TRATAMENTO CONJUGADO DE ÁGUAS RESIDUÁRIAS E LIXIVIADO DE ...pos-graduacao.uepb.edu.br/ppgcta/download/dissertacoes-defendidas... · de quatro lagoas de estabilização rasas localizado

DIEGO DE FARIAS LIMA

TRATAMENTO CONJUGADO DE ÁGUAS RESIDUÁRIAS E LIXIVIADO DE

ATERRO SANTIÁRIO EM LAGOAS DE ESTABILIZAÇÃO RASAS

Dissertação apresentada ao Programa de Pós-Graduação em Ciência e Tecnologia Ambiental do Centro de Ciência e Tecnologia da UEPB, em cumprimento aos requisitos necessários para obtenção do título de Mestre em Ciência e Tecnologia Ambiental.

ORIENTADOR: Dr. Valderi Duarte Leite

CO-ORIENTADOR: Dr. Fernando Fernandes Vieira

CAMPINA GRANDE

2010

É expressamente proibida a comercialização deste documento, tanto na sua forma

impressa como eletrônica. Sua reprodução total ou parcial é permitida exclusivamente

para fins acadêmicos e científicos, desde que na reprodução figure a identificação do

autor, título, instituição e ano da dissertação

FICHA CATALOGRÁFICA ELABORADA PELA BIBLIOTECA CENTRAL-UEPB

L732t Lima, Diego de Farias.

Tratamento conjugado de águas residuárias e lixiviado de aterro sanitário em

lagoas de estabilização rasas [manuscrito] / Diego de Farias Lima. – 2010.

95 f. : il. color.

Digitado

Dissertação (Mestrado em Ciência e Tecnologia Ambiental), Centro de Ciências e

Tecnologias, Universidade Estadual da Paraíba, 2010.

“Orientação: Prof. Dr. Valderi Duarte Leite, Departamento de Engenharia

Sanitária e Ambiental”.

1. Tratamento de Água. 2. Aterro Sanitário. 3. Esgoto Sanitário. 4. Recursos

Hídricos. I. Título.

22. ed. CDD 628.162

Dedico este trabalho ao meu irmão, KLEBER DE FARIAS LIMA, que nos deixou aparentemente no momento errado para o calendário da família, contudo, no momento certo ao tempo de Deus. Hoje, meu irmão, onde quer que esteja me serve de inspiração e força para enfrentar todas as dificuldades e me tornar um vitorioso como ele sempre foi.

AGRADECIMENTOS

A Deus, por todas as coisas apresentada por ele em minha vida;

Aos meus pais, Francisco e Eunice por todo carinho, paciência e dedicação

que até hoje eles tem me apresentado;

Em especial a minha tia Luzia, que dedicou sua vida a cuidar de mim

sempre que necessário e por isso posso a considerá-la como sendo minha

segunda mãe;

Aos meus irmãos Feuber e Mayanny, e sobrinhos Taynara, Isadora, Tayani,

Igor e Thiago, que me trazem tanta alegria e orgulho em dizer que são

minha eterna família;

À minha namorada, Keila, que com muita paciência soube me entender nos

dias mais estressantes que tive durante a composição deste trabalho e por

todo apoio e força que ela me deu para que conseguisse chegar ao final do

curso;

A toda minha família, pelo apoio e carinho que todos têm por mim;

Aos meus amigos de mestrado, que conheci e me conquistaram nesse

pouco tem em que estivemos juntos;

Aos meus amigos da EXTRABES, que tem tão grande participação neste

trabalho final;

Ao meu orientador professor Valderi Duarte Leite, pela orientação,

paciência, dedicação e por me ajudar a chegar até aqui.

Ao meu Co-orientador professor Fernando Fernandes, pelo incentivo,

amizade e confiança depositado em mim;

Aos professores Howard Willian Pearson e Ariuska Karla B. Amorim, por

aceitarem participar desta banca de dissertação.

Aos professores do Programa de Pós-Graduação em Ciência e Tecnologia

Ambiental, por todo o conhecimento repassado;

A todas aquelas pessoas que de forma direta ou indireta deram sua

contribuição a este trabalho.

“Os covardes nunca tentaram, os fracos desistiram na metade, e só os fortes

chegaram aonde nós chegamos”.

(Autor desconhecido)

RESUMO

Nas últimas décadas houve crescente preocupação com os recursos hídricos, em relação ao crescimento da população, aumentou a demanda por água e a degradação dos corpos d’água através da liberação de efluentes domésticos e industriais sem tratamento adequado. Além desses problemas, os resíduos sólidos urbanos (RSU) produzem outra fonte de poluição, designadamente, o lixiviado proveniente dos aterros sanitários. Este estudo investigou o tratamento de águas residuárias e lixiviado de aterro sanitário em uma série de quatro lagoas de estabilização rasas localizado na Estação Experimental de Tratamento Biológico de Esgoto Sanitário (EXTRABES), da Universidade Estadual da Paraíba, Campina Grande, Paraíba, Brasil. O sistema experimental recebeu o esgoto do emissário leste do sistema de esgotamento da cidade de Campina Grande e lixiviado coletado no aterro sanitário da cidade de João Pessoa, PB, e pré-tratado por processo de “stripping amônia” em uma série de lagoas rasas. O período experimental foi dividido em três fases, dependendo das misturas de substratos usados para alimentar o sistema de lagoas. Na Fase 1, o substrato foi apenas águas residuárias, na Fase 2, o substrato foi composto por uma mistura de águas residuárias e lixiviado pré-tratado em uma proporção de 99:1, respectivamente, e na Fase 3 a proporção de esgoto para lixiviado foi 98:2. A eficiência de remoção de material carbonáceo medido indiretamente como DQO e DBO5 na Fase 1 foi 29% e 91%, na Fase 2 de 54% e 95% e na Fase 3 de 83% e 90%, respectivamente. Quanto à riqueza de espécies de microalgas, houve um aumento no número de espécies ao longo do sistema de lagoas de estabilização, com 12 espécies de algas na primeira lagoa e 29 espécies na lagoa final. A classe Euglenophyceae foi predominante nas lagoas 1 e 2, e Chlorophyceae nas lagoas 3 e 4. A densidade de algas na lagoa 4, em relação à lagoa 1 diminuiu em 82% na Fase 2 e 92% na Fase 3. O pH e oxigênio dissolvido nos corpos d'água foram maiores durante o dia, entre 10 e 16h, com pH acima de 9,2 e oxigênio dissolvido acima de 14 mg/L na lagoa 2. O tratamento conjugado de águas residuárias e lixiviado de aterro sanitário em lagoas de estabilização rasas, parece ser uma promissora tecnologia alternativa para o futuro, proporcionando benefícios sociais, econômicos e ambientais, principalmente para regiões geográficas com disponibilidade de áreas favoráveis. Palavras – chave: Lagoas de Estabilização Rasas; Lixiviado; Remoção de Matéria Orgânica, Fitoplâncton; Tratamento Conjugado.

ABSTRACT

In recent decades there has been increasing concern about water resources due to population growth, increases in water demand and the degradation of water bodies through the release of domestic and industrial wastewater without adequate treatment. In addition to these problems, municipal solid waste (MSW) produces another source of pollution, namely, leachate emanating from sanitary landfill. This study investigated the treatment of wastewater and landfill leachate in 4 series of shallow waste stabilization ponds located at the Experimental Research Station for Biological Sewage Treatment (EXTRABES), of the State University of Paraiba, Campina Grande, Paraiba, Brazil. The experimental system received sewage from the eastern sewerage interceptor of Campina Grande and leachate collected from the sanitary landfill of the city of Joao Pessoa, PB, and pretreatment by process of "ammonia stripping" in a series of shallow lagoons. The experimental period was divided into three phases, depending on the mixtures of substrate used to feed the pond system. In Phase 1, the substrate was only wastewater, in Phase 2, the substrate was comprised a mixture of wastewater and pretreated leachate in a ratio of 99:1, respectively, and in Phase 3 the ratio of sewage to leachate was 98:2. The removal efficiency of organic material indirectly measured as COD and BOD5 in Phase 1 was 29% and 91% in Phase 2, 54% and 95% and in Phase 3 83% and 90 %, respectively. Regarding species richness of microalgae, there was an increase in the number of species along the stabilization pond system, with 12 algal species in the first pond and 29 species in the final pond. The class Euglenophyceae was predominant in ponds 1 and 2, and Chlorophyceae in ponds 3 and 4. The algal density in pond 4, in relation to pond 1 decreased by 82% in Phase 2 and by 92% in Phase 3. The pH and dissolved oxygen levels in the ponds were highest during the day, between 10 e 16 h, with pH above 9,2 and dissolved oxygen above 14 mg/L in pond 2. The combined treatment of wastewater and landfill leachate in a series of shallow ponds would appear to be a promising alternative technology for the future, providing social, economic and environmental advantages, mainly for geographical regions with favorable availability of areas. Key - words: Shallow Stabilization Ponds, Leachate, Removal of Organic

Matters, Phytoplankton; Conjugate Treatment.

LISTA DE FIGURAS

Figura 1 Dados da precipitação pluviométrica acumulada durante o

período de 1961 a 1990 do Município de Campina Grande -

PB...................................................................................................................

32

Figura 2 Esquema do sistema experimental.................................................. 37

Figura 3 Comportamento da variação espaço-temporal do pH na Fase 1.... 43

Figura 4 Comportamento da variação espaço-temporal do pH nas Fases 2

e 3...................................................................................................................

44

Figura 5 Comportamento da variação espaço-temporal da Alcalinidade

Total na Fase 1..............................................................................................

45

Figura 6 Comportamento da variação espaço-temporal da Alcalinidade

Total nas Fases 2 e 3 ....................................................................................

46

Figura 7 Comportamento da variação espaço-temporal da Acidez na Fase

1......................................................................................................................

47

Figura 8 Comportamento da variação espaço-temporal da Acidez nas

Fases 2 e 3.....................................................................................................

48

Figura 9Comportamento da variação espaço-temporal da DQO na Fase 1. 49

Figura 10 Comportamento da variação espaço-temporal da DQO nas

Fases 2 e 3.....................................................................................................

50

Figura 11 Comportamento da variação espaço-temporal da DBO5 na Fase

1......................................................................................................................

52

Figura 12 Comportamento da variação espaço-temporal da DBO5 nas

Fases 2 e 3 ....................................................................................................

52

Figura 13 Comportamento da variação espaço-temporal do NH4+-N na

Fase 1.............................................................................................................

53

Figura 14 Comportamento da variação espaço-temporal do NH4+-N nas

Fases 2 e 3.....................................................................................................

54

Figura 15 Comportamento da variação espaço-temporal dos SSV na Fase

1......................................................................................................................

55

Figura 16 Comportamento da variação espaço-temporal dos SSV nas

Fases 2 e 3.....................................................................................................

56

Figura 17 Comportamento da variação espaço-temporal da Clorofila “a” na

Fase 1.............................................................................................................

57

Figura 18 Comportamento da variação espaço-temporal da Clorofila “a”

nas Fases 2 e 3..............................................................................................

57

Figura 19 Contribuição relativa (%) das classes de algas fitoplanctônicas

para a riqueza específica total da comunidade na Fase 2 ............................

61

Figura 20 Contribuição relativa (%) das classes de algas fitoplanctônicas

para a riqueza específica total da comunidade na Fase 3 ............................

62

Figura 21 Riqueza específica das classes de algas fitoplanctônicas do

sistema nas Fases 2 e 3................................................................................

63

Figura 22 Densidade da comunidade fitoplanctônica na Fase 2................... 66

Figura 23 Densidade da comunidade fitoplanctônica na Fase 3................... 67

Figura 24 Variação do pH na massa líquida das lagoas para a Fase 1......... 68



Figura 27 Variação do OD na superfície e a 20 cm da Fase 1 na Lagoa 1... 71












Figura 39 Comportamento do pH em relação a temperatura ambiente na

Fase 1 da Lagoa 1.........................................................................................

79


Fase 1 da Lagoa 2.........................................................................................

79


Fase 1 da Lagoa 3.........................................................................................

80


Fase 1 da Lagoa 4.........................................................................................

80


Fase 2 da Lagoa 1.........................................................................................

81


Fase 2 da Lagoa 2.........................................................................................

82


Fase 2 da Lagoa 3.........................................................................................

82


Fase 2 da Lagoa 4.........................................................................................

83


Fase 3 da Lagoa 1.........................................................................................

84


Fase 3 da Lagoa 2.........................................................................................

85


Fase 3 da Lagoa 3.........................................................................................

85


Fase 3 da Lagoa 4.........................................................................................

86

LISTA DE TABELAS

Tabela 1 Classificação das Águas Residuárias........................................... 19

Tabela 2 Características dos RSU............................................................... 21

Tabela 3 Características de Lixiviados de Aterros Sanitários...................... 24

Tabela 4 Coeficiente K em função do Peso Específico............................... 31

Tabela 5 Parâmetros físicos aplicados as lagoas........................................ 37

Tabela 6 Dados de operação do sistema.................................................... 38

Tabela 7 Parâmetros e métodos analisados............................................... 39

Tabela 8 Dados paramétricos caracterização dos substratos..................... 42

Tabela 9 Matriz de correlação da Fase 1.................................................... 59

Tabela 10 Matriz de correlação da Fase 2.................................................. 59

Tabela 11 Matriz de correlação da Fase 3.................................................. 60

Tabela 12 Inventário taxonômico das espécies de algas identificadas no

sistema nas Fases 2 e 3..............................................................................

65

LISTA DE SÍMBOLOS E ABREVIATURAS

ABNT: Associação Brasileira de Normas Técnicas

a.n.m: Acima do Nível do Mar

APHA: American Public Health Association

CETESB: Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental

CH4: Metano

CO2: Dióxido de Carbono

d: Dia

DBO5: Demanda Bioquímica de Oxigênio

DQO: Demanda Química de Oxigênio

E: Eficiência de remoção (%)

HPLC: Cromatografia Líquida de Alta Eficiência

IBGE: Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística

INMET: Instituto Nacional de Meteorologia

kN/m3: Kilo Newtons por Metros Cúbico

L: Litro

L/d: Litros por Dia

m: Metro

m2: Metros Quadrado

m3: Metros Cúbico

mg/L: Miligrama por Litro

m3/d: Metros Cúbicos por Dia

mm: milímetro

mm3: milímetro cúbico

N: Nitrogênio

NH4+-N: Nitrogênio Amoniacal

NTK: Nitrogênio Total Kjeldhal

OD: Oxigênio Dissolvido

OR: Osmose Reversa

P: Fósforo

pH: Potencial Hidrogeniônico

POA: Processo Oxidativo Avançado

PVC: Policloreto de Vinila

Q: Vazão

RSU: Resíduo Sólidos Urbanos

SSF: Sólidos Suspensos Fixos

SST: Sólidos Suspensos Totais

SSV: Sólidos Suspensos Voláteis

ST: Sólidos Totais

STF: Sólidos Totais Fixos

STV: Sólidos Totais Voláteis

t: Tempo

ton.dia-1: Toneladas por Dia

UASB: Upflow Anaerobic Sludge Blanket

µg/L: Micrograma por litro

SUMÁRIO

1 INTRODUÇÃO 16

2 OBJETIVOS 18

2.1 Objetivo Geral 18

2.2 Objetivo Específico 18

3 FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA 19

3.1 Águas Residuárias 19

3.2 Resíduos Sólidos Urbanos (RSU) 20

3.3 Lixiviado 23

3.3.1 Tratamento de lixiviado 24

3.4 Lagoas de Estabilização 27

3.4.1 Lagoas Anaeróbias 28

3.4.2 Lagoas Facultativas 28

3.4.3 Lagoas de Maturação 29

3.5 Tratamento Conjugado de Lixiviado de Aterro Sanitário e Águas

Residuárias

30

4 MATERIAL E MÉTODOS 36

4.1 Caracterização da Área de Estudo 36

4.2 Sistema Experimental 36

4.3 Substrato utilizado

4.4 Monitoramento do sistema experimental

4.5 Realização dos perfis

4.6 Caracterizações qualitativas e quantitativas da comunidade

fitoplanctônica

4.7 Estatística dos dados

37

38

39

40

41

5 RESULTADOS E DISCUSSÃO 42

5.1 Caracterização do Lixiviado 42

5.2 Potencial Hidrogeniônico (pH) 43

5.3 Alcalinidade Total 45

5.4 Acidez

5.5 Demanda Química de Oxigênio

5.6 Demanda Bioquímica de Oxigênio

5.7 Nitrogênio Amoniacal

47

49

51

53

5.8 Sólidos Suspensos Voláteis

5.9 Clorofila “a”

5.10 Matrizes de Correlação de Pearson

5.11 Aspectos Qualitativos da Comunidade Fitoplanctônica

5.12 Aspectos Quantitativos da Comunidade Fitoplanctônica

5.13 Perfis das variáveis pH, OD e temperatura

55

57

58

61

66

68

6 CONCLUSÕES

87

REFERÊNCIAS 89

16

1 INTRODUÇÃO

Nas últimas décadas houve crescente preocupação com os recursos

hídricos, haja vista o crescimento populacional que além de aumentar a

demanda por este bem, também acaba por degradar através do despejo de

águas residuárias domésticas e industriais sem prévio tratamento. Como

os lançamentos são feitos muitas vezes de forma irregular, os corpos

hídricos não conseguem assimilar toda a carga orgânica, afetando sua

qualidade nos pontos a jusante ao despejo.

A coleta e o tratamento de resíduos líquidos ainda é um problema

existente em todo o país. Entretanto, de acordo com dados da Pesquisa

Nacional de Saneamento Básico - PNSB (2008) houve um aumento de 10,5

pontos percentuais em relação ao ano (2000) no número de residências

brasileiras que possuem esgotamento por rede geral, chegando à ordem de

44% dos domicílios atendidos com rede coletora de águas residuárias.

Somado ao problema que as águas residuárias causam ao meio

ambiente, temos os Resíduos Sólidos Urbanos (RSU), que nos últimos

anos têm dado indícios favoráveis no que diz respeito à sua disposição

final. O número de municípios que destinavam seus resíduos em lixões foi

reduzido de 72,3% em 2000 para 50,8% em 2008, enquanto que o número

dos que utilizam aterro sanitário cresceu de 17,3% para 27,7% nesse

mesmo período (PNSB, 2008). Entretanto, mesmo os aterros sanitários que

são considerados como as melhores formas de disposição de RSU, estes

acabam por gerar outro tipo de fonte poluidora ainda mais problemática

que as águas residuárias, que é o lixiviado. Este é o líquido formado

durante a degradação da massa orgânica do RSU pelo processo de

degradação biológica, que em contato com a água da chuva, percola a

massa de resíduo, gerando líquido com elevadas concentrações de DBO

(Demanda Bioquímica de Oxigênio), DQO (Demanda Química de

Oxigênio), traços de metais pesados dissolvidos e elevada concentração

de nitrogênio amoniacal (NASCIMENTO FILHO et al., 2001).

Campos et al. (2007) e Amaral et al. (2008) caracterizando o

lixiviado dos aterros sanitários das cidades de Belo Horizonte - MG e

Gramacho – RJ, encontraram altos valores das concentrações de

17

nitrogênio amoniacal e DQO, superiores a 1000 e 2500 mg/L, essa

afirmação nos leva a imaginar alguns empecilhos para o seu tratamento,

principalmente devido a toxicidade à biota presente na maioria dos

processos de tratamento empregados hoje nas Estações de Tratamento de

Esgoto – ETE. Além das elevadas concentrações de algumas substâncias

poderem afetar diretamente a relação DBO:N:P, tornando esta relação não

adequada ao tratamento biológico (ATHAYDE JÚNIOR et al., 2002).

O uso de lagoas de estabilização para o tratamento de águas residuárias

é bastante consolidado, em especial na região Nordeste do Brasil, onde se

dispõe de grandes áreas e clima favorável para o desenvolvimento da biota

presente nas lagoas. Além disso, as lagoas apresentam vantagens em relação

a outros tratamentos, isso devido a sua simplicidade de operação, manutenção

e a excelente condição sanitária de seu efluente aliado ao seu baixo custo de

implantação. Nas lagoas a estabilização do material carbonáceo e nitrogenado

ocorre por meio de processos químicos, físicos e biológicos.

O tratamento do lixiviado de aterro sanitário combinado com águas

residuárias pode ser considerado uma boa alternativa, pois as elevadas

concentrações de materiais orgânicos presentes no lixiviado podem ser

diluídas, diminuindo dessa maneira, o impacto desse material nos processos

biológicos como é o caso das lagoas de estabilização.

Portanto, o presente trabalho objetivou estudar o processo do tratamento

conjugado de águas residuárias e lixiviado de aterro sanitário em um sistema

de lagoas de estabilização rasas.

18

2 OBJETIVOS

2.1 Geral

Avaliar o tratamento conjugado de águas residuárias e lixiviado em uma

série de lagoas de estabilização rasas.

2.2 Específicos

Avaliar a remoção de matéria orgânica no processo de tratamento

conjugado de lixiviado de aterros sanitário e águas residuárias, nas

proporções de 1% de lixiviado (tratamento 1) e 2% de lixiviado

(tratamento 2).

Analisar as variações espaciais e temporais do pH, temperatura e

oxigênio dissolvido ao longo da série de lagoas de estabilização, durante

o período de monitoração.

Avaliar os aspectos qualitativos e quantitativos na estrutura da

comunidade fitoplanctônica em termos de biomassa, dominância e

diversidade de espécies em cada tratamento realizado.

19

3 FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA

3.1 Águas Residuárias

Esgotos domésticos são resíduos líquidos que provem principalmente de

residências, estabelecimentos comerciais, instituições ou quaisquer edificações

que dispõem de instalações de banheiros, lavanderias e cozinhas. Como em

muitas situações não é possível identificar com precisão as fontes poluidoras,

então se recorre à nomenclatura de águas residuárias. Basicamente, as águas

residuárias são constituídas por despejos domésticos, águas de infiltração e,

muitas vezes, de águas pluviais. Nesse trabalho será utilizada a nomenclatura

de águas residuárias para se referir aos despejos urbanos.

Metcalf & Eddy (1991) propõe uma classificação para as águas

residuárias em forte, média e fraca de acordo com as características físico-

químicas, os dados apresentados na Tabela 1.

Tabela 1 Classificação das Águas Residuárias.

Características Forte Médio Fraco

DBO5 (mg/L) 400 220 110

DQO (mg/L) 1000 500 250

COT (mg/L) 290 160 80

NTK (mg/L) 85 40 20

Nitrogênio Orgânico (mg/L) 35 15 08

Nitrogênio Amoniacal (mg/L) 50 25 12

Sólidos Totais (mg/L) 1200 720 350

Sólidos Suspensos Totais (mg/L) 350 220 100

Sólidos Suspensos Fixos (mg/L) 75 55 20

Sólidos Suspensos Voláteis (mg/L) 275 165 80

Cloreto (mg/L) 100 50 30

Sulfato (mg/L) 50 30 20

Fonte: Metcalf & Eddy, 1991.

20

De acordo com as características das águas residuárias são

determinadas os processos de tratamento necessários para as mesmas. Em

geral o tratamento de águas residuárias pode ser realizado por meio de três

processos: tratamento físico, químico e biológico. No tratamento físico objetiva-

se eliminar sólidos grosseiros, não interferindo muito na remoção da DBO,

compõe essa etapa normalmente o sistema de grade e caixa de areia. A etapa

química desse processo consiste na correção de pH e eliminação de agentes

patológicos. A função do processo de tratamento biológico é remover a matéria

orgânica, solúvel e finalmente particulada através do metabolismo de oxidação

e de síntese de células (von SPERLING, 2005).

3.2 Resíduos Sólidos Urbanos (RSU)

Com o crescente aumento econômico e populacional tem-se uma maior

demanda por bens de consumo e com isso acaba-se por gerar maior produção

de resíduo. Essa matemática faz um prenúncio dos sérios problemas

ambientais que se pode ter caso não seja mais bem gerenciado o destino

desses resíduos sólidos urbanos.

Segundo a ABNT (2004), “resíduos sólidos são todos os resíduos no

estado sólido ou semi-sólido que resultam da comunidade, de origem industrial,

doméstica, hospitalar, comercial, agrícola, de serviço e de varrição. Ficam

incluídos nesta definição os lodos provenientes de sistema de tratamento de

água. Aqueles gerados em equipamentos e instalações de controle de

poluição, bem como determinados líquidos cujas particularidades tornem

inviável o seu lançamento na rede pública de águas residuárias ou corpos

d’água, ou exijam para isso soluções técnicas e economicamente viáveis em

face à melhor tecnologia disponível”.

No Brasil a produção per capita de resíduos sólidos urbanos é cerca de

1,106 kg/hab.dia e a coleta per capita de RSU é 0,924 kg/hab.dia (ABRELPE,

2007). Essa informação indica que 0,182 kg/hab.dia dos RSU produzidos na

zona urbana nem ao menos são coletados, ou seja, são descartados

diretamente em locais inadequados no meio ambiente.

Segundo dados do PNSB (2008) houve um aumento no número de

programas de coleta seletiva de resíduos sólidos no Brasil. No ano de 1989

21

eram 58 e em 2008 foi alcançado o patamar de 994. Esse dado revela o

interesse crescente pela compra de diversos materiais presentes nos RSU, tais

como papel, plástico, vidro e metal.

Na Tabela 2 são apresentados os dados da composição física dos

resíduos sólidos urbanos (RSU) de três diferentes cidades. Analisando os

dados presentes na Tabela 2, observa- se que de uma maneira geral os

resíduos sólidos urbanos têm diferenças com relação à sua composição física,

porém pode ser constatado que a maior fração é de material orgânico

putrescível.

O material orgânico pode ser reaproveitado por processos aeróbio ou

anaeróbio, o que diminuiria consideravelmente a quantidade de RSU com

disposição final em aterros sanitários (LEITE et al., 2006; AL-KHATIB et al.,

2010). Entretanto, a redução da disposição dos resíduos sólidos urbanos nos

aterros sanitários é altamente dependente da separação na fonte desses

resíduos, fato este que é pouco praticado (AL-KHATIB et al., 2010).

Tabela 2 Características dos RSU.

Componentes Campina Grande

– Brasil (%)

Distrito de

Nablus –

Palestina (%)

Krakow –

Polônia (%)

Matéria Orgânica 56,8 65,1 40,5

Papel & Papelão 13,6 9,1 10,2

Plástico 15,5 7,6 12,1

Madeira - - 0,9

Metais 1,5 2,8 1,8

Vidro 1,1 2,9 10,1

Têxtil - 3,1 2,7

Outros 11,5 5,4 13,2

<10 mm - 3,9 8,5

Total 100 100 100

Fonte: Adaptado de LEITE et al. (2006); AL-KHATIB et al. (2010); BOER et al.

(2010).

22

É constatado que existem poucas políticas públicas no Brasil que visam

à redução dos RSU, e que os poucos programas existentes não alcançam

eficácia e apresentam baixa eficiência ao menos quando esses programas não

estão ligados a grandes grupos econômicos, como é o caso da coleta e

reciclagem de latas de alumínio. Diante desta situação, a melhor opção para a

disposição dos resíduos sólidos urbanos acaba sendo os aterros sanitários.

Aterro sanitário é uma forma de disposição final de resíduos sólidos

urbanos no solo que utiliza técnicas de engenharia civil e sanitária para

espalhar, compactar e cobrir com terra diariamente esses resíduos, com o

objetivo de proporcionar o confinamento seguro deles, evitando riscos e danos

à saúde pública e minimizando os impactos ao ambiente. Sua construção deve

impermeabilizar o solo para que o lixiviado não atinja os lençóis freáticos,

contaminando as águas, deve também drenar o lixiviado, que deve ser retirado

do aterro, e deve drenar os gases, principalmente o carbônico, o metano e o

sulfídrico (CETESB, 2010).

Os aterros sanitários são considerados as melhores formas de

disposição dos resíduos sólidos urbanos, mesmo assim eles ainda produzem

resíduos que causam problemas ao meio ambiente.

Sob condições favoráveis, em geral ditadas pela presença de umidade

suficiente para suportar atividade microbiana, os aterros se comportam como

reatores anaeróbios em grande escala (KULIKOWSKA E KLIMIUK, 2008).

Silva e Campos (2008) afirmam que uma das maiores fontes de emis-

sões de metano são os aterros usados para a disposição de RSU. O gás de

aterro é produzido pela decomposição anaeróbia de resíduos orgânicos. Este

gás é composto por aproximadamente 50% de metano (CH4), 40% de dióxido

de carbono (CO2), 9% de nitrogênio, e concentrações residuais de compostos

orgânicos voláteis, poluentes perigosos e outros elementos. O metano e o

dióxido de carbono são considerados gases de efeito estufa, no entanto, o

metano tem um potencial de aquecimento global 21 vezes superior ao do

dióxido de carbono.

O lixiviado é outro resíduo produzido pela degradação da matéria

orgânica presente nos aterros sanitários e que é alvo de inúmeras pesquisas

por parte da comunidade acadêmica.

23

3.3 Lixiviado

Lixiviados são definidos como os efluentes aquosos gerados como

consequência de percolação de águas pluviais através dos resíduos, dos

processos bioquímicos das células e do teor de água inerentes nos próprios

resíduos. Lixiviados podem conter grandes quantidades de matéria orgânica

(biodegradável, mas também refratária à biodegradação), onde os constituintes

húmicos são um importante grupo, assim como nitrogênio amoniacal, metais

pesados, sais orgânicos e inorgânicos. A remoção de material orgânico com

base na demanda química de oxigênio (DQO), demanda bioquímica de

oxigênio (DBO) e de amônio de lixiviado é a condição usual antes da descarga

do lixiviado em águas naturais (RENOU et al., 2008).

Nascimento Filho et al. (2001) observaram que a presença de

compostos orgânicos suspeitos de atuarem como estrógenos ambientais

(ftalatos e bisfenol), compostos de ação antioxidante (benzotiazolona) e

compostos que atuam como princípios ativos de medicamentos (bensixazol)

em amostras de lixiviado estudadas são fatores preocupantes com relação ao

meio ambiente, uma vez que os limites de tolerância em ambientes abertos

(aterros sanitários) e os efeitos de exposição de longo prazo (contaminação

dos mananciais de água potável) a estes compostos são desconhecidos.

Variações na composição do lixiviado e na quantidade de poluentes

removidos dos resíduos de aterros são frequentemente atribuídas a volumes

de água que se infiltram no aterro, e diretamente relacionadas com os

processos naturais que ocorrem dentro do mesmo (KULIKOWSKA e

KLIMIUK, 2008).

Na Tabela 3 apresentam-se as características de lixiviado de aterros

sanitários de 3 países. De uma maneira geral os lixiviados de aterros têm altos

valores de DQO e nitrogênio amoniacal. Fan et al. (2006) estudando aterros

sanitários em Taiwan verificaram através de análise de coeficientes de

Pearson, que os parâmetros DQO, SS, SSV, ST, cor, COT, DBO e

condutividade elétrica diminuíram com o aumento da idade do aterro. Por outro

lado, o pH e a relação DBO / DQO não apresentaram relação significativa com

a idade do aterro sanitário.

24

Tabela 3 Características de Lixiviados de Aterros Sanitários.

Parâmetros Tunísia Pequim - China Taiwan

pH 7,53 8,5 7,74

NTK (mg/L) 3740 2117 -

NH4+-N (mg/L) 2570 1972 -

DQO (mg/L) 13610 1703 689,6

DBO5 (mg/L) 2840 - 49,6

DBO5/DQO 0,4 - 0,06

AT (mg/L) - 11898 -

Fonte: Adaptado de FAN et al. (2006); LIANG, Z. e LIU, J. (2008); YAHMED et

al. (2009).

Gourdon et al. (1989) apud Amaral et al. (2008) determinaram a

distribuição de peso molecular das frações de lixiviado de aterro sanitário que

recebiam resíduo industrial, antes e depois do tratamento aeróbio e anaeróbio,

para avaliar a biodegradabilidade aeróbia e anaeróbia. Os autores observaram

que tanto a fração de baixo peso molecular quanto a fração de alto peso

molecular apresentam maior biodegradabilidade aeróbia, sendo que os

compostos refratários após tratamento aeróbio e anaeróbio, avaliados por

Cromatografia Líquida de Alta Eficiência (CLAE) foram os mesmos.

O lixiviado contém valores elevados de DBO (Demanda Bioquímica de

Oxigênio) e DQO (Demanda Química de Oxigênio), traços de metais

dissolvidos e nitrogênio amoniacal (NH4+-N). Acredita-se que este último

parâmetro mencionado (NH4+-N) seja uma causa comum da toxicidade de

lixiviado de aterros sanitários e o que dificulta o tratamento do lixiviado por

meio de processos biológicos.

3.3.1 Tratamento de lixiviado

Diversos são os processos pesquisados para o tratamento do lixiviado,

entretanto, a escolha deles deve levar em consideração tanto as características

do lixiviado como também a viabilidade econômica.

25

Pacheco e Peralta-Zamora (2004) propuseram processo integrado para

a remediação de lixiviado, consistindo na separação preliminar das substâncias

húmicas por precipitação em meio ácido, essa etapa ocorreu sob agitação

magnética em pH próximo a 1,0, utilizando-se ácido sulfúrico 20%. O sólido foi

separado por centrifugação seguida de filtração em membrana Milipore® 0,44

mm. O tratamento subsequente do sobrenadante ocorreu por meio de

processos oxidativos avançados com uso de um reator com capacidade de 120

mL. A radiação ultravioleta foi proporcionada por uma lâmpada a vapor de

mercúrio de 125 W (sem o bulbo protetor), inserida na solução por meio de um

bulbo de quartzo (radiação ultravioleta) ou de vidro Pyrex (radiação acima de

300 nm). Oxigênio foi continuamente borbulhado, com vazão de

aproximadamente 30 mL.min-1. Em geral, a precipitação preliminar permite

remover uma pequena parcela da DQO (14%) e grande parte da cor, o que

permite significativas melhoras no tratamento fotoquímico posterior. Quando

aplicado na forma de um sistema de múltiplas adições de peróxido de

hidrogênio, o sistema UV/H2O2 permitiu a descolorações da ordem de 95% e

reduções de DQO de 75%, em tempos de reação de 120 min. Trata-se de um

resultado bastante promissor, principalmente levando-se em consideração a

elevada resistência da matriz em estudo.

Lange et al. (2006) analisaram a viabilidade técnica do tratamento de

lixiviado de aterro sanitário por Processo Oxidativo Avançado (POA)

empregando reagente de Fenton. Os ensaios foram executados no Aterro

Sanitário de Belo Horizonte, o processo foi realizado em batelada, com

capacidade de produção de 1000L, usando reator de mistura simples. Os

resultados mostraram elevada eficiência na remoção de poluentes orgânicos,

onde as remoções de DQO foram em média de 61%, sendo a maior remoção

alcançada de 75%, a qual demandou a menor quantidade de reagente e menor

tempo de agitação e consequentemente menor custo de operação. Estes

resultados sugerem que não haverá comprometimento ao transpor este

tratamento para escala real, e que este processo poderá ser realizado como

tratamento preliminar.

Mannarino et al. (2006) apresentaram um sistema de tratamento de

lixiviado que consistia em filtro biológico aeróbio, uma pequena wetland (com

tempo de detenção hidráulica - TDH de 2 dias e plantado com uma espécie de

26

gramínea local) e uma lagoa aeróbia. Esses sistemas promovem a absorção de

nutrientes pelas plantas e facilitam a degradação de material orgânico por

microrganismos do solo e aderidos às raízes. A experiência desenvolvida no

Aterro Sanitário de Piraí propiciou remoções, em termos de concentração de

poluentes, de 41% de DQO e 51% de nitrogênio amoniacal. Os resultados

obtidos no Aterro Metropolitano de Gramacho - RJ apresentam redução de

86% de DQO e 89% de nitrogênio amoniacal. Os sistemas implantados

apresentam-se como alternativas eficientes no tratamento de lixiviado,

sobretudo em regiões de clima tropical, onde as elevadas temperaturas

potencializam a evapotranspiração.

Lin et al. (2007) estudaram o comportamento de duas microalgas

isoladas de uma lagoa de lixiviado do aterro Li Keng em Guangzhou na China,

Chlorella pyrenoidosa e Chlamydomonas snowiae, sendo comparadas com

Chlorella pyrenoidosa isoladas de uma água de rio limpo. Suas taxas de

crescimento e remoção de nutrientes foram determinadas em uma diluição

seriada de lixiviado do aterro (10%, 30%, 50%, 80% e 100%) sob condições de

laboratório. Os resultados indicaram que o crescimento de todas as espécies

de algas está ligado às altas concentrações de lixiviado, e a inibição aparecem

ligada a altas concentrações de amônia (nitrogênio amoniacal > 670

mg/L). Quantidades significativas de NH3 e DQO no lixiviado foram removidas

pelas algas, com uma correlação positiva entre o crescimento das algas e o

consumo de nutrientes.

De acordo com Renou et al. (2008) a osmose reversa (OR) parece ser

um dos métodos mais promissores e eficientes entre os novos processos de

tratamento de lixiviado de aterro sanitário. Valores de remoções dos

parâmetros DQO e concentrações de metais pesados foram superiores a 98 e

99%, respectivamente. No entanto, dois problemas foram identificados e

continuam hoje, como os principais inconvenientes para a aplicação da OR no

tratamento de lixiviado de aterro: incrustação da membrana (que exige o pré-

tratamento extensivo ou limpeza química das membranas, que resulta em um

curto tempo de vida das membranas e reduz a produtividade do processo) e a

geração de grande volume de concentrado (que é inutilizável e tem de ser

descarregado ou passar por outros tratamentos).

27

3.4 Lagoas de Estabilização

Lagoas de estabilização são tanques de dimensões variadas, nas quais

são tratadas águas residuárias através de processos naturais, esses processos

apresentam uma complexidade decorrente da produção e decomposição de

material orgânico devido à influência das alterações no meio ambiente nos

processos biológicos provocados pela simbiose existente entre a massa

fitoplanctônica e bacteriana.

Tem-se no interior das massas líquidas das lagoas, um ciclo, em que as

algas sintetizam matéria orgânica, liberando o oxigênio no meio (fotossíntese)

e, as bactérias, fazem uso do oxigênio para consumirem a matéria orgânica

das águas residuárias.

Historicamente o uso de lagoas de estabilização para o tratamento de

águas residuárias apresentam algumas vantagens em comparação com os

métodos tradicionais (SILVA e MARA, 1979).

baixos custos operacionais;

alcançam bons níveis de purificação com relação aos custos de

operação;

as necessidades de manutenção são mínimas;

obtêm considerável remoção de microrganismos;

e absorvem bem choques de sobrecarga e de mudanças climáticas.

As desvantagens do uso das lagoas de estabilização estão

principalmente em dois aspectos, o primeiro são as grandes áreas requeridas

para sua construção, e o segundo está na baixa eficiência na remoção de

sólidos suspensos por conta do crescimento algal no sistema.

O processo de degradação biológica que ocorre nas lagoas de

estabilização é baseado na oxidação da matéria orgânica presente nas águas

residuárias. Esse processo pode variar de acordo com o aceptor de elétrons

disponível na massa líquida, caso seja o O2, diz-se que o processo é aeróbio,

caso o aceptor de elétrons sejam íons inorgânicos tais como nitrato o processo

é anóxico, e caso o aceptor seja dióxido de carbono ou sulfato diz-se que o

processo é anaeróbio (von SPERLING, 2005).

28

3.4.1 Lagoas Anaeróbias

Neste tipo de lagoa, segundo JORDÃO e PESSOA (2005), a

estabilização ocorre pelos fenômenos de digestão ácida e fermentação

metanogênica. Inicialmente, os microrganismos facultativos, na ausência de

oxigênio dissolvido, transformam compostos orgânicos complexos em

substâncias e compostos mais simples, principalmente ácidos orgânicos.

Verifica-se, nesta fase, a produção de material celular (síntese) e compostos

intermediários (gás sulfídrico) e o pH reduz para valores entre 5 e 6.

Esse tipo de lagoa apresenta os menores Tempos de Detenção

Hidráulica (TDH) dentre as variedades das lagoas, e tem a função de remoção

de parte da matéria orgânica. As lagoas anaeróbias são construídas de

maneira a reduzir a entrada de luz na maior parte da massa líquida, como

conseqüência se tem uma redução da atividade fotossintética e menor

disponibilidade de oxigênio no meio, e para tal função elas são usualmente

mais profundas (de 3 m a 5 m).

A eficiência de remoção de DBO5 nas lagoas anaeróbias para águas

residuárias é usualmente da ordem de 50 a 70%. A DBO5 efluente é ainda

elevada, implicando na necessidade de uma unidade posterior de tratamento.

As unidades mais utilizadas são as lagoas facultativas. A remoção de DBO5 na

lagoa anaeróbia proporciona uma substancial economia de área para a lagoa

facultativa, fazendo com que o requisito de área total (lagoa anaeróbia +

facultativa) seja em torno de 45 a 70% para águas residuárias do requisito de

uma lagoa facultativa única (von SPERLING, 1996).

Miwa et al. (2007) analisando a dinâmica do nitrogênio constatou que a

eficiência na remoção de nitrogênio é dependente das variações climáticas e

da otimização do sistema através das variáveis hidrodinâmicas, além de que

uma baixa carga orgânica no afluente pode implicar em semelhança de

funcionamento entre as lagoas anaeróbia e facultativa.

3.4.2 Lagoas Facultativas

As lagoas facultativas são normalmente utilizadas como sistema

secundário no tratamento de águas residuárias, isso quando elas são

29

construídas seriadas com lagoas anaeróbias. Fisicamente, as lagoas

facultativas diferem das anaeróbias pelo fato de serem projetadas com uma

menor profundidade (entre 1,5 m e 2,0 m) e terem relação comprimento/largura

maiores, entre 2 e 4 (von SPERLING, 1996).

Essas variações nas dimensões das lagoas facultativas promovem

grandes mudanças na forma como o material orgânico é degradado. Essa

menor profundidade faz com que as lagoas facultativas apresentem uma

camada aeróbia superficial, uma zona facultativa intermediária e uma camada

anaeróbia no fundo da lagoa.

As lagoas facultativas durante o dia sofrem grandes variações na

quantidade de oxigênio dissolvido existente na massa líquida, isso devido ao

fato de que menores profundidades favorecem a penetração da luz e com isso

a atividade fotossintética, como consequência tem-se variações no ponto de

“oxipausa” (o ponto abaixo da superfície, no qual o nível de oxigênio dissolvido

é igual a zero) (SILVA e MARA, 1979).

3.4.3 Lagoas de Maturação

Lagoas de Maturação e de Polimento são utilizadas principalmente como

desinfetantes, haja vista que a remoção do material carbonáceo e nitrogenado

se procedem principalmente em etapas anteriores. As nomenclaturas,

Polimento e Maturação, diferem apenas onde cada tipo de lagoa será

empregado, caso seja utilizado como pós-tratamento de reator UASB, então

empregasse o termo Polimento, e caso a lagoa complemente um sistema

australiano de lagoas (Lagoa anaeróbia/Lagoa Facultativa) ou uma lagoa

facultativa então se diz que esse tipo de lagoa rasa é de Maturação.

A baixa taxa de oxidação, associada à alta taxa de produção

fotossintética de oxigênio, leva à prevalência da fotossíntese sobre a oxidação

bacteriana (MASCARENHAS et al., 2004).

As lagoas de estabilização rasas, com profundidade útil inferior a 1,00

metro, podem se comportar como totalmente aeróbias onde a penetração da

luz ao longo da profundidade é praticamente total (a energia luminosa tende a

se extinguir com a profundidade, mesmo em águas límpidas). A produção de

algas é maximizada e o pH é usualmente elevado (von SPERLING, 1996).

30

Nestas condições, o fator limitante que determina o tempo de detenção

mínimo das águas residuárias nas lagoas de polimento (e deste modo a área e

o volume da lagoa) não é mais a remoção da matéria orgânica e sim a

remoção dos organismos patogênicos. Por esta razão, o objetivo principal das

lagoas de polimento deixa de ser a estabilização da matéria orgânica e passa a

ser a remoção dos patógenos (MASCARENHAS et al., 2004).

Nas lagoas de polimento predominam condições adversas para os

organismos patogênicos, tais como: temperatura, radiação solar, elevados

valores de pH (principalmente acima de 9,0), altas concentrações de oxigênio

dissolvido (especialmente níveis de supersaturação), efeito de toxinas

produzidas por algas, predação, competição e inanição (MASCARENHAS et

al., 2004).

3.5 Tratamento Conjugado de Lixiviado de Aterro Sanitário e Águas

Residuárias

Entre as várias maneiras, o tratamento conjugado do lixiviado com

águas residuárias tem se apresentado como uma forma propícia, haja vista que

as altas cargas de material carbonáceo e nitrogenados presentes no lixiviado

de diversos aterros, acabam sendo diluídas quando misturadas as águas

residuárias.

Seguindo essa tendência do tratamento conjugado, na Estação

Experimental de Tratamento Biológico de Esgoto Sanitário (EXTRABES)

diversos trabalhos vêm sendo desenvolvidos com o intuito de identificar as

melhores proporções de mistura do lixiviado e águas residuárias que se

adéquem ao tratamento biológico, como exemplos temos Athayde Júnior et al.

(2002) e Torquato (2010).

As proporções de mistura do lixiviado e águas residuárias utilizadas

nesse trabalho foram baseados em cálculos que expressam uma previsão da

produção desses componentes na cidade de Campina Grande-PB. O cálculo

do volume de lixiviado produzido diariamente na cidade de Campina Grande foi

feito a partir de informações da tese de BIANA (2007), do INMET (2010) e

BARROS (2004).

31

BARROS (2004) apresenta uma variedade de métodos para

determinação da produção de lixiviado em um aterro sanitário. Dentre estes,

tem-se o método suíço que parte do pressuposto de que certa porcentagem da

precipitação infiltra nos resíduos, atinge a camada de impermeabilização na

base da plataforma e, consequentemente deve ser drenada. Esta porcentagem

é, normalmente, estipulada em função do peso específico dos resíduos

dispostos no aterro e da experiência do projetista. O método suíço considera

como elementos principais a precipitação pluviométrica sobre a cobertura e o

grau de compactação dos resíduos. O cálculo da vazão média pode ser

expresso pela Equação 1:

Q = P . A . K / t Equação 1

em que:

Q: vazão média de percolado, L/s;

P: precipitação média anual, mm;

A: área de cobertura, m2;

t: número de segundos em um ano;

K: proporção da precipitação que é convertida em percolado (Tabela 4).

Os valores de K são em função do peso específico dos resíduos sólidos

urbanos e são apresentados na Tabela 4.

Tabela 4 Coeficiente K em função do Peso Específico.

Peso Específico dos Resíduos (kN/m3) K

4 a 7 0,25 a 0,5

> 7 0,15 a 0,25

Fonte: FIRTA, 2007.

Para o dimensionamento da produção de lixiviado utilizou-se o maior

valor de k que é 0,5.

BIANA (2007) diz que, levando-se em consideração o total de resíduos

sólidos coletados na cidade de Campina Grande (220 ton.dia-1), calcula-se a

área mínima de um aterro que pudesse atender a necessidade de todo o

32

município, multiplicando 220 ton.dia-1 pelo fator 560, que resulta numa área

mínima de 123.200 m2.

Na Figura 1 apresenta-se o comportamento da precipitação

pluviométrica ocorrida no município de Campina Grande - PB, nela pode-se

observar tanto o índice pluviométrico do ano de 2009, como também a média

de chuvas ocorridas na cidade entre os anos de 1961 e 1990. Baseado na

média histórica se tem um valor anual de chuvas na cidade de Campina

Grande, que fica em torno de 800 mm.

Figura 1 Dados da precipitação pluviométrica acumulada durante o período de

1961 à 1990 do Município de Campina Grande - PB.

Fonte: INMET (2010).

Tomando-se como referência os dados da precipitação pluviométrica

apresentados na Figura 1, realizou-se a estimativa da vazão volumétrica de

lixiviado que poderá ser produzida pelo município de Campina Grande – PB.

Q = P . A . K / t

Q = 800 . 123200 . 0,5 / 31622400

Q = 1,56 L . s-1

33

O resultado da Equação 1 indica a possível vazão volumétrica de

lixiviado que seria produzida, caso os RSU produzidos e coletados na cidade

de Campina Grande fossem destinado a aterro sanitário.

Baseado em cálculo de engenharia para construção de sistema de

tratamento de águas residuárias, pode-se estimar a produção de águas

residuárias na cidade de Campina Grande a partir da Equação 2.

Q = População . Vazão per capita Equação 2

De acordo com dados do IBGE (2002) a população de Campina Grande

é estimada em cerca de 400.000 habitantes. Utilizando-se uma vazão per

capita de 150 L.hab-1.d-1, resolvemos a Equação 2.

Q = População . Vazão per capita

Q = 400.000 hab . 150 L . hab-1 . dia-1

Q = 60.000.000 L . d-1

Q = 694,44 L . s-1

A partir dos resultados das Equações 1 e 2, pode-se estimar a proporção

de lixiviado para ser tratado conjugado com águas residuárias. A vazão de

lixiviado produzido (1,56 L . s-1) corresponde a menos de 0,25% da vazão de

águas residuárias (694,44 L . s-1), o que indica que o uso de um tratamento

conjugado com valores de 1% e 2% estão bem acima dos valores teóricos.

Outros pesquisadores também trabalharam com tratamento conjugado,

e alguns dos métodos são apresentados a seguir:

1. Athayde Júnior et al. (2002) estudaram o tratamento de lixiviado em

conjunto com águas residuárias num sistema de quatro lagoas de

estabilização, em série, em escala piloto, sendo o principal movedor desta

combinação, a adequação das características do lixiviado à passividade de

tratamento biológico. A mistura líquida das águas residuárias/lixiviado foi feita

para que não excedesse uma DBO5 de 1000 mg/L. Inicialmente a proporção de

lixiviado em relação ao volume total da mistura era de 1%, tendo sido

posteriormente aumentada para 5% e subsequentemente para 15%, de acordo

com o envelhecimento e consequente diminuição de concentração e aumento

do pH do lixiviado. Os resultados indicaram que a DBO5 e a DQO tiveram suas

34

concentrações no efluente final de, respectivamente, cerca de 50 e 200 mg/L,

sendo a grande maioria removida na primeira lagoa. A concentração de amônia

no efluente final do sistema foi de 6,6 mg/L, resultando numa eficiência de

remoção de 86%.

2. O estudo foi realizado para examinar a eficiência do tratamento biológico

de águas residuárias combinado com lixiviado de aterro sanitário. A proporção

de águas residuárias para lixiviado foi 9:1 em volume. O lixiviado foi pré-tratado

por ultra-som. A ultra-som do lixiviado foi realizada em condição estática

usando o desintegrador UD-20, a freqüência de campo de 20 kHz, amplitude

de 12 µm durante um tempo de 120 s. Para os experimentos de laboratório foi

utilizado um reator SBR com formato cilíndrico e volume total de 5 L, utilizou-se

uma bomba de ar para manter o oxigênio dissolvido acima de 2 mg/L. O reator

operou em ciclos de 24 horas, ocorrendo três variações no modo de operação.

Inicialmente foi utilizado 1 L da cultura e complementado o volume do reator

com uma mistura de águas residuárias/lixiviado. O lixiviado utilizado neste

trabalho foi proveniente do aterro da cidade de Czestochowa (sul da Polônia).

Os resultados indicaram que o uso da ultra-som no pré-tratamento do lixiviado

favoreceu sua biodegradabilidade. Foi possível obter uma remoção de DQO

que variou entre (80-92%). A remoção de nitrogênio amoniacal variou entre

(67-75%) nos três modos de operação testados (NECZAJ et al., 2007).

3. Um biorreator anaeróbio-aeróbio-anóxico (A2/O) foi usado para tratar

águas residuárias misturadas com lixiviado na Estação de Tratamento de

Águas Residuárias de Guangzhou, ao sul da China. A proporção ideal de

mistura do tratamento combinado de águas residuárias com lixiviado foi de

1:250, 1:350, 1:500 e 1:700, respectivamente. Os resultados mostraram que a

melhor relação volume de lixiviado e águas residuárias no processo A2/O foi de

1:500. A média da eficiência na remoção de nitrogênio amoniacal, nitrogênio

total e DQO para o teste em escala piloto (3,8 m3) foi de 96,5%, 61% e 81,7%,

respectivamente, com o tempo de detenção hidráulica de 11h e oxigênio

dissolvido de 3 mg/L. Após serem aplicados os testes em escala piloto (3,8 m3),

foi realizada a investigação em escala real com vazão de 220 m3/d na Estação

de Tratamento de Águas Residuárias de Guanzhou num período de

monitoramento de um ano. As remoções de nitrogênio amoniacal, nitrogênio

35

total e DQO foram de 82,65%, 92,69% e 57,1%, respectivamente (YU et al.,

2010).

36

4 MATERIAL E MÉTODOS

4.1 Caracterização da Área de Estudo

O trabalho experimental foi realizado nas dependências da Estação

Experimental de Tratamentos Biológicos de Esgoto Sanitário – EXTRABES,

localizado na cidade de Campina Grande – PB (550m acima do nível do mar).

4.2 Sistema Experimental

O sistema experimental consistiu de um tanque de armazenamento de

águas residuárias aduzida diretamente do emissário leste do sistema de

esgotamento sanitário da cidade de Campina Grande, PB. De um reservatório

de lixiviado “pós stripping” coletado no aterro sanitário metropolitano da cidade

de João Pessoa, PB e pré-tratado por um processo de stripping de amônia em

um sistema de lagoas rasas. De um depósito para armazenamento do

substrato, que compreende a mistura em suas devidas proporções de lixiviado

e águas residuárias. De quatro lagoas de estabilização rasas operadas em

série. De bombas dosadoras e de outros dispositivos complementares.

As lagoas foram construídas em alvenaria de concreto, cimento e ferro e

são interconectadas através de tubos de PVC rígido de diâmetro de 32 mm,

sendo que a primeira lagoa conta com um registro de controle de fluxo do

substrato.

Na Tabela 5 estão apresentadas as características físicas das quatro

lagoas que compõem o sistema. Na Figura 2 apresenta-se o esquema

experimental das lagoas rasas, com seus respectivos pontos de coletas

indicados.

37

Tabela 5 Parâmetros físicos aplicados as lagoas.

Lagoas Comprimento (m) Largura (m) Altura (m) Volume (m3)

Lagoa 1 5 1 0,50 2,50

Lagoa 2 5 1 0,45 2,25

Lagoa 3 5 1 0,40 2,00

Lagoa 4 5 1 0,35 1,75

Figura 2 Esquema do sistema experimental

4.3 Substrato utilizado

Como já foi mencionado anteriormente, as águas residuárias utilizadas

neste trabalho foram provenientes de uma rede coletora que passa nas

dependências da EXTRABES. O lixiviado utilizado foi proveniente do aterro

sanitário metropolitano da cidade de João Pessoa – PB, que está localizado no

Engenho Mussuré no Distrito Industrial a 5 km da BR-101. Este por sua vez, foi

coletado e transportado para a EXTRABES através de carros tanques. O

lixiviado utilizado neste trabalho foi pré-tratado por um processo de stripping de

amônia em um sistema de lagoas rasas.

O monitoramento do sistema foi dividido em três fases, essa divisão foi

38

feita de acordo com o substrato utilizado em cada fase. A primeira Fase

(também chamada de Fase de Aclimatação) teve duração de 4 meses, para as

Fases 2 e 3 o tempo de monitoramento foi de 3 meses cada.

Fase 1: O substrato utilizado nessa fase foi unicamente águas

residuárias provenientes da rede coletora da cidade de Campina

Grande.

Fase 2: Nesta fase o substrato utilizado consistiu de uma mistura de

águas residuárias e lixiviado pré-tratado numa proporção de 1%.

Fase 3: O substrato utilizado nesta fase consistiu de uma mistura de

águas residuárias e lixiviado pré-tratado numa proporção de 2%.

4.4 Monitoramento do sistema experimental

O monitoramento do sistema foi dividido em três fases, nas quais as

mudanças ocorridas no substrato utilizado para cada fase se deram de forma

sequencial, da Fase 1 até a Fase 3. Não foi feito o esvaziamento das lagoas

para o inicio de cada fase de monitoramento do sistema.

O sistema experimental operou na Fase 1 com Tempo de Detenção

Hidráulica (TDH) de aproximadamente 39 dias, já nas Fases 2 e 3 o TDH foi

reduzido praticamente pela metade, sendo respectivamente de 19 dias, a Taxa

de Aplicação Superficial (λs) mais que dobrou da primeira para as demais

Fases. Na Tabela 6 são apresentados os dados de TDH, Taxa de Aplicação

Superficial de DQO (λs) e vazões (Q) das três fases de monitoramento do

sistema.

Tabela 6 Dados de operação do sistema.

Fases Q (L/dia) TDH (dia) λs (kgDQO/ha.dia)

Fase 1 220 38,6 167,6

Fase 2 450 18,8 370,4

Fase 3 450 18,8 392,0

39

A Tabela 7 apresenta os parâmetros determinados semanalmente

durante o período de monitoramento das três fases do sistema. Todas as

amostras foram coletadas com auxilio de béquer na superfície das lagoas (dez

centímetros de profundidade), com exceção do primeiro ponto de amostragem.

A coleta do primeiro ponto de amostragem se deu antes do substrato se

misturar a massa líquida da primeira lagoa, através de um registro controle de

fluxo existente na tubulação que conduz o substrato até a primeira lagoa da

série. O horário de coleta foi às 8 horas da manhã nas entradas de cada lagoa

e na saída da lagoa 4, dando um total de cinco pontos de amostragem que

estão indicados da Figura 2. Todas as análises foram realizadas logo após

cada coleta.

As determinações seguiram a metodologia preconizada por APHA (1998)

de acordo com as especificações apresentadas na Tabela 7, com exceção da

clorofila “a” que seguiu o método recomendado por Jones (1979).

Tabela 7 Parâmetros e métodos analisados.

Parâmetro Método Frequência

pH Potenciométrico 2 x por semana

AT* e Acidez Potenciométrico 2 x por semana

Nitrogênio Amoniacal Micro Kjedahl 2 x por semana

DQO Titulométrico 2 x por semana

ST Gravimétrico 1 x por semana

SSV Gravimétrico 1 x por semana

DBO5 Titulométrico 1 x por semana

*Alcalinidade Total

4.5 Realização dos perfis

Visando obter maior compreensão sobre os processos ocorrentes nas

lagoas de estabilização rasas, foram realizados perfis de 24 horas nos quais as

quatro lagoas foram monitoradas. O monitoramento teve inicio às 6 horas da

40

manhã, e término às 5 horas da manhã do dia seguinte para cada perfil. Foram

realizadas determinações a cada hora do dia, o que totalizou 24 determinações

para cada parâmetro.

Foram realizados dois perfis de 24 horas para as fases 1, 2 e 3 de

monitoramento das lagoas. Nos perfis foram realizadas determinações de pH,

oxigênio dissolvido e temperatura (na massa líquida confinada) nas quatro

lagoas em intervalos de tempo de uma hora. Os perfis foram realizados em

dias ensolarados e de pouca nebulosidade, tendo temperatura durante o dia

acima dos 20 ºC. As determinações de pH e temperatura da massa líquida das

lagoas ocorreu em amostras da superfície (a menos de dez centímetros de

profundidade) sendo a temperatura medida no próprio sistema, enquanto que

para a medição do pH foi necessário se fazer uma coleta da superfície

conduzindo-a ao laboratório. A determinação do oxigênio dissolvido foi

realizada em duas profundidades, na superfície e a 20 cm de profundidade na

lagoa.

4.6 Caracterizações qualitativas e quantitativas da comunidade

fitoplanctônica

Para as análises qualitativa e quantitativa da massa algal foram

coletadas amostras em toda a coluna da massa líquida das lagoas em quatro

pontos distintos de cada lagoa, as amostras dos quatro pontos coletados foram

posteriormente misturadas e retirada uma alíquota que foi acondicionada em

frascos de polietileno de 300ml e preservadas com formol a 4% neutralizado

com bórax. A identificação dos organismos foi feita utilizando microscópio

binocular Olympus CBA, em até 400 vezes de aumento. O sistema de

classificação para classes e gêneros seguiu as indicações de Bicudo &

Menezes (2006), para as espécies foram utilizadas chaves de identificação

específicas de cada grupo. A contagem do fitoplâncton foi realizada em

microscópio invertido com aumento de 400 vezes pelo método da

sedimentação de Utermöhl (1958). Através de transectos horizontais e

verticais, tantos quantos foram necessários para que fossem contados no

mínimo 100 indivíduos da espécie mais freqüente, de modo que o erro fosse

41

inferior a 20% e o coeficiente de confiança acima de 95% (LUND et al., 1958).

O tempo de sedimentação foi de três horas para cada centímetro de altura da

câmara (MARGALEF, 1983). Os resultados foram expressos em densidade

(ind.ml-1) e calculados de acordo com a fórmula descrita por Ross (1979)

conforme a Equação 3.

Indivíduos. ml-1= (n/sc).(1/h). (F) Equação 3

Onde: n= número de indivíduos efetivamente contados;

s= área do campo em mm2

c= número de campos contados;

h= altura da câmara de sedimentação em mm;

F= fator de correção para mililitro (103 mm3/1 ml)

4.7 Estatística dos dados

Para as análises estatísticas foi utilizado o coeficiente de correlação de

Pearson, que é uma medida que indica a força de uma relação linear entre

duas variáveis, essa relação independe das unidades de medidas das

variáveis. Os coeficientes variam entre -1 e +1, ou podem ser expresso em

porcentagem, -100% e 100%, quanto maior for a qualidade do ajuste (ou

associação linear), mais próximo de +1 ou -1 estará o valor do coeficiente r

próximo de zero (MARTINS, 2008).

42

5 RESULTADOS E DISCUSSÕES

Nesta seção são apresentados e discutidos os resultados obtidos das

determinações experimentais. Inicialmente são apresentados os dados da

caracterização físico-química do lixiviado, posteriormente, são analisadas e

discutidas as variações espacial-temporal de cada parâmetro estudado no

período de monitoramento das três Fases. E em seguida são apresentados os

dados qualitativos e quantitativos da comunidade fitoplanctônica. Por fim, são

apresentados os parâmetros pH, OD e temperatura dos perfis realizados em

cada fase.

5.1 Caracterização dos Substrato

Na Tabela 8 são apresentados os principais dados paramétricos

advindos da caracterização do lixiviado pós stripping, e dos substratos

utilizados na alimentação das lagoas, preparados a partir da mistura do

lixiviado pós stripping e das águas residuárias da rede coletora da cidade de

Campina Grande.

Tabela 8 Dados paramétricos da caracterização dos substratos.

Parâmetros Lixiviado (Pós

Stripping)

Substrato

Fase 1

Substrato

Fase 2

Substrato

Fase 3

pH 10,3 7,6 7,71 7,64

AT (mgCaCO3/L) 11842,4 435,95 454,29 444,41

Acidez (mgCaCO3/L) 679,6 39,91 45 42

DQO (mg/L) 9505,8 380,9 411,6 435,8

DBO5 (mg/L) 254,8 202,15 191,3 155,33

NH4+-N (mg/L) 5,7 45,248 39,44 40,22

ST (mg/L) 83470 1095,4 1184,7 1102

SSV (mg/L) 240 54,8

42

50

43

Observar-se que todos os parâmetros têm valores típicos de lixiviado de

aterro sanitário com exceção do nitrogênio amoniacal que possui valor bem

abaixo da média, isso se deve ao fato do lixiviado utilizado neste trabalho ter

sido submetido ao processo de stripping de amônia. Os dados apresentados na

Tabela 8 para os parâmetros de pH, DQO e DBO5, indicam que o lixiviado

neste estudo tem característica de lixiviado em sua fase metanogênica, com

valores de pH acima de 7,5 e relação DBO5/DQO de 0,02 (EHRIG, 1988 apud

OMAN, 2007).

Os baixos valores na relação DBO5/DQO e nos valores de DBO5

existentes na fase metanogênica de lixiviado são explicados pela baixa

atividade biológica, como consequência se tem baixa concentração de ácidos

graxos voláteis (OMAN, 2007).

5.2 Potencial Hidrogeniônico (pH)

Nas Figuras 3 e 4 apresenta-se o comportamento da variação espaço-

temporal do pH nas Fases 1, 2 e 3 durante o período de monitoração da série


0 5 10 15 20 25 30 35 40

7,0

7,2

7,4

7,6

7,8

8,0

8,2

8,4

8,6

8,8

9,0

9,2

9,4

9,6

9,8

10,0

pH

Tempo Acumulado (dia)

Fase 1

Figura 3 Comportamento da variação espaço-temporal do pH na Fase 1

44

0 5 10 15 20

7,6

7,8

8,0

8,2

8,4

8,6

8,8

9,0

9,2

9,4

pH


Fase 2

Fase 3

Figura 4 Comportamento da variação espaço-temporal do pH nas Fases 2 e 3

Na Figura 3 observa-se que o pH na Fase 1 teve um incremento de 2,2

unidades de pH, tendo ao final da Lagoa 4 um valor de 9,82. O maior

incremento ocorreu nos primeiros dez dias (aproximadamente 2,1 unidades de

pH). A partir do décimo dia, a variação foi de apenas 0,1 unidades de pH. Na

Fase 2 (Figura 4) o pH inicial foi de 7,7 e teve um incremento de 1,5 unidades

de pH, ocorrido principalmente nas Lagoas 1 e 2 (tempo acumulado de 10

dias). Na Fase 3 o pH inicial foi de 7,6, e o pH final (efluente da Lagoa 4) foi de

aproximadamente 9,0. Assim como na Fase 2, na Fase 3 o maior incremento

do pH da massa líquida ocorreu nas Lagoas 1 e 2, não tendo as Lagoas 3 e 4

grandes influências para a variação do pH.

Os valores de pH em lagoas de estabilização tem relação direta com a

atividade fotossintética das algas. Essas por sua vez, superam a respiração

das bactérias, tendo como consequência, uma elevação do pH devido à

dissociação dos íons bicarbonato em dióxido de carbono e íons hidroxila. A

elevação do pH ocorre para diversos tipo de efluentes tratados em lagoas

como evidenciado por Athayde Júnior et al., (2002) no tratamento conjugado de

águas residuárias e lixiviado, Oliveira et al. (2002) no pós-tratamento

secundário de dejetos suínos e Nascimento (2001) no pós-tratamento de águas

residuárias.

45

A principal explicação para o aumento do pH da massa líquida das

lagoas ocorrer principalmente nas Lagoas 1 e 2 se deve ao fato dessas lagoas

receberem as maiores cargas aplicadas ao sistema. No decorrer da série de

lagoas, as cargas superficiais aplicadas tendem a diminuir, e com isso se

diminui também o substrato utilizado pelas algas (HCO3-) na liberação de OH-

para o meio.

Em ambas as Fases, o valor do pH no efluente do sistema foi superior a

9 unidades de pH, isso indica a impossibilidade de lançamento deste efluente

sem tratamento prévio, haja vista que a resolução do CONAMA 357 exige que

o pH de efluentes para descartes em corpos aquáticos estejam entre 5 e 9

unidades de pH.

5.3 Alcalinidade Total


temporal da alcalinidade total nas Fases 1, 2 e 3 durante o período de

monitoração da série de lagoas de estabilização rasas.

0 5 10 15 20 25 30 35 40

320

340

360

380

400

420

440

Alc

alin

ida

de

(m

gC

aC

O3/L

)


Fase 1

Figura 5 Comportamento da variação espaço-temporal da Alcalinidade Total na

Fase 1

46

0 5 10 15 20

200

250

300

350

400

450

Alc

alin

ad

e (

mg

Ca

CO

3/L

)


Fase 2

Fase 3

Figura 6 Comportamento da variação espaço-temporal da Alcalinidade Total

nas Fases 2 e 3

Na Fase 1 tem-se no afluente alcalinidade de 435 mgCaCO3/L e

consumo total de 23%. É possível observar que assim como ocorreu no pH,

após o décimo dia de tratamento tem-se praticamente estabilidade na

concentração da alcalinidade do sistema (Figura 5).

Nas Fases 2 e 3, verifica-se valores iniciais da alcalinidade de 454

mgCaCO3/L e 444 mgCaCO3/L, respectivamente, sendo as maiores remoções

observadas já no quinto dia, no qual os valores de alcalinidade nas Fases 2 e 3

foram de 278 mgCaCO3/L e 277 mgCaCO3/L, respectivamente (Figura 6). A

partir do décimo dia, pode-se constatar que as variações da alcalinidade nas

Fases 2 e 3 seguem a tendência de estabilidade como ocorreu na Fase 1. As

Fases 2 e 3 apresentaram redução seqüencial no decorrer do sistema obtendo-

se no efluente remoção de 45% e 46% respectivamente.

Leite et al. (2009a) utilizando lagoas de polimento para tratar substrato

que consistia da mistura de águas residuárias e lixiviado obteve reduções da

alcalinidade 37% e 28%, a partir de afluentes com concentrações de AT de 643

mgCaCO3/L e 329 mgCaCO3/L. A redução da alcalinidade encontrada neste

trabalho é corroborada também por Campos (2009) e Torquato (2010).

A alcalinidade total é um parâmetro associado a presença de

carbonatos, bicarbonatos e hidróxidos. Os bicarbonatos na massa líquida das

47

lagoas tendem a se dissociarem formando o dióxido de carbono (CO2) e

liberando hidroxilas (OH-) para o meio. Quanto mais alta é a floração de algas

na massa líquida, maior é a necessidade por CO2, e consequentemente menor

é a concentração de alcalinidade total. Seja por predação ou competição, com

o passar dos dias, a comunidade fitoplanctônica tende a diminuir, e com a

redução da massa algal ocorre à estabilidade na concentração da alcalinidade.

A estabilidade da concentração da alcalinidade total se deve provavelmente

pelo fato de que a produção de CO2 a partir dos íons de bicarbonatos se faz

desnecessária, pois a partir do décimo dia existe um equilíbrio entre a

respiração dentro da massa líquida e a atividade fotossintética.

5.4 Acidez


temporal da acidez nas Fases 1, 2 e 3 durante o período de monitoração da


0 5 10 15 20 25 30 35 40

15

20

25

30

35

40

Acid

ez (

mg

Ca

CO

3/L

)


Fase 1

Figura 7 Comportamento da variação espaço-temporal da acidez na Fase 1

48

0 5 10 15 20

20

30

40

50

Acid

ez (

mg

Ca

CO

3/L

)


Fase 2

Fase 3

Figura 8 Comportamento da variação espaço-temporal da acidez nas Fases 2 e

3

A concentração média da acidez das águas residuárias afluente da

Lagoa 1 foi de 40 mgCaCO3/L (Figura 7). A magnitude da concentração da

acidez foi decrescendo ao longo do tempo, a aos dez dias a acidez tinha

concentração de 18 mgCaCO3/L, permanecendo essa concentração até o

efluente da Lagoa 4 (39 dias). Na Fase 1 a eficiência de remoção da acidez foi

de 55%. Na Fase 2 observa-se concentração no afluente de 45 mgCaCO3/L,

redução de 38% já no quinto dia, e estabilidade a partir do décimo dia com

valor no efluente de 19 mgCaCO3/L (Figura 8). Na Fase 3 observa-se

comportamento semelhante com o ocorrido na Fase 2, com forte redução nos

dez primeiros dias de monitoramento, e variações insignificantes a partir do

décimo dia, ao final desta fase se verifica redução de 48% da acidez no

sistema (Figura 8).

Parte da acidez em lagoas de estabilização é proveniente do dióxido de

carbono que pode entrar no sistema através do processo de difusão gasosa ou

também pela oxidação aeróbia da matéria orgânica presente nas águas

residuárias. Nas três Fases verificam-se reduções na acidez acima de 40%,

tendo as maiores remoções ocorrido nos dez primeiros dias de monitoramento,

dias esses que correspondem ao período em que a massa líquida percorre a

primeira lagoa do sistema. Pode-se observar através do pH (Figuras 3 e 4) e

49

da alcalinidade (Figuras 5 e 6), que a massa líquida da primeira lagoa é a que

provavelmente apresenta a maior concentração de massa algal, e onde

consequentemente ocorre o maior consumo de dióxido de carbono devido a

atividade fotossintética.

5.5 Demanda Química de Oxigênio (DQO)


temporal da concentração de DQO nas Fases 1, 2 e 3 durante o período de


0 5 10 15 20 25 30 35 40

240

260

280

300

320

340

360

380

400

DQ

O (

mg

/L)


Fase 1

Figura 9 Comportamento da variação espaço-temporal da DQO na Fase 1

50

0 5 10 15 20

50

100

150

200

250

300

350

400

450

500

DQ

O (

mg

/L)


Fase 2

Fase 3

Figura 10 Comportamento da variação espaço-temporal da DQO nas Fases 2 e

3

Na Fase 1 a DQO média inicial foi de 381 mg/L, tendo redução quase

que constante ao longo dos dias de monitoramento, chegando no efluente com

concentração de 270 mg/L, o que propicia eficiência de remoção de 29%

(Figura 9). Na Fase 2 a concentração da DQO de entrada foi cerca de 411

mg/L, e teve redução de 54%, verifica-se que a Fase 2 teve comportamento

bem próximo com o ocorrido na primeira Fase, com redução gradativa ao longo

dos 18,8 dias de monitoramento (Figura 10). Na Fase 3 verificou-se

comportamento distinto do ocorrido nas Fases 1 e 2. Na terceira Fase, ao

quinto dia houve incremento na DQO com relação ao afluente de 19 mg/L,

posteriormente houve forte redução da DQO com concentração no efluente de

76 mg/L, o que equivale a remoção final de 83% (Figura 10). O aumento

observado na concentração da DQO aos cinco dias tem relação direta com o

aumento da comunidade fitoplanctônica na massa líquida da primeira lagoa da

série. Observa-se que o aumento da carga aplicada ao sistema promoveu

maior remoção de DQO.

As baixas remoções de DQO obtidos nas Fases 1 e 2 seguem a

tendência apresentadas por Leite et al. (2009b) que tratou lixiviado “in natura”

em uma série de quatro lagoas rasas e obteve remoção de 66%.

51

Torquato (2010) obteve remoções de 18% utilizando lagoas de

polimento para tratar afluente que consistia em uma mistura de águas

residuárias e lixiviado, pré-tratada em reatores UASB.

Os resultados de remoção obtidos nas duas primeiras fases deste

trabalho foram próximos aos obtidos por Mascarenhas et al. (2004) em lagoas

de polimento sem chicanas, e por Jail et al. (2010) em um sistema de lagoas de

estabilização no tratamento conjugado de águas residuárias da produção de

óleo de oliva e águas residuárias. E bem superiores aos resultados obtidos por

Mascarenhas et al. (2004) em lagoas com chicanas.

García et al. (2006) utilizando lagoas de alta taxa obteve remoções

médias de DQO de 34% e 38%. Segundo García et al. (2006), as baixas

remoções ocorreram por conta do crescimento algal, que pode ser observado

pelo aumento das concentrações de sólidos suspensos.

Pode-se observar que a Fase 3 é a única que tem valores percentuais

de remoções próximo aos obtidos por lagoas de estabilização tratando águas

residuárias.

5.6 Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO5)


temporal da DBO nas Fases 1, 2 e 3 durante o período de monitoração da série


52

0 5 10 15 20 25 30 35 40

0

50

100

150

200

DB

O5 (

mg

/L)


Fase 1

Figura 11 Comportamento da variação espaço-temporal da DBO5 na Fase 1

0 5 10 15 20

0

20

40

60

80

100

120

140

160

180

200

DB

O5 (

mg

/L)


Fase 2

Fase 3

Figura 12 Comportamento da variação espaço-temporal da DBO5 nas Fases 2

e 3

No afluente a concentração média de DBO5 era de 201 mg/L, e aos dez

dias praticamente a redução foi de 85%, tendo a partir daí remoção menos

significativa chegando ao efluente final com eficiência de remoção de 91%

(Figura 11). Nas Fases 2 e 3 houve pequena diminuição na DBO5 de entrada

com relação a Fase 1, cerca de 11 mg/L e 47 mg/L, respectivamente. Na

Figura 12 verifica-se que é a partir do décimo dia que o sistema alcança a

53

estabilidade com concentrações de DBO5 no efluente da lagoa 4 nas Fases 2 e

3 de 10 mg/L e 15 mg/L. A redução em todas as Fases de monitoramento do

sistema foi superior aos 90%. Diferentemente da DQO a DBO5 não é capaz de

identificar a massa de fitoplâncton gerada no sistema, e por esse motivo não se

verifica crescimento em nenhum período de monitoramento do sistema.

Verifica-se que a diluição do lixiviado ao águas residuárias provocou uma

pequena redução da DBO5 no afluente das Fases 2 e 3.

5.7 Nitrogênio amoniacal (NH4+-N)


temporal do nitrogênio amoniacal nas Fases 1, 2 e 3 durante o período de


0 5 10 15 20 25 30 35 40

5

10

15

20

25

30

35

40

45

50

NH

4

+-N

(m

g/L

)


Fase 1

Figura 13 Comportamento da variação espaço-temporal do NH4+-N na Fase 1

54

0 5 10 15 20

0

5

10

15

20

25

30

35

40

45

NH

4

+-N

(m

g/L

)


Fase 2

Fase 3

Figura 14 Comportamento da variação espaço-temporal do NH4+-N nas Fases

2 e 3

Na Figura 13 tem-se concentração inicial de nitrogênio amoniacal nas

águas residuárias de 45 mg/L, a redução é mais evidente nos primeiros dez

dias, contudo, após o décimo dia as remoções continuam ocorrendo em menor

proporção, tendo no efluente final concentração de NH4+-N de 8 mg/L. Na

Figura 14 verifica-se que inicialmente, para as Fases 2 e 3 há diminuição da

concentração de nitrogênio amoniacal com relação a Fase 1, isso é reflexo da

baixa concentração de NH4+-N apresentada pelo lixiviado utilizado nesse

estudo. O comportamento para as Fases 2 e 3 é praticamente o mesmo, com

remoções finais de 95% e 92% e concentrações no efluente de 2 mg/L e 3

mg/L, respectivamente.

A concentração de nitrogênio amoniacal apresenta relação direta com o

pH do meio, quando os valores de pH tendem a se tornar alcalino então, ocorre

a volatilização da amônia (NH3). Neste trabalho, os valores de pH superaram

as 9 unidades de pH, o que explica o alto desempenho da série de lagoas na

remoção o nitrogênio amoniacal.

De acordo com o CONAMA 357 a concentração de nitrogênio amoniacal

para o lançamento de efluentes é de 20 mg/L, neste trabalho os valores foram

inferiores a norma.

55

Godos et al. (2009) utilizando lagoas de alta taxa para o tratamento de

resíduos de suinocultura diluído em água, obtiveram valores finais de nitrogênio

amoniacal variando entre 2 mg/L e 4 mg/L para valores de entrada de 112 mg/L

e 133 mg/L no reator 1 e valores finais de 13 mg/L e 40 mg/L para valores

iniciais de 214 mg/L e 264 mg/L em um segundo reator.

5.8 Sólidos Suspensos Voláteis (SSV)


temporal dos SSV nas Fases 1, 2 e 3 durante o período de monitoração da


0 5 10 15 20 25 30 35 40

0

20

40

60

80

100

SS

V (

mg

/L)


Fase 1

Figura 15 Comportamento da variação espaço-temporal dos SSV na Fase 1

56

0 5 10 15 20

0

50

100

150

200

250

SS

V (

mg

/L)


Fase 2

Fase 3

Figura 16 Comportamento da variação espaço-temporal dos SSV nas Fases 2

e 3

A Figura 15 apresenta as variações dos sólidos suspensos voláteis na

Fase 1. Pode-se observar que o sistema apresenta remoção de 13% para

afluente com concentração inicial de 55 mg/L. Outro aspecto para ser

destacado é o aumento da concentração de SSV ocorrer a partir do décimo dia,

isso porque o efeito desse aumento apenas pôde ser observado nos sólidos

totais a partir do vigésimo dia. As Fases 2 e 3 apresentam comportamento

semelhante, com um aumento na concentração de SSV nos primeiros cinco

dias e redução nos demais dias, diferindo no incremento existente na

concentração de sólidos suspensos voláteis do quinto dia. Observa-se que nas

Fases 2 e 3 aos cinco dias, o incremento na concentração de SSV foi de 25

mg/L e 165 mg/L para valores iniciais de 42 mg/L e 50 mg/L, e as eficiências de

remoção do sistema foram de 9% e 56%, respectivamente (Figura 16).

Os sólidos suspensos voláteis são considerados um parâmetro de

medida da biomassa presente em sistema de lagoas de estabilização. Os

valores apresentados na análise de SSV confirmam um expressivo aumento da

massa algal na primeira lagoa na Fase 3.

57

5.9 Clorofila “a”


temporal da clorofila “a” nas Fases 1, 2 e 3 durante o período de monitoração

da série de lagoas de estabilização rasas.

0 5 10 15 20 25 30 35 40

0

100

200

300

400

500

Clo

rofila

"a

" (u

g/L

)


Fase 1

Figura 17 Comportamento da variação espaço-temporal da clorofila “a” na Fase

1

0 5 10 15 20

-200

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

2200

2400

2600

Clo

rofila

"a

" (u

g/L

)


Fase 2

Fase 3

Figura 18 Comportamento da variação espaço-temporal da clorofila “a”

nas Fases 2 e 3

58

No afluente da Fase 1 tem-se concentração de clorofila “a” de 58 µg/L e

um acréscimo no decorrer do sistema tendo no efluente desta Fase

concentração de 495,3 µg/L, o maior incremento ocorreu na primeira lagoa (aos

dez dias) (Figura 17). Nas Fases 2 e 3 do sistema os valores iniciais

observados foram inferiores aos da primeira Fase. Aos cinco dias (primeira

lagoa) observou-se um forte incremento nos valores de clorofila “a” para as

Fases 2 e 3 alcançando valores de 824 µg/L e 2383 µg/L, respectivamente

(Figura 18). A partir do quinto dia, ocorreu redução da concentração de clorofila

“a” para as Fases 2 e 3, com valores finais de 236 µg/L e 126 µg/L,

respectivamente.

Observa-se que o aumento na concentração de clorofila “a” variou

conforme a carga superficial aplicada ao sistema. Percebe-se que a baixa

carga aplicada na primeira Fase limitou o crescimento da biomassa algal, e que

quanto maior foi a carga inicial maior foi a concentração de clorofila “a” nos

cinco primeiros dias de monitoramento do sistema. Fica evidente também que

a grande massa algal presente nas Fases 2 e 3, se reduz de forma brusca nas

demais lagoas da série, provavelmente devido a forte redução da carga

superficial aplicada que promove maior competitividade entre a comunidade

fitoplanctônica.

5.10 Matrizes de Correlação de Pearson

Na Tabela 9 tem-se a matriz de correlação de Pearson para os

parâmetros analisados na Fase 1.

59

Tabela 9 Matriz de correlação da Fase 1.

Parâmetros pH AT Acid. DQO DBO5 NH4+ SSV Clor.*

pH 1 -0,98 -0,99 -0,97 -0,99 -1 -0,58 1

AT 1 1 0,92 1 0,99 0,71 -0,98

Acidez 1 0,93 1 0,99 0,68 -0,99

DQO 1 0,93 0,96 0,38 -0,97

DBO5 1 0,99 0,67 -0,99

NH4+ 1 0,61 -1

SSV 1 -0,57

Clorofila 1

*Clorofila “a”

Analisando os valores dos coeficientes de correlação apresentados na

Tabela 9, constata-se que o pH se relaciona inversamente proporcional com a

acidez, alcalinidade total, DQO, DBO5 e NH4+-N. Os valores dos coeficientes

obtidos nessas relações são devido ao fato do aumento da comunidade

fitoplanctônica favorecer o consumo da acidez, alcalinidade total, DQO, DBO5.

Na Fase 1 pode-se destacar a baixa relação dos SSV com os demais

parâmetros.





pH 1 -0,96 -1 -1 -0,96 -0,96 -0,48 0,09

AT 1 0,97 0,97 1 1 0,24 -0,37

Acidez 1 1 0,97 0,97 0,43 -0,15

DQO 1 0,97 0,96 0,44 -0,12

DBO5 1 1 0,23 -0,37

NH4+ 1 0,22 -0,38

SSV 1 0,76

Clorofila 1

*Clorofila “a”

60

Na Fase 2 é possível verificar que as relações entre acidez, alcalinidade

total, DQO, DBO5, NH4+-N e pH permanecem com níveis elevado. Pode-se

constatar que a magnitude do pH é inversamente proporcional com os demais

parâmetros, e que os SSV continuam com baixa relação (menor que 50%) com

os demais parâmetros. Tem-se que na Fase 2 a clorofila “a” apenas apresenta-

se com relação positiva acima de 50% com os SSV, isso se deve aos altos

valores de clorofila “a” observado aos 5 dias de monitoramento do sistema.





pH 1 -1 -0,97 -0,68 -0,91 -1 0,05 0,22

AT 1 0,97 0,72 0,93 1 0,01 -0,16

Acidez 1 0,84 0,97 0,98 0,19 0,02

DQO 1 0,91 0,72 0,69 0,56

DBO5 1 0,94 0,36 0,19

NH4+ 1 0,01 -0,16

SSV 1 0,99

Clorofila 1

*Clorofila “a”

Na Fase 3 é possível verificar que as relações entre acidez, alcalinidade

total, DQO, DBO5, NH4+-N e o pH permanecem negativa. Verifica-se que houve

uma redução na relação entre o pH e a DQO, por conta que o aumento algal

estar influenciando nos valores da DQO. Pode-se constatar que os parâmetros

que podem indicar aumento significativo da comunidade fitoplanctônica (DQO,

SSV e clorofila “a”) apresentaram coeficientes de Pearson acima de 0,5.

Observa-se que a clorofila “a” e os SSV seguem a tendência da Fase 2, com

baixos valores de relação (menor que 50%) com os demais parâmetros.

61

5.11 Aspectos Qualitativos da Comunidade Fitoplanctônica

A caracterização da composição florística da comunidade fitoplanctônica

levou a identificação de 44 táxons genéricos e infra-genéricos incluídos em 6

classes taxonômicas da seguinte forma: Chlorophyceae 15 spp. (34,1%),

Euglenophyceae 9 spp. (20,5%), Cianobactéria 9 spp. (20,5%),

Bacillariophyceae 6 spp. (13,6%), Chlamydophyceae 4 spp. (9,1%) e

Zignemaphyceae 1 spp. (2,3%). Na Figura 19 e 20 tem-se a contribuição

relativa em termos percentuais das classes fitoplanctônicas para as Fases 2 e

3.

Figura 19 Contribuição relativa (%) das classes de algas fitoplanctônicas para a

riqueza específica total da comunidade na Fase 2

05

10152025303540

Co

ntr

ibu

ição

re

lati

va (

%)

Classes Fitoplanctônicas

62

Figura 20 Contribuição relativa (%) das classes de algas fitoplanctônicas para a

riqueza específica total da comunidade na Fase 3

Nas Fases 2 e 3 a maior contribuição no número de táxon foi da classe

das Chlorophyceae, com 36% na Fase 2 (Figura 19) e 35% na Fase 3 (Figura

20), vale ainda ressaltar que na Fase 3 as Cianobactérias tiveram a segunda

maior contribuição (23%) superando as Eugleophyceae que foi a segunda

classe mais representativa da Fase 2.

Em relação à riqueza específica, houve um grande incremento no

número de táxons ao longo das lagoas de estabilização, tendo na primeira

lagoa comportado apenas 12 táxons e a última 29. A classe Euglenophyceae

foi a mais representativa nas lagoas 1 e 2 e a classe Chlorophyceae nas lagoas

3 e 4. Contudo, vale destacar a importância de cianobactérias no estudo,

sobretudo na última lagoa, onde contribuíram 8 táxons. Entre as

cianobactérias, a espécie Planktothrix agardhii foi a de maior frequência, sendo

observada em 75,0% das amostras (Figura 21).

Diatomáceas (classe Bacillariophyceae) foram observadas em todas as

amostras, exceto na Fase 3 da terceira lagoa, apresentando maior riqueza na

segunda lagoa, onde foram representadas por cinco espécies. Destas apenas

Gomphonema parvulum (75,0% de freqüência) foi comum a todas as lagoas de

estabilização (Tabela 12).

05

10152025303540

Co

ntr

ibu

ição

re

lati

va (

%)


63

A classe Chlamydophyceae foi a quinta mais representativa em termos

de riqueza específica, sendo representada por 4 táxons, dos quais apenas

Pandorina morum (87,5% de freqüência) foi comum a todas as lagoas,

enquanto a classe Zignemaphyceae foi representada por um único táxon,

Closterium sp., encontrado unicamente na última lagoa (Tabela 12).

Vale salientar também que apesar de ter sido o grupo taxonômico com

maior riqueza numérica de táxons, indivíduos da classe Chlorophyceae não

foram observados em nenhuma das amostragens na primeira lagoa de

estabilização, haja vista sua intolerância a forte carga orgânica da mesma.

Entre as clorofíceas, as espécies Chlorococcum sp., Coelastrum microporum,

Dictyosphaerium pulchellum, Micractinium pusillum, Monoraphidium arcuatum,

Scenedesmus bijugatus e Scenedesmus linearis, foram as mais identificadas,

apresentando frequência igual ou superior a 50% das amostras. Ao passo que

entre as euglenofíceas, Euglena archeoplastidiata (75,0% de frequência) e

Euglena clavata (87,5% de frequência), foram as mais frequentes, sendo

encontradas em todas as lagoas.

Figura 21 Riqueza específica das classes de algas fitoplanctônicas do sistema

nas Fases 2 e 3

Do total de táxons registrados, 30 spp. foram verificados na Fase 2 e 34

spp. na Fase 3, apresentando 20 táxons em comum. Em ambas, a

0

2

4

6

8

10

12

14

nº

de

Táx

on

s


Lagoa 1

Lagoa 2

Lagoa 3

Lagoa4

64

Chlorophyceae contribuiu com maior riqueza de espécies (11 e 12 táxons,

respectivamente), sendo dois táxons exclusivos à primeira lagoa de

estabilização, seis à segunda, três à terceira e oito a quarta (Tabela 12).

65

Tabela 12 Inventário taxonômico das espécies de algas identificadas no sistema nas Fases 2 e 3.

Espécies Lagoa 1 Lagoa 2 Lagoa 3 Lagoa 4

CIANOBACTÉRIA F. 2 F. 3 F. 2 F. 3 F. 2 F. 3 F. 2 F. 3

Aphanocapsa incerta 1

Chroococcus turgidus 1 1 1

Chroococcus sp. 1

Cylindrospermopsis raciborskii 1 1

Oscillatoria tenuis 1

Oscillatoria sp. 1 1 1 1

Planktothrix agardhii 1 1 1 1 1 1

Pseudoanabaena galeata 1 1 1

Pseudoanabaena limnetica 1

CHLOROPHYCEAE

Chlorella vulgaris 1 1 1

Chlorococcum sp. 1 1 1 1

Coelastrum microporum 1 1 1 1

Coelastrum reticulatum 1 1

Dictyosphaerium pulchellum 1 1 1 1

Micractinium pusillum 1 1 1 1 1

Monoraphidium arcuatum 1 1 1 1 1

Monoraphidium sp. 1

Oocystis borgei 1

Oocystis lacustris 1 1

Scenedesmus acuminatus 1 1

Scenedesmus bijugatus 1 1 1 1 1

Scenedesmus linearis 1 1 1 1 1

Sphaerocystis schroeteri 1

Tetrastrum staurogeniaeforme 1

BACILLARIOPHYCEAE

Achnanthes exigua 1

Cyclotella meneghiniana 1

Fragilaria capucina 1 1 1

Gomphonema parvulum 1 1 1 1 1 1

Navicula sp. 1

Nitzschia sp. 1

EUGLENOPHYCEAE

Euglena acus 1 1 1

Euglena archeoplastidiata 1 1 1 1 1 1

Euglena caudata 1

Euglena clavata 1 1 1 1 1 1 1

Euglena sp. 1 1

Lepocinclis sp. 1

Phacus curvicauda 1 1 1

Phacus tortus 1 1

Trachelomonas sp. 1

CHLAMYDOPHYCEAE

Chlamydomonas sp. 1

Eudorina elegans 1 1 1 1

Pandorina morum 1 1 1 1 1 1 1

Pandorina sp. 1

ZIGNEMAPHYCEAE

Closterium sp. 1

TOTAL 9 8 15 15 18 17 12 26

66

5.12 Aspectos Quantitativos da Comunidade Fitoplanctônica

O levantamento da comunidade fitoplanctônica propiciou a quantificação

de 30 táxons genéricos e infra-genéricos incluídos em 6 classes taxonômicas

da seguinte forma: Chlorophyceae 11 spp., Euglenophyceae 6 spp.,

Cyanophyceae 5 spp., Bacillariophyceae 4 spp., Chlamydophyceae 3 spp. e

Zignemaphyceae 1 spp.

Na Figura 22, observa-se o comportamento da concentração da massa

algal ao longo da série de lagoas na Fase 2 de monitoramento do sistema.

Figura 22 Densidade da comunidade fitoplanctônica na Fase 2

Na Fase 2 a concentração algal foi reduzida em 82% ao longo da série

de lagoas, chegando ao final com menos de 10000 ind.mL-1.

As maiores densidades da comunidade algal nas Lagoas 1, 2 e 3 foram

observadas para a classe das Euglenophyceae, com destaque para a Euglena

archeoplastidiata que apresentou maior densidade na Lagoa 1 da Fase 2

(45209 ind.mL-1). As Classes das Chlorophyceae, Chlamydophyceae e

Zignemaphyceae não apresentaram nenhum indivíduo na Lagoa 1 da segunda

Fase. Na Lagoa 4 a classe com maior densidade na Fase 2 foi a

Chlamydophyceae, com a Pandorina morum tendo a maior densidade (5096

ind.mL-1). A classe das Zignemaphyceae não apresentou nenhuma espécie na

Fase 2.

0

10000

20000

30000

40000

50000

60000

Lagoa 1 Lagoa 2 Lagoa 3 Lagoa 4

Co

nce

ntr

ação

Alg

al (

ind

/m)

Lagoas

67

Na Figura 23, observa-se o comportamento da concentração da massa

algal ao longo da série de lagoas na Fase 3 de monitoramento do sistema.

Figura 23 Densidade da comunidade fitoplanctônica na Fase 3

Na Fase 3 a concentração algal tem uma redução de 92% ao longo da

série de lagoas.

Na Lagoa 1 da Fase 3 a maior densidade da comunidade algal foi

observada a classe das Euglenophyceae, com destaque para a Euglena

clavata (28257 ind.mL-1). As Classes das Chlorophyceae e Zignemaphyceae

não apresentaram nenhum indivíduo na Lagoa 1 da Fase 3. Na Lagoa 2, a

maior densidade foi verificada pela classe das Chlorophyceae, com a Chlorella

vulgaris tendo a maior densidade (11682 ind.mL-1). A menor densidade da

Lagoa 2, foi observada pelas Chlamydophyceae (124,3 ind.mL-1). Na Lagoa 3

apenas foi observado densidades para as classes das Chlorophyceae e

Chlamydophyceae, tendo as Chlorophyceae a maior densidade (14380,5

ind.mL-1). A Lagoa 4 da Fase 3 tem representantes de todas as classes. A

maior densidade da Lagoa 4, foi observada pelas Chlorophyceae (2026,7

ind.mL-1), e a menor pelas classes das Bacillariophyceae e Zignemaphyceae

ambas com densidade de 11,6 ind.mL-1.

0

5000

10000

15000

20000

25000

30000

35000

40000

Lagoa 1 Lagoa 2 Lagoa 3 Lagoa 4

Co

nce

ntr

ação

Alg

al (

ind

/mL)

Lagoas

68

5.13 Perfis das variáveis pH, OD e temperatura

Na Figura 24 apresenta-se a variação do pH das quatro lagoas no

período de 24 horas de realização do perfil da Fase 1.

0 5 10 15 20 25

8,2

8,4

8,6

8,8

9,0

9,2

9,4

9,6

9,8

10,0

10,2

10,4

10,6

10,8

11,0

11,2

pH

Tempo (h)

Lagoa 1

Lagoa 2

Lagoa 3

Lagoa 4

Figura 24 Variação do pH na massa líquida das lagoas para a Fase 1

Pode-se verificar que a medida que a massa líquida percorria as lagoas

constatou-se um aumento significativo nos valores de pH, apenas não

acontecendo nas lagoas 3 e 4. Este aumento tem relação inversa com a

concentração de alcalinidade total e acidez na massa líquida das lagoas. O pH

da massa líquida da lagoa 1 oscilou na faixa entre 8,3 e 9,3 unidades de pH,

para a lagoa 2 a oscilação foi entre 8,9 e 10,2, para a lagoa 3 foi entre 9,8 e

10,9 unidades, e para a lagoa 4 a oscilação foi de 9,9 e 10,8 unidades de pH.

Foi constatado que na massa líquida da lagoa 2 houve o incremento superior a

0,7 unidades de pH em relação ao valor da lagoa 1, enquanto nas lagoas 3 e 4

o incremento foi superior a 0,8 unidades de pH em relação aos valores obtidos

na lagoa 2.

Na Figura 25 apresenta-se a variação do pH nas quatro lagoas no

período de 24 horas de realização do perfil da Fase 2.

69

0 5 10 15 20 25

7,8

8,0

8,2

8,4

8,6

8,8

9,0

9,2

9,4

9,6

9,8

10,0

10,2

10,4

10,6

pH

Tempo (h)

Lagoa 1

Lagoa 2

Lagoa 3

Lagoa 4


Analisando as variações do pH na série de lagoas, tem-se que os

maiores incrementos nos valores ocorreram nos horários entre 8 e 16 horas.

No período noturno não existe praticamente variação nos valores de pH na

massa líquida de cada lagoa. Observou-se que os valores de pH tenderam a

aumentar no decorrer da série das quatro lagoas, assim como havia ocorrida

na primeira Fase. Foi constatado que na massa líquida da lagoa 2, houve o

incremento superior de 0,52 unidades de pH em relação ao valor da lagoa 1,

enquanto nas lagoas 3 e 4 o incremento foi superior 0,87 unidades de pH em

relação aos valores obtidos na lagoa 2. Observa-se que no período entre às 10

e 16h o pH da massa líquida da lagoa 3 supera os valores da lagoa 4. O pH da

massa líquida da lagoa 1 oscilou numa faixa entre 7,8 e 9,1 unidades de pH,

para a lagoa 2 a oscilação foi entre 8,3 e 9,5, para a lagoa 3 foi entre 9,3 e 10,4

unidades, e para a lagoa 4 a oscilação foi de 9,3 e 10,0 unidades de pH

Na Figura 26 tem-se a variação do pH nas quatro lagoas no período de

24 horas de realização do perfil da Fase 3.

70

0 5 10 15 20 25

7,4

7,6

7,8

8,0

8,2

8,4

8,6

8,8

9,0

9,2

9,4

9,6

9,8

10,0

10,2

pH

Tempo (h)

Lagoa 1

Lagoa 2

Lagoa 3

Lagoa 4


Pode-se verificar que diferentemente do que ocorreu nas Fases 1 e 2, na

Fase 3 o pH nas massas líquidas das lagoas não apresentou aumento

gradativo na série de lagoas, haja vista que o pH da massa líquida da lagoa 3

superou os valores de pH da lagoa 4. Tem-se que na massa líquida da lagoa 2

houve o incremento superior de 0,9 unidades de pH em relação ao valor da

lagoa 1. Na lagoa 4 o incremento foi superior 0,3 unidades de pH em relação

aos valores obtidos na lagoa 2. E na massa líquida da lagoa 3 o incremento foi

de 0,4 com relação a lagoa 4.

Analisando os perfis realizados nas três Fases, observa-se que no

período entre 10 e 16h tem-se os maiores incrementos do pH na massa líquida

de cada lagoa. No período noturno (22h às 5h) o pH praticamente se estabiliza.

Isso indica que a atividade fotossintética tem forte influência na variação do pH

em cada lagoa. Observa-se que a massa líquida da lagoa 4 nas três Fases foi

a que teve menor variação nas 24 horas. Foi constatado que as lagoas que

recebiam as maiores cargas, tinham os maiores incrementos de pH no decorrer

das 24 horas.

71

As Figuras 27, 28, 29 e 30 apresentam o estudo comparativo da

concentração de oxigênio dissolvido (OD) na superfície e a 20 cm de

profundidade na massa líquida das lagoas 1, 2, 3 e 4 da Fase 1.

0 5 10 15 20 25

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

OD

(m

g/L

)

Tempo (h)

OD Superf.

OD 20cm

Lagoa 1

Figura 27 Variação do OD na superfície e a 20 cm da Fase 1 na Lagoa 1

0 5 10 15 20 25

0

5

10

15

20

OD

(m

g/L

)

Tempo (h)

OD Superf.

OD 20cm

Lagoa 2


72

0 5 10 15 20 25

0

2

4

6

8

10

12

14

16

OD

(m

g/L

)

Tempo (h)

OD Superf.

OD 20cm

Lagoa 3


0 5 10 15 20 25

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

OD

(m

g/L

)

Tempo (h)

OD Superf.

OD 20cm

Lagoa 4


73

Nessa análise não foi possível obter todos os 24 valores de OD da

superfície para as massas líquidas das lagoas 2, 3 e 4 devido estes valores

excederem o limite de leitura do medidor de oxigênio dissolvido utilizado, que é

de 20 mg/L. Foi possível verificar que no horário entre 7 e 16 horas se tem os

maiores picos de OD nas massas líquidas, e que durante a noite foi constatada

significativa redução da concentração de oxigênio dissolvido. Foi possível

observar que na massa líquida da lagoa 1 o maior valor de OD na superfície

ocorreu às 10 h (16,75 mg/L), já para o OD a 20 cm de profundidade o pico

máximo foi de 13,25 mg/L às 16 h. Nas massas líquidas das lagoas 3 e 4

verifica-se que se tem um maior intervalo em que o oxigênio dissolvido fica

superior a 20 mg/L, cerca de 7 h.

As Figuras 31, 32, 33 e 34 apresentam o estudo comparativo da


profundidade na massa líquida das lagoas 1, 2, 3 e 4 da Fase 2 no intervalo de

24 horas.

0 5 10 15 20 25

0

2

4

6

8

10

12

14

16

OD

(m

g/L

)

Tempo (h)

OD Superf.

OD 20cm

Lagoa 1


74

0 5 10 15 20 25

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

22

OD

(m

g/L

)

Tempo (h)

OD Superf.

OD 20cm

Lagoa 2


0 5 10 15 20 25

0

2

4

6

8

10

12

14

16

OD

(m

g/L

)

Tempo (h)

OD Superf.

OD 20cm

Lagoa 3


75

0 5 10 15 20 25

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

OD

(m

g/L

)

Tempo (h)

OD Superf.

OD 20cm

Lagoa 4


Nessa análise não foi possível obter os valores de OD (acima de 20

mg/L) da superfície e a 20 cm de profundidade por motivo já exposto

anteriormente. Foi possível constatar que de uma maneira geral o OD na

superfície excedeu os 20 mg/L para a massa líquida da lagoa 1 (10 h), na lagoa

2 (9h e 10h) e na lagoa 3 (das 11 h às 16 h). Diferentemente da primeira Fase,

na segunda foi observado que o OD a 20 cm de profundidade superaram 20

mg/L na massa líquida da lagoa 1 (12 h e 13 h) e na lagoa 2 (das 12 h às 14 h).

Nas Figuras 35, 36, 37 e 38 apresenta-se o estudo comparativo da


profundidade na massa líquida das lagoas 1, 2, 3 e 4 da Fase 3 no intervalo de

24 horas.

76

0 5 10 15 20 25

0

5

10

15

20

OD

(m

g/L

)

Tempo (h)

OD Superf.

OD 20cm

Lagoa 1


0 5 10 15 20 25

0

5

10

15

20

OD

(m

g/L

)

Tempo (h)

OD Superf.

OD 20cm

Lagoa 2


77

0 5 10 15 20 25

0

5

10

15

20

OD

(m

g/L

)

Tempo (h)

OD Superf.

OD 20cm

Lagoa 3


0 5 10 15 20 25

0

2

4

6

8

10

12

14

16

OD

(m

g/L

)

Tempo (h)

OD Superf.

OD 20cm

Lagoa 4


78

Verifica-se nas Figuras 36 e 37 que a concentração de oxigênio

dissolvido apenas excedeu as 20 mg/L para as lagoas 2 e 3. Observa-se nas

lagoas 1, 2, e 3 grandes variações da concentração de OD na superfície em

relação ao OD a 20 cm de profundidade, fato que não se verifica na lagoa

quatro, isso indica que a lagoa 4 tende a ter um comportamento de uma lagoa

de mistura completa da massa líquida do sistema. Os maiores picos de OD

ocorreram entre as 10 h e 16 h, tendo os maiores incrementos do OD na

superfície ocorrendo entre 7 e 9 h.

De maneira geral, a concentração de OD da superfície foi superior ao

OD a 20 cm de profundidade. Observa-se que no período entre as 7 e 16 h é

onde ocorreram os maiores picos de oxigênio dissolvido. Verificou-se também

que das 23 h às 7 h nas lagoas 1 e 2 das três fases o OD da superfície e a 20

cm se comportam de maneira estável e próximo a zero. Nas lagoas 3 e 4 em

todas as Fases esse comportamento não se repete. Nas lagoas 3 e 4 o

consumo de OD no período noturno ocorre de maneira menos intensa, isso

indica que a produção de OD durante o dia (fotossíntese) é suficiente para

manter o sistema aeróbio durante o período noturno. As lagoas 1 e 2 das três

Fases oscilam entre períodos aeróbios durante o dia e anaeróbios durante a

noite.

Nas Figuras 39, 40, 41 e 42 apresenta-se o estudo da relação do pH

com a temperatura ambiente nas massas líquidas das lagoas 1, 2, 3 e 4 da

Fase 1.

79

20 22 24 26 28 30 32 34

8,2

8,4

8,6

8,8

9,0

9,2

9,4

pH

Temperatura Ambiente (؛C)

Equaçao y = a + b*x

R^2 = 0,703

a = 7,02785

b = 0,06503

Lagoa 1

Figura 39 Comportamento do pH em relação a temperatura ambiente na Fase

1 da Lagoa 1

20 22 24 26 28 30 32 34

8,8

9,0

9,2

9,4

9,6

9,8

10,0

10,2

pH



R^2 = 0,6273

a = 7,55552

b = 0,07103

Lagoa 2


1 da Lagoa 2

80

20 22 24 26 28 30 32 34

9,8

10,0

10,2

10,4

10,6

10,8

11,0

11,2

pH


Lagoa 3


R^2 = 0,6578

a = 8,3881

b = 0,07327


1 da Lagoa 3

20 22 24 26 28 30 32 34

9,8

10,0

10,2

10,4

10,6

10,8

pH



R^2 = 0,6426

a = 8,91345

b = 0,05181

Lagoa 4


1 da Lagoa 4

81

Observa-se que as Figuras 39, 40, 41 e 42 apresentam a relação entre o

pH e a temperatura ambiente, assim como uma legenda contendo a equação

da reta da regressão linear, bem como o coeficiente de determinação. Os

coeficientes de determinação das lagoas 1, 2, 3 e 4 são respectivamente 0,70,

0,63, 0,66 e 0,64. Fazendo-se um comparativo das variações dos coeficientes

de determinação ao longo das quatro lagoas com as variações dos valores de

clorofila “a” no sistema, tem-se uma provável relação entre a biomassa algal e

os coeficientes de determinação oriundos da relação entre o pH e a

temperatura ambiente, isso porque os valores de clorofila “a” da Fase 1 tiveram

pequenas variações, assim como os coeficientes de determinações.

Nas Figuras 43, 44, 45 e 46 tem-se o comportamento do pH em relação

a temperatura ambiente na Fase 2.

20 22 24 26 28 30

7,8

8,0

8,2

8,4

8,6

8,8

9,0

9,2

pH


Lagoa 1


R^2 = 0,86608

a = 5,26104

b = 0,12303


2 da Lagoa 1

82

20 22 24 26 28 30

8,2

8,4

8,6

8,8

9,0

9,2

9,4

9,6

pH


Equaçao y = a + b*

R^2 = 0,81395

a = 5,99835

b= 0,11447

Lagoa 2


2 da Lagoa 2

20 22 24 26 28 30

9,2

9,4

9,6

9,8

10,0

10,2

10,4

10,6

pH



R^2 = 0,6189

a = 7,56065

b = 0,08659

Lagoa 3


2 da Lagoa 3

83

20 22 24 26 28 30

9,3

9,4

9,5

9,6

9,7

9,8

9,9

10,0

10,1

pH


Equaçمo y = a + b*x

R^2 = 0,38218

a = 8,77668

b = 0,03673

Lagoa 4


2 da Lagoa 4

A variação da temperatura ambiente nos dois dias em que se realizaram

os perfis ficou entre 21ºC e 30ºC. A partir dos pontos de intercessão da

temperatura ambiente e o pH foi realizada uma regressão linear nas quatro

lagoas. É possível observar que a medida que a mistura águas residuárias com

lixiviado a 1% percorre a série de lagoas foi constatada maior dispersão dos

pontos que relacionam o pH e a temperatura ambiente, corroborando com essa

informação temos os coeficientes de determinação das regressões lineares de

cada lagoa. Os coeficientes de determinação das lagoas 1, 2, 3 e 4 são

respectivamente 0,87, 0,81, 0,62 e 0,38. Essa diminuição da linearidade da

relação entre o pH e a temperatura ambiente pode ser conseqüência da

redução da atividade fotossintética na série de lagoas. De acordo com

GARCÍA et al. (2006) existe uma relação linear e positiva entre os Sólidos

Suspensos Voláteis (SSV) e a radiação solar, essa informação indica que um

aumento da atividade fotossintética está diretamente relacionada com a

radiação solar assim como com o aumento da temperatura ambiente, então

84

quanto menor a massa algal no meio, menor seria a relação entre o pH e a

temperatura ambiente.

Nas Figuras 47, 48, 49 e 50 apresenta-se o estudo da relação do pH

com a temperatura ambiente nas massas líquidas das lagoas 1, 2, 3 e 4 da

Fase 3.

18 20 22 24 26 28 30 32 34

7,4

7,6

7,8

8,0

8,2

8,4

8,6

pH



R^2 = 0,9235

a = 5,9691

b = 0,08496

Lagoa 1


3 da Lagoa 1

85

18 20 22 24 26 28 30 32 34

8,2

8,4

8,6

8,8

9,0

9,2

9,4

9,6

pH



R^2 = 0,7821

a = 7,2798

b = 0,0676

Lagoa 2


3 da Lagoa 2

18 20 22 24 26 28 30 32 34

9,0

9,2

9,4

9,6

9,8

10,0

10,2

pH



R^2 = 0,4948

a = 8,3547

b = 0,05181

Lagoa 3


3 da Lagoa 3

86

18 20 22 24 26 28 30 32 34

8,9

9,0

9,1

9,2

9,3

9,4

9,5

9,6

pH


Lagoa 4


R^2 = 0,3511

a = 8,58637

b = 0,02754


3 da Lagoa 4

Nas Figuras 47, 48, 49 e 50 verifica-se que os coeficientes de

determinação também foram menores a medida que a mistura águas

residuárias/lixiviado a 2% percorria as lagoas. Os valores dos coeficientes de

determinação das lagoas 1, 2, 3 e 4 foram 0,92, 0,78, 0,49 e 0,35. Essa

diminuição ocorrida na Fase 3 assim como ocorreu na Fase 2 corrobora com a

ideia de que a linearidade da relação entre o pH e a temperatura ambiente

pode ser consequência da massa algal nas lagoas. Outro aspecto importante a

ser citado é que os coeficientes angulares das regressões lineares seguem a

mesma tendência de redução que os coeficientes de determinação

apresentaram nas Fases 2 e 3, entretanto, não se pode afirmar se quanto

maior a massa algal maiores serão os valores dos coeficientes angulares, haja

vista que os maiores valores de clorofila “a” apresentados na Fase 3 não foram

convertidos nos maiores valores dos coeficientes angulares no sistema, pois os

maiores coeficientes angulares foram observados na Fase 2.

87

6 CONCLUSÕES

Levando-se em consideração a análise dos dados deste trabalho, pode-

se concluir que:

Na série de lagoas de estabilização rasas, a eficiência de remoção de

material carbonáceo expresso em termos de DQO e DBO5 na Fase 1 foi

29% e 91%, na Fase 2 de 54% e 95% e na Fase 3 de 83% e 90%,

respectivamente.

A caracterização da composição florística da comunidade fitoplanctônica

levou a identificação de 44 táxons genéricos e infra-genéricos incluídos

em 6 classes taxonômicas da seguinte forma: Chlorophyceae 15 spp.,

Euglenophyceae 9 spp., Cyanophyceae 9 spp., Bacillariophyceae 6 spp.,

Chlamydophyceae 4 spp. e Zignemaphyceae 1 spp.

Em relação à riqueza específica, houve um grande incremento no

número de táxons ao longo das lagoas de estabilização, tendo na

primeira lagoa comportado apenas 12 táxons e a última 29. A classe

Euglenophyceae foi a mais representativa nas lagoas 1 e 2 e a classe

Chlorophyceae nas lagoas 3 e 4.

As eficiências de redução da densidade algal nas Fases 2 e 3 foram de

82% e 92%, respectivamente na série de lagoas.

No período entre 10 e 16h foram observados os maiores incrementos do

pH na massa líquida de cada lagoa. No período noturno (22h às 5h) o

pH praticamente se estabilizou.

A concentração de OD na superfície da massa líquida da lagoa superou

ao OD a 20 cm de profundidade na maior parte do tempo, tendo no

período entre as 7 e 16 horas as maiores concentrações de oxigênio

dissolvido.

88

Houve uma relação de linearidade entre o pH e a temperatura ambiente,

com os maiores coeficientes de determinação nas lagoas que

receberam as maiores cargas.

89

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TRATAMENTO CONJUGADO DE ÁGUAS RESIDUÁRIAS E LIXIVIADO DE ...pos-graduacao.uepb.edu.br/ppgcta/download/dissertacoes-defendidas... · de quatro lagoas de estabilização rasas localizado