UNIVERSIDADE FEDERAL DA BAHIA ESCOLA POLITÉCNICA

MESTRADO EM ENGENHARIA AMBIENTAL URBANA

ROGÉRIO DE MEDEIROS NETTO

AVALIAÇÃO DO REÚSO AGRÍCOLA NA ADEQUAÇÃO DE EFLUENTES DOMÉSTICOS URBANOS AOS PADRÕES DA

RESOLUÇÃO 357/05 DO CONAMA: ESTUDO DE CASO DA CIDADE DE STO. ANTÔNIO-BA

Salvador 2011

ROGÉRIO DE MEDEIROS NETTO

AVALIAÇÃO DO REÚSO AGRÍCOLA NA ADEQUAÇÃO DE EFLUENTES DOMÉSTICOS URBANOS AOS PADRÕES DA

RESOLUÇÃO 357/05 DO CONAMA: ESTUDO DE CASO DA CIDADE DE STO. ANTÔNIO-BA

Dissertação apresentada ao Mestrado em Engenharia Ambiental Urbana, Escola Politécnica, Universidade Federal da Bahia, como requisito parcial para obtenção do grau de Mestre em Engenharia Ambiental Urbana Orientadora: Prof a. Dra. Yvonilde Dantas Pinto Medeiros

Salvador 2011

M488 Medeiros Netto, Rogério de

Avaliação do reúso agrícola na adequação de efluentes domésticos urbanos aos padrões da resolução 357/05 do CONAMA: esudo de caso da cidade de Sto. Antônio - BA / Rogério de Medeiros Netto. – Salvador, 2011.

191 f. : il. color.

Orientador: Prof. Doutora Yvonilde Dantas Pinto Medeiros Dissertação (mestrado) – Universidade Federal da Bahia.

Escola Politécnica, 2011.

1. Esgotos – Purificação. 2. Águas residuais. 3. Regiões áridas. 4. Água - Poluição. I. Medeiros, Yvonilde Dantas Pinto. II. Universidade Federal da Bahia. III. Título.

CDD.: 628.3

DEDICATÓRIA

Dedico este trabalho aos meus pais, Roberto (in

memorian) e Regina, por me transmitirem os valores que tenho;

e às minhas mulheres, Sílvia, minha esposa, e Lara, minha filha,

que se sacrificaram comigo durante todo este tempo.

AGRADECIMENTOS

À minha orientadora, Profa. Yvonilde Medeiros, pela oportunidade que me foi dada de

desenvolver esta pesquisa.

Aos professores Virgílio Bandeira da UFBA e Vicente de Paula da UFRPE pelas

contribuições dadas no desenvolvimento da pesquisa e ao Prof. Luciano Matos da UFBA, que

além das contribuições dadas ao trabalho, me incentivou a continuar com a pesquisa em um

momento de muitas dificuldades.

A todo o pessoal do GRH, na pessoa da Eng. Martha Barbosa e das secretárias Luci e

Denise pelo apoio dado na realização das compras necessárias para o desenvolvimento da

pesquisa, programação de carros para viagem, etc. Aos estagiários que por lá passaram e que

de algum modo me ajudaram na pesquisa em especial a Sival Sena, que muitas vezes viajou a

Sto. Antônio para me ajudar a implantar as estruturas físicas da pesquisa. Ao ―empresário‖

Samuel, motorista da UFBA, pela ajuda dada com o trabalho em fibra de vidro.

Aos meus colegas de mestrado João Anísio e Carla pela ajuda dada durante a realização

da pesquisa.

À EMBASA, na pessoa do Eng. Eduardo Araújo, Diretor de Operação, por ter

permitido que as análises do esgoto fossem feitas no laboratório da empresa, sem custo para a

pesquisa. Ao, a época, Superintendente da Região Norte, Eng. Elmo Vaz, por ter permitido

que a Divisão de Manutenção da Unidade Regional de Feira de Santana desse manutenção

nos equipamentos da pesquisa. Ao Diretor de Engenharia, Eng. Carlos Alberto Pontes e aos

meus chefes na Embasa neste período, Eng. Marcelo Lussano, Eng. Paulo Eduardo Pinheiro e

Eng. Bartira Mônaco por terem permitido que conciliasse as atividades do trabalho com a do

mestrado.

A Elias Enock, técnico de construção, que muito me ajudou no período de implantação

da pesquisa e Edimilson, técnico de manutenção, que mesmo afastado da EMBASA

continuou dando apoio à pesquisa quando solicitado.

A todos os colegas da EMBASA e ao pessoal da UFBA, que mesmo não citados, direta

ou indiretamente me ajudaram nesta longa jornada.

―Todo o adubo humano e animal que o mundo perde, se fosse lançado à terra, em vez de jogado ao mar, bastaria para alimentar o mundo inteiro.‖

Victor Hugo, 1862 (Os Miseráveis)

LISTA DE ILUSTRAÇÕES

Figura 1 - Aumento do Consumo de Água X Aumento da População (1900-2000) 17 Figura 2 - Retirada de água por setor (1900 -2025) 18 Figura 3 - Mapa da escassez de água 19 Figura 4 Estimativa de custo para novos SAA 20 Figura 5 Redução de oxigênio dissolvido em rios em função do nível de renda dos

países 20

Figura 6 - Regiões Secas no Mundo 26 Figura 7 - Nova delimitação do Semiárido 26 Figura 8 - Risco de Seca na Bahia (1943-1983) 29 Figura 9 - Possibilidades de aplicação do reúso 35 Figura 10 - Quantidade de projetos de reúso da água, por tipo e área 36 Figura 11 - Qualidade da água e ferramentas de Gestão de Recursos Hídricos 43 Figura 12 - Vinte países com maiores áreas irrigadas com esgoto, bruto e tratado 50 Figura 13 - Qualidade da água ao longo do Perímetro Irrigado de Tula 57 Figura 14 - Aumento na retirada de água para irrigação (1998-2030) 58 Figura 15 - Utilização de Esgotos Sanitários e Risco de Transmissão de Doenças 64 Figura 16 - Barreiras múltiplas e pontos de controle críticos 71 Figura 17 - Exemplos de combinação de medidas de proteção à saúde para uma

carga de doenças tolerável de 10-6DALY ppa 74

Figura 18 - Características das impurezas contidas nas águas dos esgotos domésticos

82

Figura 19 - Seqüência de processos na digestão anaeróbia de macromoléculas complexas

90

Figura 20 - Lagoa Anaeróbia 93 Figura 21 - Funcionamento geral de uma fossa séptica 95 Figura 22 - Desenho esquemático de um reator UASB 96 Figura 23 - Desenho esquemático do funcionamento dos filtros anaeróbios 99 Figura 24 - Esquema de funcionamento do reator de leito fluidificado/expandido 100 Figura 25 - Esquema de funcionamento de um tanque séptico associado a um filtro

anaeróbio de fluxo ascendente 102

Figura 26 - Infiltração Rápida 109 Figura 27 - Sistema de irrigação por aspersão 112 Figura 28 - Sistema de irrigação por inundação 112 Figura 29 - Sistema de irrigação por sulcos 113 Figura 30 - Sistema de irrigação por gotejamento 114 Figura 31 - Escoamento Superficial (Seção Típica) 119 Figura 32 Precipitação X Evapotranspiração 127 Figura 33 - Localização do Município de São Domingos 128 Figura 34 - Localização do experimento em São Domingos 128

Figura 35 - Barragem de nível construída em um dos pontos de lançamento do esgoto da cidade, vista da estrada

129

Figura 36 - Barragem de nível construída em um dos pontos de lançamento do esgoto da cidade, vista da área onde foram implantados os módulos de tratamento

130

Figura 37 - Tanque de equalização 130 Figura 38 - Desenho esquemático da estrutura de pré-tratamento - derivação e

grade. 131

Figura 39 - Desenho esquemático da estrutura de pré-tratamento - caixa de areia 132 Figura 40 - Planta baixa do Módulo de Tratamento 132 Figura 41 - Seção Transversal do Módulo de Tratamento 133 Figura 42 - Enchimento do filtro anaeróbio com seixos 133 Figura 43 - Seixos rolados no interior do filtro anaeróbio 134 Figura 44 - Tanque de armazenamento do efluente utilizado na irrigação 135 Figura 45 - Seção típica dos drenos 137 Figura 46 - Seção transversal inicial dos sulcos 137 Figura 47 - Reunião dos drenos 137 Figura 48 - Pontos de coleta do efluente infiltrado 138 Figura 49 - Arranjo geral da pesquisa 140 Figura 50 - Resultados das análises de DBO5 (mg/L) 146 Figura 51 - Resultado das análises de DQO (mg/L) 147 Figura 52 - Resultado das análises de Nitrogênio Amoniacal (mg NH3/L) 148 Figura 53 - Resultado das análises de Fósforo Total (mg P/L) 149 Figura 54 - Resultados das análises de Condutividade Elétrica Específica

(umho/cm) 150

Figura 55 - Resultados das análises de Sólidos Dissolvidos (mg/L) 151 Figura 56 - Resultados das análises de Sólidos Suspensos (mg/L)- 152 Figura 57 - Resultados das análises de Sólidos Totais (mg/L) 153 Figura 58 - Resultado das análises de pH 154 Figura 59 - Resultados das análises de E. Coli (NMP/100ml) 155 Figura 60 - Resultados das análises de Coliformes Termotolerantes (UFC/100ml) 156 Figura 61 – Vista da área plantada com milho 157 Figura 62 – Espiga de milho 158

LISTA DE QUADROS

Quadro 1 - Fatores necessários para a ocorrência de intoxicação ou infecção 66

Quadro 2 - Estratégias de controle para redução de patógenos no reúso agrícola. 72 Quadro 3 - Riscos associados à utilização de esgotos sanitários na agricultura 77 Quadro 4 - Vantagens e Desvantagens da Digestão Anaeróbia em Relação à Digestão

Aeróbia 92

Quadro 5 - Material utilizado no projeto 138

LISTA DE TABELAS

Tabela 1 - Distribuição da Área da Região Semiárida pelos Estados 27

Tabela 2 - Distribuição da População da Região Semiárida pelos Estados 27 Tabela 3 - Anos com secas, por século. 28 Tabela 4 - Países com maior aplicação de Reúso (esgoto bruto e tratado) 36 Tabela 5 - Países com maior aplicação de Reúso (esgoto tratado) 37 Tabela 6 - Países que mais fazem uso de esgoto tratado na agricultura 51 Tabela 7 - Taxa de aplicação de efluente tratado em irrigação 52

Tabela 8 - Diretrizes adotadas na interpretação da qualidade das águas de irrigação. 55 Tabela 9 - Aumento da produtividade com o uso de esgotos domésticos (t/ha/ano) 61 Tabela 10 - Concentrações usuais de microrganismos patogênicos em esgotos

sanitários 67

Tabela 11 - Recomendações da USEPA para reúso de águas residuárias na agricultura 69 Tabela 12 - Diretrizes da OMS para reúso agrícola de esgotos sanitários 74 Tabela 13 - Diretrizes do PROSAB para uso agrícola de esgotos sanitários 75

Tabela 14 - Características físico-químicas dos esgotos 82 Tabela 15 - Níveis de tratamento de uma ETE e eficiência esperada 85 Tabela 16 - Concentração Média no Efluente e Eficiência de Remoção de Matéria

Orgânica em Sistemas Anaeróbios 89

Tabela 17 - Eficiência de Remoção de DQO, DBO e SST em filtros anaeróbios preenchidos com diferentes tipos de meio suporte

104

Tabela 18 - Eficiência de Remoção de DQO, DBO e SST em conjuntos fossa séptica - filtros anaeróbios, preenchidos com diferentes tipos de meio suporte

104

Tabela 19 - Concentrações Médias de Nitrito e Nitrato (mg/L) 118 Tabela 20 - Resultados médios obtidos na pesquisa de Klusener Filho e outros 125

Tabela 21 - Resultados médios obtidos na pesquisa de Cota e outros 125 Tabela 22 - Qualidade esperada do efluente tratado por aplicação no solo 126 Tabela 23 - Dimensões dos tanques do módulo de tratamento 132 Tabela 24 - Distância entre os pontos de coleta de solo 139 Tabela 25 - Quantidade real de água necessária para cada uma das fases 141 Tabela 26 - Quantidade total de água necessária para cada uma das fases 142

Tabela 27 - ETo mensal 142 Tabela 28 - Turno de rega 143 Tabela 29 - Quantidade total de água necessária para cada uma das fases

(cál. invertido) 143

Tabela 30 - Quantidade total de água necessária para cada uma das fases (cál. invertido)

143

Tabela 31 - Resultados das análises de DBO5(mg/L) 145 Tabela 32 - Resultados das análises de DQO (mg/L) 146

Tabela 33 - Resultados das análises de Nitrogênio Amoniacal (mg NH3/L) 147 Tabela 34 - Resultado das análises de Nitrato (mg NO3-N/L) e Nitrito (mg NO2-N/L) 148 Tabela 35 - Resultado das análises de Fósforo Total (mg P/L) 149 Tabela 36 - Resultados das análises de Condutividade Elétrica Específica (umho/cm) 150

Tabela 37 - Resultado das análises de Sólidos Dissolvidos (mg /L) 151 Tabela 38 - Resultado das análises de Sólidos Suspensos (mg /L) 152 Tabela 39 - Resultado das análises de Sólidos Totais (mg /L) 153 Tabela 40 - Resultado das análises de pH 154 Tabela 41 - Resultados das análises de E. Coli (NMP/100ml) 155 Tabela 42 - Resultados das análises de Coliformes Termotolerantes (UFC/100ml) 155

Tabela 43 - Média dos resultados das análises feitas nos efluentes bruto e tratado 157 Tabela 44 - Resultados das análises de solo entre 0 e 10cm 159 Tabela 45 - Resultados das análises de solo entre 40 e 50cm 160

LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS

ABNT – Associação Brasileira de Normas Técnicas

ANA – Agência Nacional de Águas

APPCC – Análise de Perigos e Pontos Críticos de Controle

AQRM – Análise Quantitativa de Risco Microbiológico

CAGEPA – Companhia de Água e Esgotos da Paraíba

CETESB – Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental

CF – Coliforme Fecal

CNRH – Conselho Nacional de Recursos Hídricos

COMPESA – Companhia Pernambucana de Saneamento

CONAMA – Conselho Nacional do Meio Ambiente

COT – Carbono Orgânico Total

CR – Cloro Residual

DAFA – Digestor Anaeróbio de Fluxo Ascendente

DALY - Disability-Adjusted Life Year

DBO – Demanda Bioquímica de Oxigênio

DOU – Diário Oficial da União

DQO – Demanda Química de Oxigênio

EMBASA – Empresa Baiana de Águas e Saneamento

EMBRAPA – Empresa Brasileira de Pesquisas Agropecuárias

E. Coli - Escherichia coli

ETE - Estação de Tratamento de Esgoto

FAO – Food and Agriculture Organization

FUNASA – Fundação Nacional de Saúde

GRID - Global and Regional Integrated Data

hab. - Habitante

HACCP - Hazard Analysis and Critical Control Point

IBGE – Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística

IWMI - International Water Management Institute

ICRISAT - International Crops Research Institute for the Semi-Arid Tropics

ND – Não Detectável

NEERI - National Environmental Engineering Research Institute

NMP – Número Mais Provável

NTK – Nitrogênio Total Kjeldahl

NRC - National Research Council

OMS – Organização Mundial da Saúde

PROSAB – Programa de Pesquisas em Saneamento Básico

RAFA – Reator Anaeróbio de Fluxo Ascendente

RAFAALL – Reator Anaeróbio de Fluxo Ascendente Através do Leito de Lodo

RALF – Reator Anaeróbio de Lodo Fluidizado

SAA – Sistemas de Abastecimento de Água

SABESP – Companhia de Saneamento Básico do Estado de São Paulo

UASB - Upflow Anaerobic Sludge Bed

UNDP - United Nations Development Programme

UN – United Nations

UNEP – United Nations Environment Programme

UNESCO - United Nations Educational, Scientific and Cultural Organization

UNICAMP – Universidade Estadual de Campinas

USEPA - United States Environmental Protection Agency

WHO - World Health Organization

LISTA DE SÍMBOLOS

C - Carbono

°C – Grau Centígrado

CaCO3 - Carbonato de Cálcio

CF – Coliforme Fecal

Cm – Centímetro

dS/m - deciSiemens por metro

ha - Hectare

hab. - Habitante

Kg – Quilo

Km – Quilômetro

Km² - Quilômetro quadrado

L - Litro

m – Metro

m² - Metro quadrado

m³ - Metro cúbico

m³/h.m – Metro cúbico por hora por metro

m³/dia - Metro cúbico por dia

meq/L – Miliequivalência do soluto por litro de solvente

mg/L – Miligrama por litro

ml - Mililitro

ml/L – Mililitro por litro

m³/s - Metro cúbico por segundo

mm – Milímetro

N – Nitrogênio

N-NH4+ - Ion Amônio

NO3- - Nitrato

NTK – Nitrogênio Total

P - Fósforo

pH – Potencial Hidrogeniônico

uT – Unidade de Turbidez

RESUMO

Os crescentes problemas de escassez dos recursos hídricos, provocados pelo aumento da demanda em virtude do crescimento populacional e o comprometimento dos mananciais devido ao lançamento de esgotos, levaram a que o reúso da água voltasse a ser considerado. Outro fator que contribuiu para o desenvolvimento das práticas de reúso foi o maior rigor das legislações ambientais em relação ao padrão de qualidade dos efluentes. O estado da Bahia tem cerca de 70% de sua área incluída na região semiárida, onde habita, aproximadamente, a metade da população, sendo que pouco mais da metade em áreas urbanas. As condições climáticas e geológicas do semiárido fazem com que a maioria dos rios seja intermitente, os quais se caracterizam por não ter vazão nos períodos de estiagem, o que requer um nível alto de tratamento para que não haja poluição dos rios. Quanto maior o nível do tratamento, maiores são os custos, o que inviabiliza a adoção em grande escala. Os estudos tiveram por objetivo avaliar a eficiência do reúso agrícola, associado a um sistema de tratamento simplificado e de baixo custo de implantação e operação, como estratégia de redução da poluição de rios localizados em regiões semiáridas. Para tanto, implantou-se um sistema de tratamento simplificado, composto por um conjunto fossa-filtro, na cidade de Sto. Antônio, situada na região nordeste do estado da Bahia a 250 Km de Salvador e sede de um dos distritos do município de São Domingos. O efluente do sistema de tratamento foi aplicado num sistema de irrigação, composto de 8 sulcos com 30m de extensão. Embaixo da linha de plantio foram instalados drenos, a 0,6m e a 1,2m de profundidade para captar o efluente infiltrado no solo e submetê-lo a análise laboratorial. Como não houve retenção de efluente nos drenos, procedeu-se a análise do solo para verificar eventuais alterações devido ao lançamento de efluentes. Os parâmetros analisados foram Matéria Orgânica. Fósforo Total e Nitrogênio Amoniacal. Os resultados indicam que o sistema solo-planta foi capaz de remover a matéria orgânica, bem como o Nitrogênio Amoniacal e o Fósforo. A remoção dos parâmetros analisados indica que o reúso agrícola pode ser uma ferramenta a ser utilizada na Gestão dos Recursos Hídricos, sobretudo em regiões semiáridas. As análises de Condutividade Elétrica e de Sólidos Dissolvidos no efluente tratado indicaram que o efluente tem um potencial elevado de provocar salinização no solo.

Palavras Chaves: Tratamento de Esgoto. Reúso Agrícola. Semiárido. Poluição Hídrica.

ABSTRACT

The increased demand caused by population growth and water sources deterioration due to sewage dumping led to an ongoing water resources scarcity. Because of this, water reuse was considered again. Another factor that contributed to the development of water reuse practices was the introduction of stricter environmental laws related to the effluent quality standard. The state of Bahia has about 70% of its area included in the semi-arid region, which is home to approximately half the population, which, just over half, lives in urban areas. Semi-arid climatic and geological condition makes most of the rivers intermittent, with no flow in dry periods. To avoid pollution in these rivers it is necessary to adopt advanced treatment systems, which has high costs that prevent widespread adoption. This study aimed to evaluate the efficiency of agricultural reuse, combined with simple sewage treatments that has low cost of implementation and operation, as a strategy to reduce pollution of rivers located in semiarid regions. For this, a simplified treatment system composed by a septic tank and an up-flow biological filter was implemented in Santo Antônio, a town located in the Northeastern state of Bahia, 250km far from Salvador. Treatment system effluent was applied in an irrigation system, consisting of 8 grooves 30m in length. Drains were installed to 0.6 m and 1.2 m deep below the ridges to capture the effluent infiltrated into the soil and then submit it to laboratory analysis. As there was no effluent retention in the drains, soil analysis was made to check any changes due to sewage discharge. The parameters analyzed were organic matter, total phosphorus and ammonia nitrogen. The results indicate that the soil-plant system was able to remove all parameters analyzed. The removal of the analyzed parameters indicates that the agricultural reuse can be a tool to be used in Water Resources Management, especially in semiarid regions. Analysis of Electrical Conductivity and Dissolved Solids in treated effluent indicated that the effluent has a high potential to cause soil salinization.

Keywords: Wastewater Treatment. Agricultural reuse. Semi-arid. Water Pollution

SUMÁRIO

1. INTRODUÇÃO 17

1.1 RELEVÂNCIA DO TRABALHO 21

1.2 OBJETIVOS 23

1.2.1 Objetivo Geral da Pesquisa 23

1.2.2 Objetivos Específicos 23

1.3 ESTRUTURA GERAL DO TRABALHO 23

2. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 25

2.1 O SEMIÁRIDO 25

2.2 REÚSO DA ÁGUA 32

2.2.1 Conceitos 32

2.2.2 Situação Atual 35

2.2.3 O Reúso na Gestão dos Recursos Hídricos 37

2.3 REÚSO NA AGRICULTURA 46

2.3.1 Histórico 46

2.3.2 Situação Atual 49

2.3.3 Qualidade da Água para Reúso Agrícola 52

2.3.4 Reúso Agrícola e Melhoria da Qualidade das Águas Superficiais 56

2.3.5 Outros Benefícios do Reúso Agrícola 58

2.3.6 Riscos do Reúso Agrícola à Saúde Humana 62

2.3.7 Outros Riscos do Reúso Agrícola 79

2.4 O ESGOTO DOMÉSTICO 81

2.4.1 Características 81

2.4.2 Tipos de Tratamento 83

2.4.3 Digestão Anaeróbia 88

2.4.3.1 Histórico 88

2.4.3.2 Tratamento Anaeróbio de Esgotos 89

2.4.3.3 Principais Tipos de Reatores Anaeróbios 92

2.4.3.4 Tratamento por Associação de Fossa Séptica com Filtro Anaeróbio 101

2.4.4 Disposição no solo 106

2.4.4.1 Histórico 107

2.4.4.2 Métodos de Disposição de Efluentes no Solo 108

3. MATERIAL E MÉTODOS 127

3.1 LOCALIZAÇÃO DO EXPERIMENTO 127

3.2 DESCRIÇÃO DO EXPERIMENTO 129

3.3 DIMENSIONAMENTO DO SISTEMA DE IRRIGAÇÃO 141

4. RESULTADOS E DISCUSSÕES 144

5. CONCLUSÃO E RECOMENDAÇÕES 164

REFERÊNCIAS 168

ANEXO A - LAUDOS DE ANÁLISES DE SOLO - EMAPA 189

ANEXO B - LAUDOS DE ANÁLISES DE ESGOTO - EMBASA 190

ANEXO C - LAUDOS DE ANÁLISES DE SOLO - CETREL 191

17

1 INTRODUÇÃO

No século XX, mais acentuadamente a partir da década de 50, houve um grande

aumento na população mundial, o que, por si só, já acarretaria um aumento no consumo

de água. Entretanto, neste período, também houve um grande desenvolvimento

econômico, ao qual estão associados o aumento da urbanização e do padrão de vida das

pessoas, sobretudo nos países desenvolvidos, bem como o da área irrigada e da

quantidade de indústrias. Todos estes fatores levaram a um aumento do consumo de

água, proporcionalmente superior ao aumento da população (HINRICHSEN et al.,

1997).

As estimativas de quanto a população e o consumo aumentaram variam de acordo

com a fonte consultada. Hinrichsen e outros (1997) estimam que enquanto a população

aumentou três vezes, a demanda teria aumentado seis vezes, mesma estimativa contida

na publicação da UNESCO (2006), Water a Shared Responsability. O Relatório do

Desenvolvimento Humano, de 2006, do Programa das Nações Unidas para o

Desenvolvimento (PNUD), estima que a população aumentou quatro vezes enquanto

que o consumo aumentou sete vezes, como mostra a figura 1. A figura 2 mostra o

aumento na demanda de água ocorrido no mesmo período, por setor, e apresenta uma

projeção deste aumento para o ano de 2025.

Figura 1 - Aumento do Consumo de Água X Aumento da População (1900-2000). Fonte: UNDP, 2006.

A retirada de água da natureza aumentou de 500Km³ em 1900 para 3.380Km³ em 2000.

A população mundial aumentou de 1,6 bilhão em 1900 para 6 bilhões em 2000.

18

Figura 2 - Retirada de água por setor (1900 -2025) Fonte: UNDP, 2006.

Apesar do aumento da demanda, a quantidade de água disponível no mundo seria

suficiente para supri-la, se não fosse a distribuição desigual, tanto no espaço quanto no

tempo (UN/FAO, 2007; UNDP, 2006; XERCAVINS I VALLS, 1999). Assim, em

diversas partes do mundo, a disponibilidade de água é inferior à demanda,

caracterizando situações de escassez. A despeito dos diversos critérios existentes para

definir se um país ou região enfrenta escassez, estima-se que nas próximas décadas,

cerca de dois terços da população mundial estarão enfrentando problemas relativos à

escassez de água, tais com degradação ambiental, declínio do nível do lençol freático e

conflitos pelo uso da água (MOLDEN et al., 2007; RIJSBERMAN, 2006).

A figura 3 apresenta as áreas do mundo que sofrem escassez de água de acordo

com os critérios do International Water Management Institute (IWMI), segundo o qual

áreas nas quais menos de 25% da vazão dos rios é retirada para uso humano têm

recursos hídricos abundantes relativos ao uso, sendo classificadas como de pouca ou

nenhuma escassez de água. Áreas onde há recursos hídricos suficientes, mas onde não

há consumo de água por falta de recursos financeiros para implementar a infra-estrutura

necessária para distribuí-la, são classificadas como de escassez econômica de água.

Aquelas onde o consumo é superior a 60% da vazão dos rios, são classificadas como de

próximas da escassez física e aquelas onde o consumo é superior a 75% da vazão dos

rios são classificadas como de escassez física de água (MOLDEN et al., 2007).

19

Figura 3 – Mapa da escassez de água. Fonte: MOLDEN et al., 2007.

Vale ressaltar que o fenômeno da escassez não é atributo exclusivo das regiões

áridas e semiáridas. Muitas regiões com recursos hídricos abundantes, mas insuficientes

para atender a demandas excessivamente elevadas, também experimentam conflitos de

usos e sofrem restrições de consumo, que afetam o desenvolvimento econômico e a

qualidade de vida (HESPANHOL, 2008).

Tradicionalmente, à medida que os mananciais mais próximos se tornam

insuficientes, seja por falta de capacidade ou por falta de qualidade, a solução adotada

para fazer frente às crescentes demandas tem sido a de se buscar mananciais distantes,

construindo-se novas barragens e estruturas de captação, transporte, tratamento e

distribuição (ASANO, 2007; UN/FAO, 2007). Esta prática remonta há mais de 2.000

anos, à época do Império Romano, quando os romanos construíram longos aquedutos

para buscar água cada vez mais longe, à medida que os mananciais mais próximos se

tornavam poluídos por efluentes brutos (HESPANHOL, 2008) e vem sendo acentuada

ao longo do tempo, sobretudo a partir do século XIX, quando a distribuição de água em

domicílio teve um grande impulso (GIJZEN, 2001; WOLFF; GLEICK, 2002).

O aumento da distância da captação dos novos sistemas de abastecimento

acarretou em aumento do custo de capital associado aos novos sistemas, em relação aos

custos dos sistemas já existentes. Estudo realizado pelo Banco Mundial (1992 apud

HESPANHOL, 2008), no qual foram analisados os recursos investidos em vários

sistemas de abastecimento de água em todo o mundo, mostrou que o custo por metro

cúbico de água potável do ―próximo‖ projeto, pode ser de duas a três vezes o custo do

anterior, como mostrado na figura 4.

20

Figura 4 – Estimativa de custo para novos SAA. Fonte: BANCO MUNDIAL, 1992 apud HESPANHOL, 2008.

Como, de um modo geral, os sistemas de coleta, transporte, tratamento e

disposição final de esgotos não se expandiram na mesma proporção que as novas vazões

aduzidas, houve aumento no volume de efluentes lançados nos rios e consequentemente

da poluição. Com o propósito de minorar os efeitos da poluição nos corpos d’água,

causados pelo lançamento de efluentes em quantidade superior à capacidade de

depuração daqueles, alguns países aumentaram o rigor das legislações ambientais no

que se refere ao padrão de qualidade dos efluentes lançados nos rios. Isto levou ao

aprimoramento do tratamento dos efluentes, com a ampliação das etapas e utilização de

técnicas mais sofisticadas, porém teve como conseqüência o encarecimento do

tratamento, o que limitou estas ações, de forma generalizada, a países ricos, como

mostra a figura 5 (BOUWER, 2000; HESPANHOL, 2008; USEPA, 2004).

Figura 5 - Redução de oxigênio dissolvido em rios em função do nível de renda dos países.

Fonte: BANCO MUNDIAL, 1992 apud HESPANHOL, 2008.

21

Os impactos econômicos e ambientais advindos da tradicional forma de atender

ao aumento da demanda de água têm levado a uma mudança gradual de paradigma na

gestão dos recursos hídricos, a qual tem procurado levar em consideração aspectos que

promovam a sustentabilidade. Neste novo paradigma, a gestão dos sistemas de

abastecimento de água, de esgotamento sanitário e de drenagem urbana deve ser feita de

maneira integrada. Segundo Mitchell (2006), além da gestão da demanda, também deve

ser dado ênfase à gestão da oferta, considerando, dentre outras coisa, a utilização de

fontes não tradicionais de recursos hídricos (AOKI et al., 2005; ASANO et al., 2007,

HESPANHOL, 2003; 2008, PEARSON, 2010).

Segundo Shiklomanov (1998), a cada m³ de esgoto lançado nos corpos d’água, de

8 a 10m³ de água têm sua qualidade prejudicada. A reutilização dos esgotos sanitários

promove a melhoria da qualidade da água dos rios, diminuindo a concentração dos

poluentes, pois tanto diminui o lançamento de esgoto nos rios como aumenta o volume

de água nas calhas dos rios, já que diminui a necessidade de retirada de água para

atender aos diversos propósitos (ANDERSON, 2003).

Dentro deste conceito de sustentabilidade, a reutilização de águas servidas em

situações nas quais os padrões de qualidade são menos exigentes aumenta a

disponibilidade de volumes equivalentes de água de boa qualidade para uso mais nobre,

como o abastecimento humano (BOWER, 2000; USEPA, 2004), o que coaduna com a

política estabelecida pelo Conselho Econômico e Social das Nações Unidas para a

gestão de áreas carentes de recursos hídricos, em 1958, segundo a qual "a não ser que

exista grande disponibilidade, nenhuma água de boa qualidade deve ser utilizada para

usos que toleram águas de qualidade inferior" (UNITED NATIONS, 1958 apud

HESPANHOL, 2003, p.76). Vale ressaltar que no Brasil, esta política foi ratificada pelo

CNRH, através da resolução 54/05.

1.1 RELEVÂNCIA DO TRABALHO

Nas regiões semiáridas, típicas da região nordeste, nos períodos de estiagem, há

significativa redução de vazão nos poucos rios perenes e nos muitos rios intermitentes o

fluxo cessa por completo. Nestas condições, o lançamento de efluentes domésticos

22

urbanos nos corpos d’água representa uma certeza de poluição, pois, considerando a

razão entre a carga poluente e o volume de água, o corpo receptor tem pouca ou

nenhuma capacidade de diluição. Souza e Mota, 1994, estimam que para absorver a

carga orgânica lançada nos rios, estes teriam que ter uma vazão correspondente a 40

vezes a vazão dos efluentes. Portanto, para evitar que ocorra poluição nestes rios, o

nível do tratamento tem de ser de tal ordem, que os custos associados o torna inviável

(SOUZA; MOTA, 1994; SOUZA et al., 2003).

O reúso de águas residuárias na agricultura nestas regiões, como técnica de pós-

tratamento, possibilita a adoção de técnicas de tratamento de baixo custo, a nível

secundário, pois o efluente final, após percolar subsuperficialmente no solo, tem sua

carga poluente reduzida. Isto se dá pelo fato do solo atuar como camada filtrante,

possibilitando que ações de adsorção e atividades dos microrganismos tratem o efluente.

Os microorganismos usam a matéria orgânica contida no efluente como alimento,

convertendo-a em matéria mineralizada, nutriente, a qual fica à disposição da vegetação.

Assim, a aplicação de águas residuárias na agricultura do semiárido, além de

propiciar uma fonte permanente de água para a agricultura, possibilitando o

desenvolvimento de uma agricultura comercial também pode ser uma ferramenta para

enquadrar os rios, assegurando às águas qualidade compatível com os usos mais

exigentes a que forem destinadas e diminuindo os custos de combate à poluição das

águas.

O enquadramento é um dos instrumentos previstos na Política Nacional de

Recursos Hídricos, estabelecida pela Lei 9.433 de 2007, que tem como um de seus

objetivos assegurar, à atual e às futuras gerações, a necessária disponibilidade de água

em padrões de qualidade adequados aos respectivos usos. Segundo esta lei, a gestão

sistemática dos recursos hídricos, sem dissociação dos aspectos de quantidade e

qualidade, bem como a integração da gestão de recursos hídricos com a gestão

ambiental; constituem diretrizes gerais de ação para implementação da Política Nacional

de Recurso Hídricos.

No Brasil, a resolução 357/05 do CONAMA, estabelece metas de qualidade da

água a serem, obrigatoriamente, alcançadas ou mantidas em um segmento de corpo de

água, de acordo com os usos preponderantes pretendidos, ao longo do tempo. Nesta

resolução, estão descritos os parâmetros que os rios devem alcançar para serem

enquadrados em uma das treze classes previstas.

23

1.2 OBJETIVOS

1.2.1 Objetivo Geral da Pesquisa

Esta pesquisa visa avaliar a eficiência do reúso agrícola, associado a um sistema

de tratamento simplificado e de baixo custo de implantação e operação, como estratégia

de redução da poluição de rios localizados em regiões semiáridas.

1.2.2 Objetivos Específicos

a) Avaliar a eficiência do reúso agrícola aplicado a um cultivo de milho na

retenção de matéria orgânica contida em efluente doméstico submetido a um

tratamento anaeróbio prévio em um sistema Fossa-Filtro.

b) Avaliar a eficiência do reúso agrícola aplicado a um cultivo de milho na

remoção de Nitrogênio Amoniacal contido em efluente doméstico submetido a

um tratamento anaeróbio prévio em um sistema fossa-filtro.

c) Avaliar a eficiência do reúso agrícola aplicado a um cultivo de milho na

remoção de Fósforo Total contido em efluente doméstico submetido a um

tratamento anaeróbio prévio em um sistema fossa-filtro.

d) Avaliar o potencial de salinização do solo devido à utilização de efluentes

domésticos urbanos.

1.3 ESTRUTURA GERAL DO TRABALHO

Esta dissertação é composta de cinco capítulos. O capítulo 1 contém a introdução,

onde se aborda o problema crescente de escassez de água no mundo e se procura

contextualizar o reúso agrícola dentro deste quadro. Neste capítulo são também

descritos a relevância e os objetivos desta pesquisa.

24

O referencial teórico, situado no capítulo 2, é subdividido em tópicos relevantes

para o reúso. Inicialmente, é feita uma caracterização das regiões semiáridas, detalhando

particularmente o semiárido brasileiro. Em seguida são abordados os conceitos relativos

ao reúso da água e apresentada a situação atual do reúso de uma maneira geral. Como é

tema central desta dissertação, os tópicos relativos ao reúso agrícola são mais

aprofundados. O referencial teórico aborda ainda aspectos relativos ao esgoto

doméstico, tais como caracterização e técnicas de tratamento, procurando aprofundar a

discussão nas técnicas de tratamento utilizadas na pesquisa, que foram: digestão

anaeróbia, conjunto fossa-filtro; e disposição no solo, através de irrigação.

O capítulo 3 descreve os materiais e métodos utilizados na pesquisa, indicando a

localização do experimento, descrevendo os materiais utilizados e a sequência de

funcionamento do experimento. Neste capítulo também são indicados os exames

realizados no efluente, os pontos de coleta e a periodicidade das análises.

A discussão dos resultados obtidos na pesquisa é apresentada no capítulo 4. A

conclusão do trabalho e as recomendações para pesquisas futuras são apresentadas no

capítulo 5.

Ao final são apresentadas as referências utilizadas na elaboração deste trabalho e

os anexos apresentam os laudos das análises realizadas no solo, as quais serviram para

dimensionar o sistema de irrigação, bem como as análises feitas no esgoto e n solo para

avaliar a eficiência de redução da poluição nos rios.

25

2 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA

2.1 O SEMIÁRIDO

As regiões semiáridas ocupam áreas de todos os continentes. Entretanto, não há

consenso quanto aos critérios utilizados para definição do que seria um clima semiárido

e, consequentemente, qual seria a real extensão das áreas com este tipo de clima ao

redor do mundo. Raya (1996 apud MELO FILHO; SOUZA, 2006) estima que a

superfície mundial semiárida varie entre 10 e 13% da superfície terrestre. White e

Nackoney (2003) consideram que este percentual seja de 18%, percentual equivalente

ao estimado pela FAO (2004). Safriel e Adeel (2005) consideram que as regiões de

clima semiárido ocupem uma área equivalente a 15,2% da superfície terrestre, mesmo

percentual considerado pelo ICRISAT (s/d).

Apesar das divergências em relação à extensão total das regiões semiáridas, estas

regiões têm em comum algumas características tais como baixos níveis de umidade,

escassez de chuvas anuais, irregularidade no ritmo das precipitações ao longo dos anos e

prolongados períodos de carência hídrica. Dentre essas regiões, onde o montante

precipitado aproxima-se do limite permitido à prática agrícola, encontra-se o Sahel, no

norte da África; grande área no norte da China, o platô de Deccan, na Índia. Na América

do Sul, temos três exemplos: a região da Guajira, no norte da Venezuela e da Colômbia;

a diagonal seca do Cone Sul, que envolve muitas nuanças de aridez ao longo de

Argentina, Chile e Equador; e, por fim, o Nordeste seco do Brasil (AB'SABER, 1999;

FREITAS, 2008). A figura 6 mostra a distribuição dessas áreas pelo globo terrestre.

No Brasil, a região semiárida ocupa uma área equivalente a 11,54% do país,

abrangendo todos os estados do nordeste, a exceção do Maranhão, e uma parte do norte

de Minas Gerais. Nesta região, habitam cerca de 45% da população do nordeste e 12%

da população do Brasil. Na Bahia o semiárido ocupa uma área de 393.056Km2, cerca de

70% da área do estado, na qual moram 6.453.283 pessoas, aproximadamente metade da

população do estado, das quais 53% em áreas urbanas. Em relação ao semiárido como

um todo, a área pertencente ao estado da Bahia corresponde a 40% e a população a

30,9%. A figura 7 apresenta a nova delimitação do semiárido de acordo com revisão

26

- Clima Árido - Clima Semiárido - Clima Subúmido

Seco

feita pelo Ministério da Integração regional em 2005 (BRASIL, 2005b). As tabelas 1 e 2

apresentam, respectivamente, a distribuição da área e da população do semiárido pelos

estados que pertencem a esta região, relacionando com o total dos estados, do nordeste e

do Brasil.

Figura 6 – Regiões Secas no Mundo Fonte: UNEP/GRID, 1991 apud WHITE; NACKONEY, 2003.

Figura 7 - Nova delimitação do Semiárido Fonte: Adaptado de BRASIL, 2005b.

27

Tabela 1 – Distribuição da Área da Região Semiárida pelos Estados.

Estado/Região

Área (Km²) %

Total (a)

Semiárido (b)

Semiárido no Estado/Região

(b/a)

% Total Semiárido

(b/c) Piauí 251.529 150.454 59,8% 15,3% Ceará 148.826 126.515 85,0% 12,9% R G do Norte 52.797 49.590 93,9% 5,0% Paraíba 56.440 48.785 86,4% 5,0% Pernambuco 98.312 86.710 88,2% 8,8% Alagoas 27.768 12.687 45,7% 1,3% Sergipe 21.910 11.176 51,0% 1,1% Bahia 564.693 393.056 69,6% 40,0% Minas Gerais 586.528 103.590 17,7% 10,5% Nordeste 1.554.258 982.563c 63,22% 100% Brasil 8.514.877 982.563 11,54%

Fonte: BRASIL, 2005a; IBGE, 2002.

Tabela 2 – Distribuição da População da Região Semiárida pelos Estados.

Estado/ Região

População (hab.)

Total (a)

Urbana Semiárido

(b)

% (b/d)

Rural Semiárido

(c)

% (c/d)

Total Semiárido

(d)

% (d/a)

Piauí 2.843.278 437.508 45 531.891 55 969.399 34 Ceará 7.430.661 2.451.214 58 1.760.078 42 4.211.292 57 R. G. Norte 2.776.782 1.061.296 66 539.874 34 1.601.170 58 Paraíba 3.443.825 1.232.095 63 734.618 37 1.966.713 57 Pernambuco 7.918.344 1.896.092 59 1.340.659 41 3.236.751 41 Alagoas 2.822.621 424.132 52 391.172 48 815.304 29 Sergipe 1.784.475 208.908 53 185.310 47 394.218 22 Bahia 13.070.250 3.398.156 53 3.055.127 47 6.453.283 49 M. Gerais 17.891.494 637.990 54 546.537 46 1.184.527 7 Total 59.981.730 11.747.391 56 9.085.266 44 20.832.657 35 Nordeste 47.741.711 11.747.381 56 9.085.266 44 20.832.647 44 Brasil 169.799.170 11.747.381 56 9.085.266 44 20.832.647 12

Fonte: BRASIL, 2005a; IBGE, 2002.

Do ponto de vista climático, a região semiárida caracteriza-se por apresentar

temperaturas médias elevadas, da ordem de 23 a 26, com pouca variação de uma região

para outra, com amplitudes térmicas diárias em torno de 10°C, mensal de 5 a 10°C e

anual de 2 a 5°C. As precipitações médias anuais variam entre 280 e 800mm, com

grande variação espacial e temporal. Num mesmo ano, pode acontecer que algumas

áreas da região recebam chuvas, enquanto outras experimentem estiagens. Estas chuvas

podem ser concentradas em um único mês ou num período de três a cinco meses, que

seria o período chuvoso dos anos ditos normais. A distribuição pluviométrica e os

28

elevados índices de evaporação tornam ineficientes os sistemas de armazenamento

superficial de água (CAMPOS, 1997; MELO FILHO; SOUZA, 2006; REBOUÇAS,

1999).

Apesar de ocorrerem alguns anos de chuvas abundantes, os longos períodos de

estiagem, fenômeno conhecido como seca, mais especificamente seca climatológica;

são bastante freqüentes, ocorrendo desde há muito. Uma das primeiras referências a

seca foi feita pelo padre jesuíta Antonio Pires, em carta datada de 5 de junho de 1552,

na qual relata que "...em Pernambuco, havia 4 ou 5 anos que não chovia, mas este ano a

chuva foi tanta que permitiu uma grande colheita de alimentos." (PORTO, s/d apud

GAREIS, 1997).

Outro relato, feito pelo padre jesuíta Fernão Cardim, referindo-se ao ano de 1853,

diz que:

―[...] tão grande seca que os engenhos d’água não moeram muito tempo. Houve grande fome, principalmente no sertão Pernambucano, pelo que desceram do sertão apertados pela fome socorrendo-se aos brancos, quatro ou cinco mil índios...‖ (CARDIM, 1978, pág. 199 apud SANT’ANNA NETO, 2001, pág.7).

A tabela 3 apresenta a quantidade de anos em que ocorreram secas em cada

século, entre o XVI e o XX, a partir de dois estudos, um feito pela SUDENE, intitulado

―As secas do Nordeste - Uma Abordagem Histórica de Causas e Efeitos‖ (1981 apud

BARBOSA, 2000; CAMPOS, 1994) e outro feito por Otomar de Carvalho intitulado ―O

impacto social da seca no Nordeste‖ (1994 apud BARBOSA, 2000).

Tabela 3 – Anos com secas, por século. Séculos SUDENE Carvalho

XVI 2 3 XVII 6 6 XVIII 30 20 XIX 181 13 XX 152,3 254

Fonte: SUDENE, 1981 apud BARBOSA, 2000 e CAMPOS, 1994; CARVALHO, 1994 apud BARBOSA, 2000. Notas: 1 – Campos (1994) não cita a ocorrência de secas em 1830, 1833 e 1898, citadas por Barbosa

(2000). 2 – Campos (1994) não cita a ocorrência de secas em 1932, ao contrário de Barbosa (2000), enquanto este cita a ocorrência de secas em 1915 e 1962, não citadas pelo primeiro. 3 – Campos, indo além do último ano considerado no estudo original, 1981; cita a ocorrência de secas de 1982 a 1993, perfazendo um total de 28 anos com seca entre 1900 e 1993. 4 - Até 1993. Na figura 8, é apresentado o mapa de risco de seca na Bahia, cuja apresentação

original se deu no trabalho ―Risco de Seca na Bahia‖, publicado pelo Centro de

29

Estatística e Informações da Bahia (CEI) em 1991. O mapa indica que o semiárido

baiano, apresentado na figura 7, em sua maior parte, nas áreas que abrangem a

depressão sanfranciscana, sobretudo ao norte do Estado, e nas depressões formadas

pelos vales médios dos rios Vaza Barris, Itapicuru, Paraguaçu e Contas; apresenta risco

alto de ocorrência de seca. A outra parte, localizada no extremo sudoeste e no planalto

de Maracás e Vitória da Conquista, bem como na Chapada Diamantina, apresenta risco

em grau médio (BARBOSA, 2000).

Figura 8 - Risco de Seca na Bahia (1943-1983) Fonte: CEI, 1991 apud BARBOSA, 2000.

Em termos geológicos, a maior parte do semiárido está situada em um

embasamento cristalino, no qual os solos, geralmente, são rasos (cerca de 0,60 m),

apresentando baixa capacidade de infiltração. Isto leva a que a pouca quantidade de

água que infiltra no solo seja rapidamente evaporada ou transpirada pela vegetação

(CAMPELLO NETTO et al., 2007; SUASSUNA, 2002). A este respeito Rebouças

(1966 apud COSTA, 1994, pág. 34) diz que: ―... a infiltração é um fenômeno

excepcional dos anos úmidos; nos anos de pluviometria média, a totalidade das águas

que caem é consumida pela evapotranspiração e escoamento superficial.‖.

30

Os aqüíferos dessa área caracterizam-se pela forma descontínua de

armazenamento. A água é armazenada em fendas/fraturas na rocha (aqüífero fissural) e,

em regiões de solos aluviais (aluvião) forma pequenos reservatórios, de qualidade não

muito boa, sujeitos à exaustão devido à ação da evaporação e aos constantes

bombeamentos realizados. As águas exploradas em fendas de rochas cristalinas são, em

sua maioria, de qualidade inferior, normalmente servindo apenas para o consumo

animal; às vezes, atendem ao consumo humano e raramente prestam para irrigação. As

águas que têm contato com esse tipo de substrato mineralizam-se com muita facilidade,

tornando-se salinizadas (REBOUÇAS, 1999; SUASSUNA, 2002).

Os rios que nascem e correm dentro do semiárido apresentam dois tipos de

regimes hidrológicos: o temporário, intermitente, e o efêmero. Enquanto que os rios

temporários estão marcados pela presença de um fluxo de água superficial maior ao

longo do seu ciclo hidrológico, e um período de seca estacional, os rios efêmeros

apresentam fluxo de água superficial somente após uma precipitação não previsível.

Esta marcha estacional pode variar anualmente, dependendo do modelo de precipitação

(freqüência, intensidade e duração). Um rio de características temporárias em um ano

úmido, pode se tornar um rio efêmero em um ano excessivamente seco. No semiárido

baiano, todos os rios são intermitentes, temporários, a exceção do São Francisco, do

Paraguaçu e o de Contas (CIRILO et al., 2007; MALTCHIK, 1999; MELO FILHO;

SOUZA, 2006).

As características de fluxo dos rios do semiárido são causadas pela dificuldade de

infiltração da água no solo, o que faz com que o escoamento de base, fenômeno pelo

qual as águas infiltradas no solo alimentam o escoamento superficial, somente ocorra

nos períodos imediatamente posteriores aos das precipitações. Assim, o escoamento

superficial depende das precipitações, sendo interrompido, ou diminuído em muito, nos

longos períodos de estiagem (AB'SABER, 1999; MALTCHIK, 1999; MELO FILHO;

SOUZA, 2006; REBOUÇAS, 1999). Sobre isto, Rebouças (1966 apud COSTA, 1994,

pág. 34) diz que:

―... no final das estações chuvosas os rios continuam a correr por restituição das águas acumuladas no subsolo, durante 33 dias nas zonas de rochas cristalinas, contra 85 dias nas zonas de terrenos sedimentares, ocorrendo frequentemente nesses últimos uma restituição perene...‖.

Nos rios intermitentes, nos períodos seco, o lançamento de efluentes domésticos

urbanos em suas poucas águas representa uma certeza de poluição, pois, a vazão é

31

insuficiente para promover a depuração das cargas poluidoras. Souza e Mota (1994)

consideram que para evitar a poluição, a razão entre a carga poluente e o volume de

água teria que ser de 1 para 40, já que abaixo desta relação os níveis de oxigênio

dissolvido podem cair a valores insustentáveis para manter a vida aquática no corpo

receptor. Para evitar que isso ocorra, o nível do tratamento tem de ser de tal ordem, que

os custos associados o torna inviável (SOUZA; MOTA, 1994; SOUZA et al., 2003).

A carência de mananciais, tanto subterrâneos, quanto superficiais; restringem a

prática da irrigação, fazendo com que a agricultura seja predominantemente de sequeiro,

a qual depende da precipitação, que, como visto, no semiárido, além de ser irregular é

de difícil previsibilidade. (FAO, 2003).

Além disso, a elevada intensidade das chuvas no período úmido, associada ao

significativo escorrimento superficial, contribui acentuadamente para reduzir a

disponibilidade de água para as plantas via solo. Para que o potencial produtivo das

culturas seja expresso, é necessário um suprimento adequado de água para atender as

demandas de seu metabolismo, sobretudo na fase de crescimento vegetativo das

culturas. A água apresenta papel fundamental e indispensável em qualquer sistema

biológico de produção. Além de constituir meio para ocorrência de quase todas as

reações bioquímicas, a água é fundamental nos mecanismos de absorção e condução de

nutrientes pela planta e de regulação osmótica e térmica, processos que demandam

volumes consideravelmente elevados, quando comparados com outros usuários de

recursos hídricos. Quando há umidade disponível no solo não é suficiente para garantir

o desenvolvimento normal dos cultivos, ocorre o fenômeno da seca edáfica

(ANDREOLI et al., 2005; CAMPOS, 1994, 1997; FREITAS, 2008; MELO FILHO;

SOUZA, 2004).

A alta recorrência do fenômeno da seca, tanto a climatológica quanto a edáfica, é

um fator limitante ao desenvolvimento de uma agricultura comercial, e

conseqüentemente do desenvolvimento econômico, já que como a probabilidade de

perda é grande, não há investimento em fertilizantes, sementes de alto rendimento e no

manejo das pragas. Assim, resta à maioria dos agricultores praticar uma agricultura de

subsistência, através da qual conseguem, se tanto, apenas o suficiente para se alimentar

(FAO, 2003).

Uma das alternativas para fazer frente ao problema de falta de recursos para

implantar sistemas de tratamento sofisticados, e consequentemente caros, poderia ser o

32

reúso agrícola, pois este poderia servir como pós-tratamento a sistemas mais simples e

mais baratos, melhorando a qualidade do efluente e evitando a poluição dos corpos

d’água. Afora o benefício ambiental, o reúso agrícola, ao disponibilizar uma fonte

permanente de água, rica em nutrientes, poderia propiciar o desenvolvimento de uma

agricultura comercial, trazendo ganhos econômicos a toda uma região, caracterizada

pela pobreza extrema.

.

2.2 REÚSO DA ÀGUA

2.2.1 Conceitos

Segundo Brega Filho e Mancuso (2003), o reúso da água subentende uma

tecnologia desenvolvida segundo os fins a que a água se destina, tendo em conta a

maneira como foi utilizada anteriormente. Ainda segundo estes autores, a conceituação

precisa da expressão reúso de água está condicionada ao exato momento a partir do qual

se admite que o reúso tenha sido feito, já que se a captação no corpo d’água for feita em

um ponto à jusante do lançamento dos esgotos, a uma distância tal que as águas já

tenham sido autodepuradas, não se caracterizaria o reúso, e sim uma utilização normal

das águas.

De acordo com a Organização Mundial de Saúde (WHO, 1973, apud BREGA

FILHO; MANCUSO, 2003), as práticas do reúso se subdividem em:

a) reúso indireto, que ocorre quando a água já usada, uma ou mais vezes para uso

doméstico ou industrial, é descarregada nas águas superficiais ou subterrâneas e

utilizada novamente à jusante, de forma diluída; subdividindo-se em reúso

indireto intencional e reúso indireto não intencional;

b) reúso direto, que ocorre quando se utiliza de forma planejada e deliberada os

esgotos tratados para certas finalidades tais como irrigação, uso industrial, recarga

de aqüífero e água potável;

c) reciclagem interna, que ocorre quando o reúso da água é interno às instalações

industriais, tendo como objetivo a economia de água e o controle da poluição.

33

Lavrador Filho (1987 apud BREGA FILHO; MANCUSO, 2003) acrescenta

outras considerações à terminologia anterior. Segundo este autor, as modalidades de

reúso seriam:

a) reúso indireto não planejado de água, que ocorre quando há reutilização da

água, uma ou mais vezes em alguma atividade humana, à jusante do ponto de

lançamento, em sua forma diluída, de maneira não intencional e não

controlada. Nesta situação, o reúso da água é um subproduto não intencional da

descarga de montante. Após a descarga no meio ambiente, o efluente é diluído

e sujeito a processos como autodepuração, sedimentação, dentre outros, além

de eventuais misturas com outros despejos advindos de diferentes atividades

humanas;

b) reúso planejado de água, que acontece como resultado de uma ação humana

consciente, adiante do ponto de descarga do efluente a ser usado de forma

direta ou indireta. Esta categoria pressupõe a existência de um sistema de

tratamento de efluentes que atenda aos padrões de qualidade requeridos pelo

novo uso que se deseja fazer da água. O reúso planejado também pode ser

denominado reúso intencional da água;

c) reúso indireto planejado de água, que ocorre quando os efluentes, após

receberem o devido tratamento, são descarregados nos corpos de água

superficiais ou subterrâneos de forma planejada para serem utilizados à

jusante, em sua forma diluída, de maneira controlada; no intuito de algum uso

benéfico;

d) reúso direto planejado de água, que ocorre quando os efluentes, após os

tratamentos necessários, são encaminhados diretamente de seu ponto de

descarga até o local do reúso, sendo submetidos aos tratamentos adicionais e

armazenamentos necessários, mas não sendo, em nenhum momento,

descarregado no meio ambiente, durante o seu transcurso;

e) reciclagem de água, que é o reúso interno da água, antes de sua descarga em um

sistema geral de tratamento ou outro local de disposição, para servir como fonte

suplementar de abastecimento do uso original. É um caso particular do reúso

direto.

Segundo Florêncio e outros (2006), na conceituação feita por Lavrador Filho

(1987 apud BREGA FILHO; MANCUSO, 2003) ―reúso planejado‖ teria o mesmo

34

significado que ―reúso intencional‖ e teria como premissa a existência de um sistema de

tratamento de efluentes que atendesse aos padrões de qualidade requeridos pelo novo

uso que se desejasse fazer da água, o que iria de encontro à realidade, já que existem no

mundo diversos exemplos de reúso planejado, ou intencional, nos quais o efluente

utilizado não sofre qualquer tipo de tratamento prévio, como ocorre no Vale de

Mesquital, no México, onde são irrigados 85.000ha com esgoto bruto oriundo da Cidade

do México, situada a 80Km (HESPANHOL, 2003; SCOTT et al.,2000; USEPA, 2004).

Ainda segundo Florêncio e outros (2006), Hoeck (2004) propôs a seguinte

classificação:

a) reúso planejado ou não planejado (formal ou informal);

b) uso direto de esgotos não tratados;

c) uso direto de esgotos tratados;

d) uso indireto de esgotos tratados ou não.

Segundo este autor, a questão da formalidade estaria relacionada à permissão ou

controle da prática do reúso pelas autoridades competentes.

No Brasil, a resolução 54/05 do (BRASIL, 2006) apenas faz menção ao reúso

direto de água, considerando este como sendo ―uso planejado de água de reúso,

conduzida ao local de utilização, sem lançamento ou diluição prévia em corpos hídricos

superficiais ou subterrâneos‖. Para o CNRH, água de reúso é a ―água residuária que se

encontra dentro dos padrões exigidos para sua utilização nas modalidades pretendidas‖.

Afora estas classificações, quando se trata de reúso urbano e agrícola, ainda

costuma haver uma subdivisão entre restrito e irrestrito. O que define estas duas

categorias é o grau de restrição de acesso ao público às áreas onde se faz o reúso, a

técnica empregada no reúso agrícola, bem como o tipo de cultivo no qual se faz a

aplicação do efluente (ASANO et al., 2007; FLORÊNCIO et al., 2006).

A princípio, não há restrição quanto à aplicação do reúso em nenhuma área,

entretanto, se a aplicação estiver dentro do que se classifica como restrita, conforme

parágrafo anterior, os critérios de segurança adotados e os padrões de qualidade

requeridos, podem variar, o que influencia o tipo de tratamento a ser dado ao efluente

(ASANO, 2002; HESPANHOL, 2003). A figura 9 apresenta as possibilidades de

aplicação do reúso.

35

Figura 9 – Possibilidades de aplicação do reúso. Fonte: HESPANHOL, 2003.

2.2.2 Situação Atual

Tal como se dá nas fontes de água tradicionais, o tipo de aplicação de reúso que

mais se faz no mundo é na agricultura (ASANO, 2002; ASANO et al., 2007; DURHAM

et al., 2005), como mostra a Figura 10, na qual são apresentadas as quantidades de

projetos de reúso, por tipo e região do mundo.

A utilização do reúso por cada país é de difícil mensuração tendo em vista que os

censos dificilmente alcançam as utilizações não planejadas e quando há utilização

esgoto não tratado, esta, muitas vezes, é omitida das autoridades por razões políticas ou

econômicas. Quando há mensuração, a comparação ente os países também é difícil já

que em alguns países a estimativa é feita por volume, ou por volume total ou por

volume per capita, enquanto em outros, a estimativa é feita de forma percentual, ou

como percentual do total de água utilizada ou como percentual do total de esgoto tratado

(JIMÉNEZ; ASANO, 2008). As tabelas 4 e 5 apresentam os vinte países que mais

fazem aplicação do reúso com base em diferentes critérios, sendo que na primeira se

considera tanto o esgoto tratado quanto o não tratado, enquanto que na segunda somente

se considera o esgoto tratado.

36

Figura 10 - Quantidade de projetos de reúso da água, por tipo e área. Fonte: Adaptado de BIXIO et al., 2006 apud DURHAM et al., 2005.

Tabela 4 – Países com maior aplicação de Reúso (esgoto bruto e tratado).

País Total de Reúso

(m³/dia) País Reúso per capita (m³/diax106 hab.) País

Reúso/ Retirada

(%) China 14.817.000 Catar 170.323 Kuwait 35,2 México 14.400.000 Israel 166.230 Israel 18,1 EUA 7.600.000 Kuwait 163.330 Cingapura 14,4 Egito 1.920.000 México 136.235 Catar 13,3 Ar. Saudita 1.847.000 Em. Árabes 126.713 Chipre 10,4 Síria 1.014.000 Chipre 88.952 Jordânia 8,1 Israel 1.014.000 Ar. Saudita 75.081 Em. Árabes 8,0 Chile 840.600 Bahrein 56.301 Malta 7,8 Espanha 821.920 Síria 55.109 Tunísia 7,1 Japão 573.800 Chile 52.211 México 6,7 Tunísia 512.328 Tunísia 51.233 Ar. Saudita 5,5 Em. Árabes 506.850 Jordânia 40.179 Namíbia 4,3 Peru 505.100 Malta 27.400 Bahrein 4,2 Austrália 456.100 Omã 27.385 Chile 2,4 Irã1 455.700 Egito 26.301 Omã 1,9 Coréia 430.000 EUA 25.486 Síria 1,9 Kuwait 424.657 Austrália 22.805 Bolívia 1,1 Jordânia 225.000 Espanha 20.436 Egito 1,0 Turquia 136.986 Namíbia 19.733 Líbia 0,9 Argentina 129.600 Líbia 18.966 Peru 0,9

Fonte: JIMÉNEZ; ASANO, 2008. Nota: 1- No original, são apresentadas duas vazões, 455.700m³/d e 422.200m³/d. Optou-se por considerar

a maior vazão.

América do Norte Europa Mediterrâneo &Oriente Médio

Agricultura Cidades Indústria Variado Não disponível

Aplicação

América latina

Sub- Saara

Japão

Oceania

37

Tabela 5 – Países com maior aplicação de Reúso (esgoto tratado).

País Total de Reúso (m³/dia)

País Reúso per capita (m³/diax106 hab.)

País Reúso/

Retirada (%)

EUA 7.600.000 Catar 170.323 Kuwait 35,2 Ar. Saudita 1.847.000 Israel 166.230 Israel 18,1 Egito 1.780.821 Kuwait 163.330 Cingapura 14,4 Síria 1.014.000 Em. Árabes 126.713 Catar 13,3 Israel 1.014.000 Chipre 88.952 Chipre 10,4 Espanha 821.920 Ar. Saudita 75.081 Jordânia 8,1 México 767.280 Bahrein 56.301 Em. Árabes 8,0 China 670.000 Síria 55.109 Malta 7,8 Japão 573.800 Tunísia 51.233 Tunísia 7,1 Tunísia 512.328 Jordânia 40.179 Ar. Saudita 5,5 Em. Árabes 506.850 Malta 27.400 Namíbia 4,3 Austrália 456.100 Omã 27.385 Bahrein 4,2 Coréia 430.000 EUA 25.486 Omã 1,9 Kuwait 424.657 Egito 24.395 Síria 1,9 Irã 420.000 Austrália 22.805 Bolívia 1,1 Chile 320.000 Espanha 20.436 Egito 1,0 Peru 280.100 Chile 19.876 Líbia 0,9 Jordânia 225.000 Namíbia 19.733 Chile 0,9 Turquia 136.986 Líbia 18.966 Coréia 0,8 Argentina 129.600 Cingapura 17.442 Espanha 0,8 Fonte: JIMÉNEZ; ASANO, 2008.

A análise das tabelas mostra que os vinte países que mais fazem aplicação do

reúso, em termos de volume total diário (m3/d) são os mesmos, quer se considere a

aplicação com esgoto bruto e tratado, quer se considere apenas o esgoto tratado. Dos

vinte países, treze fazem uso apenas do esgoto tratado, estando nesta relação tanto

países desenvolvidos quanto países considerados subdesenvolvidos, como Tunísia,

Argentina, Jordânia e Turquia.

2.2.3 O Reúso na Gestão dos Recursos Hídricos

No século XX, mais acentuadamente a partir da década de 50, houve um grande

aumento na população mundial, o que, por si só, já acarretaria um aumento no consumo

de água. Entretanto, neste período, também houve um grande desenvolvimento

econômico, ao qual estão associados o aumento da urbanização e do padrão de vida das

38

pessoas, sobretudo nos países desenvolvidos, bem como da área irrigada e da

quantidade de indústrias. Todos estes fatores levaram a um aumento do consumo de

água, proporcionalmente superior ao aumento da população (HINRICHSEN et al.,

1997).

Apesar do aumento da demanda, a quantidade de água disponível no mundo seria

suficiente para supri-la, se não houvesse distribuição desigual, tanto no espaço quanto

no tempo. Assim, em diversas partes do mundo, a disponibilidade de água é inferior à

demanda, caracterizando situações de escassez (UN/FAO, 2007; UNDP, 2006;

XERCAVINS I VALLS, 1999).

Enquanto a demanda de água tem aumentado, de um modo geral, os sistemas de

coleta, transporte, tratamento e disposição final de esgotos não tem se expandido na

mesma proporção, levando a um aumento no volume de efluentes lançados nos rios,

agravando o problema da poluição hídrica, e consequentemente restringindo a utilização

desses mananciais (BOUWER, 2000; HESPANHOL, 2008).

A despeito dos diversos critérios existentes para definir se um país ou região

enfrenta escassez, estima-se que nas próximas décadas, cerca de dois terços da

população mundial estarão enfrentando problemas relativos à escassez de água, tais com

degradação ambiental, declínio do nível do lençol freático e conflitos pelo uso da água

(MOLDEN et al., 2007; RIJSBERMAN, 2006).

Vale ressaltar que o fenômeno da escassez não é atributo exclusivo das regiões

áridas e semiáridas. Muitas regiões com recursos hídricos abundantes, mas insuficientes

para atender a demandas excessivamente elevadas, também experimentam conflitos de

usos e sofrem restrições de consumo, que afetam o desenvolvimento econômico e a

qualidade de vida (HESPANHOL, 2008).

Face a isto, a gestão integrada de recursos hídricos, que busca equilibrar a

alocação de água de forma sustentável, considerando o contexto social, econômico e

ambiental; a todos os usos, de acordo com as prioridades definidas pela sociedade,

tornou-se, em todo o mundo, uma das prioridades fundamentais das políticas públicas.

Isto vem sendo visto, repetidamente, em diversos fóruns internacionais (SAVENIJE;

VAN DER ZAAG, 2008; URKIAGA et al., 2008). A respeito de gestão integrada dos

recursos hídricos, Vieira (1994) diz que:

... essa gestão integrada assume vários aspectos e envolve conotações diversas: integrada no sentido de envolver todas as fases do ciclo hidrológico

39

– superficial, subterrânea e aérea; integrada quanto aos usos e finalidades múltiplas; integrada no que diz respeito ao inter-relacionamento dos sistemas hídricos com os demais recursos naturais e ecossistemas; integrada em termos de co-participação entre gestores e usuários no planejamento e administração dos recursos hídricos; integrada aos objetivos gerais da sociedade, de desenvolvimento sócio-econômico e preservação ambiental.

Tradicionalmente, à medida que os mananciais mais próximos se tornam

insuficientes, seja por falta de capacidade ou por falta de qualidade, a solução adotada

para fazer frente às crescentes demandas tem sido a de se buscar mananciais distantes,

construindo-se novas barragens e estruturas de captação, transporte, tratamento e

distribuição (ASANO, 2007; UN/FAO, 2007). Esta prática remonta há mais de 2.000

anos, à época do Império Romano, quando os romanos construíram longos aquedutos

para buscar água cada vez mais longe, à medida que os mananciais mais próximos se

tornavam poluídos por efluentes brutos (HESPANHOL, 2008) e vem sendo acentuada

ao longo do tempo, sobretudo a partir do século XIX, quando a distribuição de água em

domicílio teve um grande impulso (GIJZEN, 2001; WOLFF; GLEICK, 2002).

Os impactos econômicos e ambientais advindos da tradicional forma de atender

ao aumento da demanda de água levaram a uma mudança gradual de paradigma na

gestão dos recursos hídricos, a qual tem procurado levar em consideração aspectos que

promovam a sustentabilidade. Neste novo paradigma, a gestão dos sistemas de

abastecimento de água, de esgotamento sanitário e de drenagem urbana deve ser feita de

maneira integrada (AOKI et al., 2005; ASANO et al., 2007, HESPANHOL, 2003; 2008,

PEARSON, 2010). Segundo Mitchell (2006), além da gestão da demanda, também deve

ser dada ênfase à gestão da oferta, considerando, dentre outras coisa, a utilização de

fontes não tradicionais de recursos hídricos.

Dentro deste conceito de sustentabilidade, a reutilização de águas servidas em

situações nas quais os padrões de qualidade são menos exigentes aumenta a

disponibilidade de volumes equivalentes de água de boa qualidade para uso mais nobre,

como o abastecimento humano (BOWER, 2000; USEPA, 2004).

Isto coaduna com a política estabelecida pelo Conselho Econômico e Social das

Nações Unidas para a gestão de áreas carentes de recursos hídricos, em 1958, segundo a

qual "a não ser que exista grande disponibilidade, nenhuma água de boa qualidade deve

ser utilizada para usos que toleram águas de qualidade inferior" (UNITED NATIONS,

1958 apud HESPANHOL, 2003, p.76). No Brasil, a resolução 54/05 do CNRH ratificou

esta política (BRASIL, 2006). Na Europa, no artigo 12 da Diretiva 91/271, é dito que

40

―Águas residuárias tratadas devem ser reutilizadas sempre que adequado‖ (URKIAGA

et al., 2008).

Para Scheierling e outros (2010), o reúso, do ponto de vista da gestão dos recursos

hídricos, é vantajoso, pois acrescenta uma fonte de água permanente, não sujeita à seca,

muitas vezes com custo menor do que se fosse feita da maneira tradicional ou com

dessalinização. O autor ainda corrobora a visão de que com o reúso, há gestão dos

esgotos se integra com a gestão da água no ambiente urbano.

Segundo Bakir (2001), nos países do Oriente Médio e do norte da África, as águas

residuárias já são reconhecidas como uma fonte de água significativa, crescente e

segura. Para o autor, os esgotos são a única fonte potencial de água para acompanhar o

crescimento populacional e o conseqüente aumento pela demanda de água.

Em alguns países, como Israel e Jordânia, as águas residuárias já são consideradas

como um recurso disponível, sendo um componente da gestão integrada dos recursos

hídricos (BAKIR, 2001; FRIEDLER, 2001). Entre os formuladores de gestão, já é

consenso que o reúso deve ser inserido nos primeiros estágios dos planos de gestão

integrada de recursos hídricos (URKIAGA et al., 2008).

No Brasil, a Política Nacional de Recursos Hídricos foi estabelecida pela Lei

9.433 de 2007, a qual tem como um dos objetivos assegurar, à atual e às futuras

gerações, a necessária disponibilidade de água em padrões de qualidade adequados aos

respectivos usos. Segundo esta lei, a gestão sistemática dos recursos hídricos, sem

dissociação dos aspectos de quantidade e qualidade, bem como a integração da gestão

de recursos hídricos com a gestão ambiental; constituem diretrizes gerais de ação para

implementação da Política Nacional de Recursos Hídricos.

Apesar da lei não mencionar o reúso, três dos cinco instrumentos desta política, a

outorga dos direitos de uso de recursos hídricos; a cobrança pelo uso de recursos

hídricos e o enquadramento dos corpos de água em classes, segundo os usos

preponderantes da água, relacionam-se com o reúso.

Segundo o artigo 11 da lei 9.433/97, o regime de outorga de direitos de uso de

recursos hídricos tem como objetivos assegurar o controle quantitativo e qualitativo dos

usos da água e o efetivo exercício dos direitos de acesso à água. É o ato administrativo

mediante o qual o Poder Público outorgante, União, Estados ou Distrito Federal;

autoriza o outorgado, usuário público ou privado, a fazer uso do recurso hídrico, por

41

prazo determinado, nos termos e nas condições expressas no respectivo ato. O referido

ato é publicado no Diário Oficial da União, no caso da ANA, ou nos Diários Oficiais

dos Estados ou Distrito Federal, onde o outorgado é identificado e estão estabelecidas as

características técnicas e as condicionantes legais do uso das águas que o mesmo está

sendo autorizado a fazer (RAMOS, 2007).

Como a água é um recurso escasso, que pode ser usado para diversas finalidades,

tais como abastecimento humano, dessedentação animal, irrigação, indústria, geração de

energia elétrica, preservação ambiental, paisagismo, lazer, navegação, etc; muitas vezes,

esses usos podem ser concorrentes, acontecendo de um uso impossibilitar o outro, o que

pode provocar conflitos entre os setores usuários e até mesmo impactos ambientais. Daí

a necessidade de um instrumento de gestão para distribuir este recurso escasso de forma

a evitar desperdícios e atender às demandas mais prioritárias sob o ponto de vista da

sociedade, através da atribuição de cotas entre os usuários (LANNA, 2000; RAMOS,

2007).

Considerando que na legislação brasileira, a água é um bem público, cabe ao

estado conceder o direito de uso deste bem, que no caso, se dá através da outorga. Com

este instrumento, o usuário assegura o efetivo exercício do direito de acesso à água e o

estado realiza o controle quantitativo e qualitativo desse recurso (LANNA, 2000;

RAMOS, 2007).

No artigo 12 da referida lei, é dito que estão sujeitos a outorga pelo Poder Público,

os direitos de uso dos recursos hídricos para derivação ou captação de parcela da água

existente em um corpo de água para consumo final, inclusive abastecimento público, ou

insumo de processo produtivo e o lançamento em corpo de água de esgotos e demais

resíduos líquidos ou gasosos, tratados ou não, com o fim de sua diluição, transporte ou

disposição final (BRASIL, 1997).

No que tange à cobrança, o artigo 20 da Lei 9.433/97 diz que todos os usos de

recursos hídricos sujeitos a outorga, nos termos do artigo 12, serão cobrados. Segundo o

artigo 21 desta lei, na fixação dos valores a serem cobrados pelo uso dos recursos

hídricos devem ser observados, dentre outros, o volume retirado e seu regime de

variação, nas derivações, captações e extrações de água; e o volume lançado e seu

regime de variação e as características físico-químicas, biológicas e de toxidade do

afluente, nos lançamentos de esgotos e demais resíduos líquidos ou gasosos (BRASIL,

1997).

42

Com a arrecadação obtida através da cobrança pode-se obter recursos para

financiar a implantação do sistema de gestão de recursos hídricos e também se investir

em obras de controle e proteção dos recursos hídricos, definidas pelos planos de bacia

hidrográfica. Desta forma, a cobrança serve como instrumento de gestão (LANNA,

2000; RAMOS, 2007).

Como instrumento econômico, a cobrança deve sinalizar corretamente para a

sociedade o uso dos recursos hídricos de forma racional, evitando desperdícios e

retardando o seu esgotamento, atendendo assim aos princípios do desenvolvimento

sustentável (LANNA, 2000; RAMOS, 2007).

Sob o aspecto quantitativo, o reúso da água tanto diminui a necessidade de

retirada de água em igual volume ao que está sendo reutilizado, como também o volume

de esgoto lançado no corpo receptor, já que este é reaproveitado. Assim, em ambas as

situações, o reúso permite que se outorguem direitos de uso dos recursos hídricos para

mais usuários. Considerando que parte da cobrança também se dá por volume utilizado,

com o reúso, o usuário paga menos pelo direito de uso já que há redução da necessidade

de captação e a diminuição da quantidade de efluente lançado, o que requer menor

volume de água para diluição nos corpos d’água.

Sob o aspecto das características físico-químicas, biológicas e de toxidade do

afluente, o reúso também pode ser positivo, pois no caso do reúso agrícola, o

lançamento do efluente no solo, que é uma forma de tratar o efluente, propicia a

melhoria da qualidade da água, resultando em uma cobrança menor.

A melhoria na qualidade da água do corpo receptor, também se dá pela

diminuição da quantidade de água retirada, o que aumenta a capacidade de diluição dos

rios. A figura 11, apresenta a qualidade da água ao longo de 120Km de um rio

hipotético, no qual estão situadas duas cidades, que retiram água para consumo e

lançam o esgoto de volta, bem como uma área de agricultura que também retira água do

rio para irrigação (ANDERSON, 2006).

43

Figura 11 – Qualidade da água e ferramentas de Gestão de Recursos Hídricos.

Fonte: Adaptado de ANDERSON, 2006.

Na situação em que a água é retirada do rio, utilizada e descartada, sem qualquer

prática de conservação ou reutilização do efluente, a concentração de poluentes logo

após as cidades aumenta até um ponto em que a autodepuração do rio melhora a

qualidade da água, o mesmo acontecendo após o ponto de retirada de água para

agricultura.

Ao se adotarem práticas de conservação da água, com redução do consumo da

ordem de 20%, a qualidade da água melhora em relação à situação anterior, porém ainda

com alteração significativa entre os pontos situados à montante e à jusante das cidades e

do ponto de tomada de água para irrigação. Já com a reutilização da água, da ordem de

90% do volume captado, a diferença de concentração de poluentes na água entre os

pontos situados à montante e à jusante é bem menor do que nas duas situações

anteriores.

Quanto ao enquadramento, a lei 9.433/97, no artigo 9° diz que este visa assegurar

às águas qualidade compatível com os usos mais exigentes a que forem destinadas e

diminuir os custos de combate à poluição das águas, mediante ações preventivas

permanentes. O artigo 10 desta lei remete à legislação ambiental o estabelecimento das

classes de corpos de água, que no caso é a resolução 357/05 do CONAMA, que dispõe

sobre a classificação dos corpos d’água e diretrizes ambientais para o seu

enquadramento, bem como estabelece as condições e padrões para o lançamento de

44

efluentes. De acordo com a qualidade requerida, a resolução 357/05 do CONAMA

classifica as águas doces, salobras e salinas do território nacional em treze classes de

qualidade (BRASIL, 1997; 2005).

A qualidade requerida é definida por parâmetros físicos, químicos e biológicos,

cujos limites não podem vir a ser ultrapassados pelo lançamento de efluentes. Vale

ressaltar que nas águas classificadas como especiais, não é permitido o lançamento de

efluentes, ainda que tratado, tendo em vista que estas águas destinam-se, dentre outras

coisas, a preservação dos ambientes aquáticos em unidades de conservação de proteção

integral (BRASIL, 2005).

O enquadramento de corpos de água em classes de usos preponderantes deve ser

resultado de um processo de planejamento que estabeleça as prioridades de uso das

águas, os quais demandarão qualidades mínimas para a água que usam, cabendo ao

enquadramento estabelecê-las. Em decorrência do enquadramento deverão ser

realizadas as outorgas de lançamentos de efluentes nos corpos de água e o

licenciamento de atividades que possam alterar o regime qualitativo das águas. Serão

igualmente indicadas as metas de despoluição, quando suas qualidades não atenderem

às demandas dos usos (LANNA, 2000).

O reúso agrícola, ao diminuir a concentração de nutrientes e matéria orgânica nos

rios pode ser uma ferramenta importante a ser utilizada no enquadramento dos rios. No

caso dos rios intermitentes, esta importância se sobressai, tendo em vista que a

resolução CONAMA 357/05 prevê que os corpos receptores devem manter os padrões

de qualidade após os lançamentos de resíduos, de forma a manter o enquadramento

estabelecido.

Sobre a importância do enquadramento em rios intermitentes, Medeiros e outros

(2008) dizem que:

...Efetivamente, a situação de escassez de recursos hídricos, inclusive para o atendimento das necessidades vitais, associada aos índices de pobreza de parcela significativa da população, coloca em primeiro plano a dimensão social e coletiva, econômica e ambiental da problemática das águas nessa região.

Nesse contexto, instrumentos de gestão como o enquadramento, que define parâmetros de uso para as águas e condiciona a ação publica e privada, têm um especial significado...

Considerando que os rios intermitentes têm como característica principal o fato de

que nos períodos de estiagem não há vazão nos rios o seu enquadramento em uma

45

classe específica é difícil, pois caso seja enquadrado pela vazão dos períodos chuvosos,

quando há vazão nos rios, fatalmente nos períodos secos qualquer lançamento de esgoto

nos rio fará com que a qualidade da água fuja à da especificada para a classe. Para que

isto não ocorra, nesta situação específica de ―leito seco‖, sem vazão de diluição, o nível

de tratamento do efluente lançado terá que ser extremamente alto, e consequentemente

muito caro, o que a inviabiliza a sua adoção (SOUZA; MOTA, 1994; SOUZA et al.,

2003).

Nos períodos secos, não cabe se falar em enquadramento, pois não há vazão nos

rios e consequentemente não há um padrão de qualidade da água a ser preservado.

Entretanto, vale ressaltar que apesar de não haver fluxo, a poluição que eventualmente

seja depositada no solo, pode vir a afetar a qualidade da água à jusante quando voltar a

haver fluxo no rio. Portanto, os usos da época de seca não devem ser dissociados dos

usos de cheia (FIÚZA et al., 2003).

Tendo em vista que a resolução 357/05 do CONAMA não é explícita sobre

procedimentos a serem adotados em rios intermitente e devido às características destes

rios, diversos autores, tais como Lacerda (2003), Fiúza e outros (2003), Proença e

outros (2004) e Medeiros e outros (2008) propõem metodologias específicas para o

enquadramento de corpos d’água em rios intermitentes. A resolução 91/08 do CNRH

que dispõe sobre procedimentos gerais para o enquadramento dos corpos de água

superficiais e subterrâneos, diz, no parágrafo 3° do artigo 2° que o processo de

enquadramento deverá considerar as especificidades dos corpos de água, com destaque

para, dentre outras coisas, sazonalidade de vazão e regime intermitente.

Para que os rios intermitentes mantenham padrões mínimos de qualidade da água,

de modo a atender usos prioritários, tais como o abastecimento de água à população,

alguns autores como Lacerda (2003), Fiúza e outros (2003), Medeiros e outros (2008) e

Souza e Mota (1994), advogam que nos rios intermitentes não deveria ser tolerada

qualquer forma de lançamento de efluentes líquidos ainda que tratados. Esta restrição

também deveria ser mantida no período de deflúvio. Como alternativa ao lançamento de

efluentes nos corpos d’água, os autores sugerem que se faça o reúso agrícola, com

disposição do efluente no solo.

Fiúza e outros (2003) ressalvam que, no período de deflúvio, poderia ser

autorizado o lançamento desde que a qualidade do efluente descartado fosse igual ou

superior a condição de qualidade do trecho de jusante. A fim de evitar este lançamento,

46

o autor recomenda para destinação final do esgoto a infiltração no solo ou a irrigação.

Este mesmo tipo de restrição é preconizada por Souza e Mota (1994) e por Souza e

outros (2003), que também advogam como solução para o lançamento de efluentes a

prática do reúso.

2.3 REÚSO NA AGRICULTURA

2.3.1 Histórico

Os registros mais antigos referem-se às cidades-estado da Grécia antiga, as quais

se desenvolveram em áreas de clima semiárido, com baixa precipitação média anual e

elevada evapotranspiração. Estas condições climáticas, que dificultavam a obtenção da

água e, consequentemente, de alimentos nos períodos secos, provavelmente, levaram ao

reaproveitamento das águas servidas e das águas de chuva. Pesquisas arqueológicas

indicam a adoção desta prática no antigo Palácio de Phaistos, na Ilha de Creta, onde as

águas das chuvas eram armazenadas em cisternas, misturadas com águas servidas e

lançadas no leito seco do rio Messara para irrigar áreas à jusante (ANGELAKIS et al.,

2005; TZANAKAKIS et al., 2007).

Na época dos romanos, as cidades contavam com sistemas públicos de

abastecimento de água, os quais alimentavam fontes, banhos e banheiros públicos. As

águas servidas eram lançadas na rede de drenagem. Tal como os gregos, os romanos

também aproveitavam as águas servidas na agricultura, embora em algumas cidades, as

fezes fossem separadas para aplicação direta na agricultura. Em Barbegal, por exemplo,

atualmente na França, os esgotos de uma população estimada em 500 pessoas eram

misturados com a água que passava pelo moinho de grãos e irrigavam uma área de 22ha

(BRACKEN et al., 2007, GRAY,1940)

Datam dos séculos XII e XIII os primeiros registros da utilização de águas

servidas oriundas de diversas cidades para irrigar pradarias. Na Itália, no século XII,

monges cistercianos do Monastério de Chiaravalle, situado próximo a Milão, passaram

a irrigar campos situados no sul da cidade, utilizando para tanto as águas do canal

Vettabia, que recebia parte dos efluentes da cidade, para irrigar uma área ao sul. Está

47

prática de irrigação com águas servidas perdurou até 1983, quando foram construídas

estações de tratamento de esgotos (BRACKEN et al., 2007; GIREL, 2005; LAPINI,

2004).

Datam desta mesma época, relatos feitos por um monge do Mosteiro de

Clairvaulx, na França, indicando o reaproveitamento das águas servidas na irrigação de

pradarias. Outros relatos indicam que antes de 1150 já se adotava esta prática na região

de Yorkshire, na Inglaterra, provavelmente com águas servidas oriundas do Mosteiro de

Byland (COOK et al., 2003). Na Alemanha, os primeiros registros de utilização de

águas servidas datam de 1220 e referem-se à utilização dos esgotos provenientes da

cidade de Freiburg (BRACKEN et al., 2007; LANGE, 2002; LAPINI, 2004).

Os primeiros registros da aplicação de efluentes urbanos para irrigar cultivos

agrícolas são de 1531, quando foi implantada a primeira rede coletora urbana na cidade

de Bunzlau, na Alemanha. A rede coletava de forma individual os esgotos das

residências e tinha como destino final fazendas particulares, onde eram aplicados em

uma área de aproximadamente 14ha (35 acres), prática que persistiu até o início do

século XX (HENNERKES, 2006; KINNICUTT et al., 1910; TZANAKAKIS et al.,

2007).

No século XIX, o aumento significativo da população das grandes cidades

européias, aliado a ampliação do abastecimento domiciliar de água e a conseqüente

utilização da água para a higiene pessoal, aumentou a quantidade de dejetos lançados

nos rios urbanos, aumentando o problema da poluição. Uma das soluções então

discutidas era aplicar os esgotos no solo, mediante a prática da irrigação (COOPER,

2001; OKUN, 1996; JEWELL; SEABROOK, 1979).

Com o propósito de definir a melhor alternativa para resolver o problema de

esgotamento sanitário nas cidades da Grã-Bretanha, uma comissão, Sewage of Towns

Comission, foi instituída em 1857. Em seu primeiro relato, a comissão minimizou o

receio que havia de que a prática de dispor os esgotos no solo por meio de irrigação de

cultivos em grandes áreas resultasse em grande evaporação dos esgotos, o que poderia

prejudicar a saúde das pessoas. Tal receio se fundamentava na teoria então em voga,

miasmática, de que as doenças eram causadas pelo odor dos esgotos. Logo após este

relato, iniciou-se a implantação de fazendas de esgotos por toda a Grã-Bretanha e, em

seguida, por todo o continente europeu (TZANAKAKIS et al., 2007; KINNICUTT et

al., 1910).

48

Na Alemanha, a primeira cidade a adotar esta prática foi Dantzig, atual Gdansk,

na Polônia, em 1872; onde os esgotos foram aplicados em uma área inicial de 160ha.

Em Berlin, em 1873, a municipalidade comprou a primeira das vinte áreas que

chegaram a ser utilizadas para irrigação de cultivos com esgotos, as quais, em 1928,

totalizavam 10.000ha. Até 1985 se praticou a irrigação de cultivos com esgotos em

Berlim (SEEGER, 1999; SWINARSKI, 1999; BERLIN, s/d).

Na França, em Paris, as primeiras aplicações de esgoto em cultivos foram feitas,

de forma experimental, por volta de 1868, em Clichy e, em seguida, na área de

Gennevilliers. Os bons resultados obtidos levaram a prefeitura de Paris, entre 1895 e

1905, a adquirir novas propriedades para utilizar na disposição dos esgotos. Ao final

desse período, a área ocupada pelas fazendas era de pouco mais de 5.000ha. Ainda hoje,

em Paris, se aplica esgoto com o propósito de fertilizar o solo, entretanto o esgoto

aplicado é pré-tratado e a área ocupada hoje é menor, cerca de 2.000ha (AFFHOLDER,

2000; BARLES, 2007; BRISSAUD, 2002; VÉDRY, 2001).

Apesar do sucesso inicial, a prática de dispor os esgotos nos solos e utilizá-los

como fertilizantes na agricultura entrou em declínio no início do século XX. Dentre as

razões para isso, estava o crescimento das cidades, as quais requeriam novas áreas para

expansão, tornando as áreas das fazendas, próximas às cidades, de interesse para

construção de habitações. Além do interesse imobiliário, o crescimento da população,

com o consequente aumento da quantidade de esgoto gerada, também levava a

necessidade de se adquirir novas áreas para aplicação dos esgotos (BRACKEN et al.,

2007; COOPER, 2001).

Outro fator que contribuiu para o declínio da utilização dos esgotos na agricultura

foi o surgimento de adubos químicos, com maior teor de nutrientes, o que levou os

fazendeiros a desprezar os esgotos. Entretanto, mesmo antes do surgimento dos adubos

químicos, existia uma incompatibilidade entre tratamento de esgoto e agricultura, já que

enquanto a oferta do primeiro não tinha grandes variações, a demanda da agricultura

variava de acordo com o estágio do cultivo e com as condições climáticas. Portanto,

quando o esgoto não era aproveitado, era lançado nos rios, não solucionando assim o

problema da poluição. Daí, o advento de novas técnicas de tratamento, tal como a de

lodos ativados, mais econômica, contribuiu para o declínio da aplicação de esgoto na

agricultura. O desconhecimento das técnicas adequadas para aplicação dos esgotos na

agricultura também levou a diminuição da capacidade de infiltração dos solos, tornando

49

assim estas áreas foco potenciais de doenças e não mais solução para a disposição e

tratamento dos esgotos (BARLES, 2007; BRACKEN et al., 2007; NRC, 1996).

Após a Segunda Guerra Mundial, o interesse pelo tratamento e a disposição de

esgoto no solo ressurgiu, tendo em vista que se considerou ser este um meio de evitar a

poluição dos rios e de aumentar a oferta de recursos hídricos em áreas com oferta

insuficiente para atender à demanda. Nos países em desenvolvimento com clima mais

árido, particularmente, o interesse foi maior, já que se vislumbraram os benefícios

econômicos que poderiam ser obtidos através da utilização de águas residuárias como

fonte de água para aplicação na agricultura (SHUVAL et al., 1986).

2.3.2 Situação Atual

Não existem dados precisos na literatura que indiquem, a nível global, a área exata

ocupada por plantios regados com esgoto. Como dito anteriormente (ver seção 2.2.2),

existe muita dificuldade para se obter informações a este respeito, principalmente no

que tange ao uso de esgoto bruto para irrigação, ainda mais que países que revelem esta

prática ficam sujeitos a penalidades econômicas no comércio internacional de seus

produtos agrícolas (SCOTT et al., 2004; JIMÉNEZ et al., 2010).

Apesar disso, segundo Drechsel e Evans (2010), a área irrigada com esgoto no

mundo todo deve variar entre 5 e 20 milhões de hectares, sendo que somente 10% da

área é irrigada com esgoto tratado. A UNESCO (2003) estima que a área irrigada com

esgoto no mundo seja equivalente a 10% da área irrigada nos países em

desenvolvimento, cerca de 20 milhões de hectares (FAO, 2006 apud GLEICK, 2006).

Esta estimativa condiz com a feita por Scott (2001 apud SCOTT et al., 2004). O IWMI

(2006) estima que as áreas irrigadas com esgoto bruto no mundo sejam da ordem de 3 a

3,5 milhões de hectares. Segundo Jiménez e outros (2010), a área irrigada com esgoto

bruto ou com água poluída por esgoto é estimada em 18 milhões de hectares. A figura

12 mostra uma estimativa da área irrigada com esgoto bruto e com esgoto tratado, nos

vinte países que supostamente mais fazem uso desta prática.

50

Figura 12 – Vinte países com maiores áreas irrigadas com esgoto, bruto e tratado. Fonte: JIMÉNEZ; ASANO, 2008. Notas: 1 - A área deve ser maior.

2 - Não existem dados disponíveis, porém há registro da prática. * - Dados estimados.

O reúso agrícola é mais comum nas áreas próximas às cidades, porém também é

praticado em áreas rurais situadas à jusante de cidades que lançam os esgotos sem

tratamento. De acordo com o IWMI (2006), pesquisa feita em 50 cidades da Ásia,

África e América Latina, indicou que o reúso é prática corrente em 75% das cidades.

Estimativas feitas há duas décadas indicaram que 10% da população mundial

consumiam alimentos irrigados com esgoto (WHO, 2006).

A maior área irrigada com esgoto no mundo é, provavelmente, a situada no Vale

de Mesquital, no México, onde são irrigados 85.000ha com uma vazão de 34m3/s,

equivalente a cerca de 75% do esgoto gerado na Cidade do México, à 80Km de

distância. O esgoto aplicado é uma mistura de efluentes domésticos e industriais com

água pluvial. Estima-se que cerca de 450 mil pessoas tiram seu sustento desta irrigação.

(DOWNS et al., 1999; HESPANHOL, 2003; SCOTT et al., 2000; USEPA, 2004). A

tabela 6 apresenta a relação dos vinte países que mais fazem uso do esgoto tratado na

irrigação.

51

Tabela 6– Países que mais fazem uso de esgoto tratado na agricultura.

País Volume de Esgoto

(m³/dia) País

Volume de Esgoto (m³/dia x106 pessoa)

México 4.492.800 Kuwait 1, 2 225.455 Egito 1.917.808 Catar 1, 2 141.593 China 1, 2 1.238.860 Israel 127.007 Síria1 1.182.000 Chipre 87.364 Espanha1,3 931.507 Em. Árabes 1, 2 76.746 EUA4 911.000 Síria1 73.013 Israel 767.123 Malta1 66.667 Itália1 741.262 Jordânia1 45.727 Ar. Saudita 1, 2 594.521 México 45.441 Kuwait 1,2 431.520 Bahrein 1, 2 42.188 Irã 421.918 Ar. Saudita 1, 2 29.221 Chile2 380.000 Egito 28.251 Jordânia1,3 224.658 Omã 26.399 Em. Árabes 1, 2 200.000 Chile2 24.982 Turquia 136.986 Espanha1 23.340 Argentina2 129.600 Líbia2 20.794 Tunísia1,3 117.802 Itália1 12.885 Líbia2 110.000 Tunísia1 12.454 Catar2 80.000 Irã 5.999 Chipre 68.493 Bolívia2 5.187 Fonte: JIMÉNEZ; ASANO, 2008. Nota: 1 - Dados estimados.

2 - A vazão deve ser maior. 3 – Segundo Lazarova e Bahri (2008), Espanha, Jordânia e Tunísia aplicam anualmente na agricultura 340, 82 e 43 milhões de m³, respectivamente, entre reúso direto e indireto. 4 - Os dados referem-se apenas aos estados da Flórida e da Califórnia.

Os dados apresentados na figura 12 e na tabela 6 mostram que não há relação

entre área plantada e volume utilizado. Dezesseis países pertencem tanto à relação dos

vinte com maior área irrigada com esgoto tratado quanto a dos vinte com maior volume

de esgoto tratado aplicado na agricultura. Entretanto, para alguns deles as posições

relativas variam muito, como no caso do Chile, que, segundo Jiménez e Asano (2008), é

o país com a maior área irrigada com esgoto tratado, entretanto é o décimo segundo em

volume de esgoto tratado aplicado na agricultura; ou como a Síria, que é o quarto país

em volume de esgoto tratado aplicado na agricultura e apenas o décimo terceiro em

termos de área irrigada com esgoto tratado. A tabela 7 relaciona as informações contidas

na figura 12 com as da tabela 6, apresentando as taxas de aplicação de esgoto tratado.

Para efeito de comparação, a taxa média de aplicação de água em irrigação no Brasil é

de 11.758m³/ha.ano (CHRISTOFIDIS, 2008).

52

Tabela 7 – Taxa de aplicação de efluente tratado em irrigação.

País Volume Utilizado

(m³/dia) Área Irrigada

(ha) Taxa de aplicação

(m³/ha/dia) (m³/ha/ano) México 4.492.800 70.000 64 23.427 Egito 1.917.808 41.000 47 17.073 Síria 1.182.000 9.000 131 47.937 EUA 911.000 12.500 73 26.601 Israel 767.123 65.000 12 4.308 Itália 741.262 36.000 21 7.516 Ar. Saudita 594.521 2.000 297 108.500 Kuwait 431.520 6.000 72 26.251 Chile 380.000 130.000 3 1.067 Jordânia 224.658 12.000 19 6.833 Em. Árabes 200.000 15.000 13 4.867 Turquia 136.986 9.000 15 5.556 Argentina 129.600 22.000 6 2.150 Tunísia 117.802 9.000 13 4.778 Líbia 110.000 2.000 55 20.075 Chipre 68.493 36.000 2 694

Fonte: JIMÉNEZ; ASANO, 2008.

2.3.3 Qualidade da Água para Reúso Agrícola

Toda água usada na irrigação contém sais dissolvidos, sendo que nos esgotos as

concentrações desses sais tendem a ser maiores do que as observadas em águas

superficiais e subterrâneas. O efeito destes sais sobre as características químicas e

físicas de solos irrigados é de grande importância para manutenção da sua capacidade

produtiva, sendo mais grave nas regiões áridas e semiáridas onde as altas taxas de

evaporação, resultante das temperaturas elevadas e da baixa umidade, fazem com que

haja deposição de sais no solo (CORDEIRO, 2001; DAKER, 1988 apud MELO et al.,

2001; USEPA, 2004).

Os principais problemas relacionados à qualidade da água para irrigação, do ponto

de vista agronômico, referem-se aos riscos de salinização e redução da permeabilidade

do solo, devido à sodificação. Em ambos os problemas, o maior efeito é a redução do

suprimento de água às plantas, de diferentes formas (BASTOS; BELVILACQUA,

2006; FOLEGATTI et al., 2005; MARQUES et al., 2003).

No problema de infiltração, a planta é penalizada porque não tem água disponível

53

para o sistema radicular retirar, enquanto que no problema com a salinidade, existe água

disponível no seu sistema radicular, mas a planta não consegue extrair a água, devido às

forças que retém a água no solo serem superiores às forças de extração das raízes

(FOLEGATTI et al., 2005; MARQUES et al., 2003)

Os sais que contribuem para criar problemas de salinidade são solúveis e

facilmente transportados pela água. Quando a solução do solo possui muitos sais, o

rendimento das culturas é afetado significativamente, pois as plantas ficam sob um

estado de estresse hídrico causado pela salinidade, não conseguindo extrair água

suficiente da zona radicular e passam a apresentar coloração verde-azulada escura e

folhas serosas com espessura maior que o normal, diminuindo de tamanho e

murchando. Geralmente, estes sintomas levam ao falso diagnóstico de falta de água, o

que complica ainda mais o estado da planta e do solo, já que existe a tendência de irrigar

para compensar esta aparente falta de água. Uma parte dos sais acumulados no solo por

irrigações anteriores pode ser lixiviada além da zona radicular, sempre e quando for

aplicada uma fração de água maior do que a planta necessita (FOLEGATI et al., 2005).

A diminuição da infiltração está associada à presença do Sódio na água de

irrigação, que em excesso (em proporção relativa ao Cálcio superior a 3:1) provoca a

desagregação e a dispersão dos minerais de argila em partículas muito pequenas que

causam a obstrução dos poros do solo. Com as sucessivas irrigações, forma-se uma

camada impermeável, reduzindo a permeabilidade do solo, e consequentemente, a

infiltração. Com isto há o alagamento da camada superior do solo, o que propicia o

aparecimento de pragas, doenças fúngicas, ervas daninhas, problemas de má

germinação, transtornos com a nutrição, falta de aeração e, principalmente, a falta de

água no sistema radicular, causando estresse para a planta, pois esta não tem como

extrair a água do solo (FOLEGATTI et al., 2005; USEPA, 2004).

Além da salinização e da sodificação, outro aspecto relacionado à qualidade da

água é a toxicidade específica de alguns íons, principalmente Boro, Cloretos e Sódio.

Em tese, todo íon absorvido em excesso pode exercer efeitos tóxicos, usualmente pelo

acúmulo nas folhas com a transpiração das plantas. Assim como para a salinidade, as

diversas culturas apresentam tolerância variada à toxicidade por íons específicos, ou a

toxicidade combinada por diferentes íons. A toxicidade normalmente resulta em

restrição do crescimento, redução na produtividade, alterações na morfologia da planta e

até na morte da planta. O grau de dano depende da cultura, da sua fase de crescimento,

54

da concentração de íons tóxicos, do clima e das condições do solo (BASTOS;

BELVILACQUA, 2006; FOLEGATTI et al., 2005; MARQUES et al., 2003; PESCOD,

1992; USEPA, 2004).

Em se tratando de esgoto doméstico, os metais pesados (Arsênio (As), Cádmio

(Cd), Cromo (Cr), Cobre (Cu), Chumbo (Pb), Mercúrio (Hg) e Zinco (Zn)) não devem

constituir maior problema tendo em vista que provavelmente estarão presentes em

concentrações abaixo dos teores tóxicos e acima da demanda nutricional da maioria das

culturas, o mesmo acontecendo com os oligoelementos, ou elementos traço (Alumínio

(Al), Berílio (Be), Cobalto (Co), Flúor (F), Ferro (Fe), Lítio (Li), Manganês (Mn),

Molibdênio (Mo), Selênio (Se), Estanho (Sn), Titânio (Ti), Tungstênio (W) e Vanádio

(V)). Esgotos que recebem contribuição industrial podem ter concentrações maiores

destes elementos, que, embora pequenas, atinjam níveis tóxicos (BASTOS et al., 2003a;

MARQUES et al., 2003; PESCOD, 1992).

Existem diversos métodos de classificação de água para irrigação, os quais visam

fornecer uma base para predizer com razoável confiança o efeito geral da sua utilização

sobre o solo e a planta e sob o sistema de irrigação. Entretanto, como as condições do

uso da água na irrigação são muito complexas e difíceis de prever, já que dependem de

uma interação entre diversos fatores, tais como condições climáticas, propriedades

físicas e químicas do solo, tolerância à salinidade do cultivo e práticas de manejo; a

classificação de água para irrigação será sempre de caráter geral e aplicável em

condições de uso médio, tendo que ser ajustada às condições que prevalecem no campo.

Desvios consideráveis do valor médio de qualquer um destes fatores podem tornar

inseguro o uso de uma água que sob condições médias seria de boa qualidade.

(CORDEIRO, 2001; PESCOD, 1992).

Segundo Cordeiro (2001), ainda que os diversos métodos propostos para

classificação das águas para irrigação apresentem certas diferenças, praticamente todos

concordam, de forma razoável com os critérios de classificação e os limites para essa

classificação. A tabela 8 apresenta os padrões de qualidade da água para irrigação

estabelecidos por Ayers e Westcot, contido na publicação da FAO (1985) Water quality

for agriculture (FAO Irrigation and Drainage Papers 29).

55

Tabela 8 - Diretrizes adotadas na interpretação da qualidade das águas de irrigação.

Parâmetro Unidade Restrição de Uso

Nenhuma Moderada Severa Salinidade (fator limitante da disponibilidade de água para a cultura)

Condutividade Elétrica (CEa ) dS/m1 < 0,7 0,7 - 3,0 > 3,0 Sólidos Dissolvidos Totais mg/L < 450 450 - 2.000 > 2.000

Infiltração (avaliada usando CEa e RAS simultaneamente) Relação de Adsorção de Sódio (RAS) Condutividade Elétrica (CEa )

0 - 3 > 0,7 0,7 - 0,2 < 0,2 3 - 6 > 1,2 1,2 - 0,3 < 0,3

6 - 12 > 1,9 1,9 - 0,5 < 0,5 12 - 20 > 2,9 2,9 - 1,3 < 1,3 20 - 40 > 5,0 5,0 - 2,9 < 2,9

Toxicidade de elementos químicos específicos (afeta culturas sensíveis)

Sódio (Na) Irrigação superficial RAS < 3 3 - 9 > 9 Irrigação por aspersão meq/L < 3 > 3

Cloreto (Cl)

Irrigação superficial meq/L < 4 4 - 10 > 10 Irrigação por aspersão meq/L < 3 > 3

Boro (B) meq/L < 0,7 0,7 - 3 > 3

Outros (culturas sensíveis) Nitrogênio (N-NO3)

2 mg/L < 5,0 5 - 30 > 30 Bicarbonato (HCO3–)

Aspersão convencional

meq/L < 1,5 1,5 - 8,5 > 8,5

pH Faixa normal: 6,5 – 8,4 Fonte: Adaptado de AYRES; WESTCOT, 1985 apud FOLEGATTI, 2005; PESCOD, 1992. Nota: 1 – Condutividade Elétrica, medida a 25°C;

2 – Nitrogênio Nitrato expresso em termos de Nitrogênio elementar.

Do ponto de vista operacional, o funcionamento adequado dos sistemas de

irrigação pode ser prejudicado pela presença de sólidos em suspensão no efluente, os

quais podem se acumular e entupir partes do sistema de distribuição de água. Quanto

menor a abertura por onde passa a água de irrigação, mais sensível o sistema será a

entupimento. Por outro lado, mesmo quando é muito baixa a concentração dos sólidos

em suspensão no efluente tratado, pode haver problemas devido ao crescimento de lodo

biológico no sistema de distribuição de água. Este crescimento será inevitável se houver

presença de material orgânico biodegradável no efluente tratado. Deste modo, tanto a

concentração dos sólidos em suspensão como a do material orgânico no efluente devem

ser baixas (VAN HAANDEEL, 2005).

56

2.3.4 Reúso Agrícola e Melhoria da Qualidade das Águas Superficiais

É sabido que a descarga de efluentes tratados ou não tratados nos corpos da água,

sobretudo naturais, tais como lagos, rios e ambientes costeiros marinhos pode causar

uma grave deterioração na qualidade da água. A degradação é frequentemente

relacionada com a presença de nutrientes orgânicos e inorgânicos, que podem causar

problemas como a eutrofização e florações de algas. A reutilização desses efluentes na

agricultura pode ter um impacto significativo na redução ou remoção por completo

deste impacto ambiental (SCHEIERLING et al., 2010; TOZE, 2006).

Segundo Werner e outros (2004), anualmente, os sistemas convencionais de

tratamento de esgoto despejam nos corpos d’água receptores uma quantidade de

nutrientes equivalente a 50 milhões de toneladas de fertilizantes químicos, o que

corresponde a 37% do que se aplica na agricultura. Erni e outros (2010), utilizando um

modelo matemático, MMFA, estimaram que a concentração de Nitrogênio e de Fósforo

nos rios que cortam a cidade de Kumasi, em Gana, seja de catorze e seis vezes maior à

jusante do que à montante, respectivamente. Estimaram também que a cidade lançava

anualmente nos rios cerca de 3.000 T de Nitrogênio e 500 T de Fósforo, a maior parte

devida à falta de saneamento. Færge e outros (2001) estimaram que a cidade de

Bancoque, na Tailândia, lançava anualmente no rio Chao Phraya 24.206 T de

Nitrogênio e 1.490 T de Fósforo.

Segundo Qadir e Scoot (2010), em diferentes áreas irrigadas com água de rios

altamente contaminados, tem sido observado que a água do fluxo de retorno tem menor

concentração de nutrientes e de DBO, indicando que os nutrientes e a matéria orgânica

são retidos no solo. Entretanto, a concentração de sólidos dissolvidos, indicada pela

Condutividade Elétrica, aumenta, como é mostrado na figura 13, na qual são

apresentados dados de qualidade da água na área do perímetro irrigado de Tula, no Vale

do Mesquital, México.

Ensink e outros (2010) avaliaram a qualidade da água do rio Musi num trecho de

40Km à jusante da cidade de Hyderabad, na Índia, e obtiveram resultados semelhantes

aos indicados por Qadir e Scott (2010). Entretanto, os autores associam as mudanças na

qualidade da água à sedimentação ocorrida nas 22 barragens de nível existententes neste

57

trecho do rio, de onde derivam os canais que irrigam uma área de aproximadamente

10.000 hectares.

Figura 13 - Qualidade da água ao longo do Perímetro Irrigado de Tula. Fonte: QADIR; SCOTT, 2010. Notas: CEa – Condutividade Elétrica.

ES – Estação Seca. EC – Estação Chuvosa.

Kim e outros (2008) estimaram a carga de nutrientes, Nitrogênio e Fósforo, na

água de drengem do arrozal experimental de Gicheon, na Coréia do Sul. Para tanto,

utilizaram o modelo CREMES-PADDY, no qual os dados de entrada foram obtidos do

manancial que normalmente abastece o arrozal e de uma estação de tratamento situada a

11Km do arrozal.

Os resultados indicaram que quando houvesse irrigação com esgoto sanitário a

carga de Nitrogênio na água de drenagem seria o dobro da verificada quando houvesse

irrigação com água. Em relação ao Fósforo, na irrigação com esgoto sanitário, a carga

seria, aproximadamente, treze vezes superior à da irrigação com água. Em ambas as

situações, a simulação foi feita considerando a aplicação de fertilizantes industrializados

de forma igual.

Os autores também simularam os efeitos na água de drenagem advindos de

reduções de 10%, 30% e 50% na taxa de aplicação de fertilizantes, concomitantemente

à utilização de esgoto sanitário. Os resultados mostraram que para o Nitrogênio, a

redução na carga seria de 8,8%, 16,6% e 24,4%, respectivamente e que para o Fósforo,

as reduções não seriam significativas.

58

2.3.5 Outros Benefícios do Reúso Agrícola

Ambientalistas consideram que em muitos ecossistemas a capacidade de fornecer

bens e serviços valiosos, incluindo a proteção contra cheias, purificação de água e

fornecimento de alimentos e fibras, foi prejudicada pelo aumento da área irrigada.

Existem diversos estudos indicando que em um horizonte de 15 a 20 anos haverá

aumento da área irrigada e, consequentemente, também aumento na demanda de água

para irrigação, o que aumentará os conflitos pelo uso da água em regiões onde isto

atualmente já ocorre (RIJSBERMAN, 2006). A figura 14 mostra a projeção de aumento

da demanda de água para irrigação feita pela FAO (2002).

Figura 14 – Aumento na retirada de água para irrigação (1998-2030). Fonte: FAO, 2002.

Apesar de em termos quantitativos, o volume de águas residuárias disponíveis

para irrigação ser insignificante, comparado com o total de água usado na agricultura

irrigada, o reúso na agricultura tem um grande potencial para atender ao aumento da

demanda de água, sem comprometer os mananciais existentes. Considerando um

consumo per capita de água de 150L/hab.dia e um coeficiente de retorno de 0,8, tem-se

uma oferta anual de esgoto de aproximadamente 44m³ por pessoa. Tomando por base a

demanda média de água para irrigação no Brasil em 1998, 11.758m³/ha.ano, o esgoto

gerado por uma cidade com 10.000 habitantes teria o potencial de irrigar uma área de

37ha (VON SPERLING, 1996; CHRISTOFIDIS, 2008).

59

O reaproveitamento dos nutrientes contidos no esgoto através do reúso agrícola se

aproxima do conceito de saneamento ecológico e muda o modelo tradicional no qual os

excrementos humanos são resíduos sem utilidade, a serem dispostos na natureza, que se

encarregaria de absorvê-los. Com o reúso, o fluxo dos nutrientes do campo para as

cidades passa a ser circular, abandonando a forma linear, na qual os nutrientes contidos

nos alimentos são transportados para as cidades e estas, após a utilização, os lançam nos

corpos d’água, com ou sem tratamento (ESREY et al., 2000; GENSCH, 2008;

KJELLÉN; MCGRANAHAN, 1997).

Estudos realizados por Oliveira e Von Sperling (2005) em 19 ETE, compostas de

fossa séptica seguida de filtro anaeróbio, indicam que os efluentes tratados têm

concentração típica de 61mg/l de Nitrogênio (N) total e 7mg/l de Fósforo (P) total.

Nestas concentrações, para a demanda referida anteriormente, 11.758m³/ha/ano, seriam

aplicados no solo 717Kg de N/ha/ano, bem como 82Kg de P/ha/ano. Qadir e outros

(2007) estimam que a aplicação de 1.000m³ de esgoto em 1ha seja capaz de fornecer ao

solo de 16 a 62Kg de Nitrogênio, de 4 a 24Kg de Fósforo, de 2 a 69Kg de Potássio, de

18 a 208Kg de Cálcio, de 9 a 110Kg de Magnésio e de 27 a 182Kg de Sódio.

Proporcionalmente ao volume, as estimativas feitas para aplicação de Nitrogênio e

Fósforo no Brasil estariam dentro das respectivas faixas estimadas por Qadir e outros

(2007). Segundo Jiménez (2005 apud QADIR et al., 2007), através da irrigação com

esgoto no Vale de Mesquital, anualmente são aplicados em cada hectare 2.400kg de

matéria orgânica, 195Kg de Nitrogênio e 81Kg de Fósforo.

A aplicação de esgoto na agricultura propicia a ampliação da área cultivada, já

que pode recuperar áreas improdutivas ou degradadas. Isto se dá pela ação da matéria

orgânica contida no esgoto que atua como condicionador do solo, aumentando a

ocorrência de espaços vazios. Com isto, há redução da densidade do solo, favorecendo a

drenagem das águas e uma melhor aeração dos sistemas radiculares, o que favorece o

seu desenvolvimento (BASTOS et al., 2003a; MARQUES et al., 2003).

Ademais, os esgotos, em geral, contêm os nutrientes necessários para o

crescimento das plantas, sendo os de maior importância, do ponto de vista agronômico,

o Fósforo, o Nitrogênio, o Potássio, o Zinco, o Boro e o Enxofre. Os teores contidos nos

esgotos domésticos geralmente atendem a uma boa parte das necessidades das plantas,

se não a todas. Desses, o Nitrogênio e o Fósforo são os mais importantes, sendo que os

teores deste último, na maioria das águas residuárias, são insuficientes para atender às

60

necessidades das plantas exigindo, portanto, uma complementação (BLUM, 2003;

MARQUES et al., 2003).

Em alguns países, o reúso agrícola tem grande importância na segurança alimentar

da população. No Paquistão, um quarto das hortaliças é produzido em áreas irrigadas

com esgoto e na África subsahariana, em muitas cidades, a agricultura urbana e peri-

urbana com esgoto bruto produz de 60 a 100% das hortaliças consumidas (UNDP,

2006; IWMI, 2006). Em Hanoi, no Vietnã, 80% das hortaliças consumidas são

produzidas em áreas irrigadas diretamente com esgotos oriundos da cidade ou com água

do rio Vermelho, que recebe os efluentes da cidade (LAI, 2000 apud QADIR et al.,

2007).

Em regiões de clima semiárido, a produção pecuária baseia-se principalmente em

pastagens naturais, que muitas vezes é limitada ou está diminuindo devido à baixa

precipitação. Em países do Sahel, como Burkina Faso, Mali, Senegal; a biodiversidade

de forragem vem diminuindo ao longo do tempo e as espécies de plantas com menor

valor nutritivo e palatabilidade estão se tornando predominantes. Ao mesmo tempo, no

entanto, nas cidades, a demanda por produtos lácteos vem aumentando, devido à

urbanização e a mudança nos hábitos alimentares. Como parte dos sistemas urbanos de

produção de alimentos, o gado criado na periferia das cidades contribui para segurança

alimentar das cidades, fornecendo carne e produtos lácteos. Assim, reutilização de águas

residuárias para irrigação de forrageiras é uma alternativa importante e de baixo risco

que pode contribuir para melhorar a resistência às mudanças climáticas e diminuir a

insegurança alimentar, especialmente em cidades de pequeno e médio porte de países

em desenvolvimento (JIMÉNEZ et al., 2010).

Em termos econômicos, a aplicação dos nutrientes contidos nos esgotos na

agricultura representaria uma economia de 15 bilhões de dólares, que tende a ser maior

devido à tendência de aumento nos preços dos fertilizantes (LOBO, 2008; WERNER et

al., 2004). Dados de 2007 indicam que o Brasil tem o quarto maior mercado consumidor

de nutrientes, entretanto sua produção é pequena, equivalente a 2% da produção

mundial, o que o leva a ser um grande importador, importando cerca de 74% do que

consome (LOBO, 2008). Segundo Hoeck (2002), os irrigantes de Haroonabad, no

Paquistão, que utilizam água comum gastam cerca de duas vezes mais com fertilizantes

do que os que irrigam com esgoto.

61

Na Austrália, a empresa de abastecimento de água de Melbourne, criou uma outra

empresa, Werribee Agriculture Group, para administrar um empreendimento pecuário

que se utiliza dos efluentes oriundos da estação de tratamento, Western Treatment Plant,

a qual trata cerca de 485 mil litros por dia em lagoas de estabilização para irrigar uma

área de 8.500ha, na qual são criadas 15.000 cabeças de gado e 45.000 ovelhas. O

rendimento desta operação é utilizado para diminuir os custos operacionais da estação

de tratamento (SCHEIERLING et al., 2010)

Afora a economia com fertilizantes, a utilização de esgotos sanitários na

agricultura apresenta outros aspectos que resultam em ganho financeiro para os

agricultores. Um destes aspectos é a constância no fornecimento, permitindo o plantio

mesmo em períodos de seca, quando a vazão dos rios diminui e, consequentemente, há

redução da disponibilidade de água para irrigar (JIMÉNEZ et al., 2010).

Outro aspecto é o aumento na produtividade dos plantios. Azevedo e outros

(2007) realizaram pesquisa na qual plantaram milho forrageiro (Zea mays. L) híbrido de

ciclo precoce, cultivar AG 1051, e o submeteram a irrigação com água residuária tratada

pela ETE de Campina Grande e com água de abastecimento proveniente do sistema de

abastecimento de água da CAGEPA. A irrigação apenas com água residuária promoveu

um incremento da produtividade de 144% em relação à produção alcançada quando se

utilizou somente a água de abastecimento. A tabela 9 apresenta o resultado dos estudos

feitos em Nagpur, India, pelo NEERI no qual foi constatado que houve aumento de

produtividade em diversos cultivos com a utilização de esgotos (SHENDE, G. B., 1985

apud HESPANHOL, 2003).

Tabela 9 - Aumento da produtividade com o uso de esgotos domésticos (t/ha/ano).

Fonte: Adaptado de HESPANHOL, 2003. Notas: 1 – Número de anos para cálculo da produtividade média igual a 8, 5, 7, 4 e 3, respectivamente. 2 – Nitrogênio (N), Fósforo (P) e Potássio (K).

Em Quetta, no Paquistão, o direito de explorar as terras que tem acesso ao esgoto

custa de duas a seis vezes mais do que o das terras que não tem acesso e os fazendeiros

aceitam pagar pela utilização do esgoto um valor equivalente a duas vezes e meio o da

Irrigação efetuada com Cultivo

Trigo 1 Feijão1 Arroz 1 Batata1 Algodão1 Esgoto bruto 3,34 0,90 2,97 23,11 2,56 Efluente primário 3,45 0,87 2,94 20,78 2,30 Efluente de lagoa de estabilização 3,45 0,78 2,98 22,31 2,41 Agua + NPK2 2,70 0,72 2,03 17,16 1,70

62

tarifa da água. Mesmo com a tarifa mais alta, o rendimento final chega a US$940,00/ha,

contra um rendimento de US$170,00/ha das terras irrigadas com água comum

(ENSINK et al., 2004). Em Gana, a irrigação com esgoto nos períodos de seca permite

uma renda extra equivalente à 45% da renda obtida nos períodos de chuva (IWMI,

2006).

Em Hubli-Dharwad, duas cidades na Índia que formam um só conglomerado

urbano, o uso do esgoto na agricultura permite que os fazendeiros vendam a produção

em épocas de seca por um preço de três a cinco vezes superior ao obtido nos períodos

de chuva (JIMÉNEZ et al., 2010). No Vale do Mesquital, a renda agrícola aumentou de

quase zero no início do século, quando se iniciou a irrigação com efluentes oriundos da

Cidade do México, até aproximadamente quatro milhões de dólares americanos por

hectare, em 1990 (HESPANHOL, 2003).

Afora os agricultores que se beneficiam diretamente dos ganhos da produção, o

plantio com água residuária também propicia ganhos para toda a cadeia econômica

ligada a produção agrícola, aí incluindo a venda de sementes, pesticidas, maquinário

agrícola; e ao transporte e comercialização da produção (BUECHLER, 2004).

2.3.6 Riscos do Reúso Agrícola à Saúde Humana

Embora o reúso represente a alternativa mais adequada sobre os aspectos

ambiental, social e econômico, pois transforma um resíduo urbano em um insumo de

grande valor agrícola, os esgotos, mesmo os tratados, e as águas naturais contaminadas

por lançamento de esgoto bruto apresentam em sua composição patógenos excretados

(vírus, bactérias, protozoários e helmintos), substâncias irritantes da pele e substâncias

químicas tóxicas, tais como metais pesados e poluentes orgânicos persistentes (POPs);

os quais têm potencial de vir a provocar doenças nos seres humanos. As principais vias

de contaminação são contato direto com o esgoto ou água contaminada, que pode afetar

os agricultores e as comunidades situadas nas proximidades das áreas irrigadas, e o

consumo de produtos contaminados por contato direto com o esgoto ou água

contaminada ou ainda por contato indireto, através do manuseio após a colheita

(ANDREOLI et al., 2005, BOS et al., 2010; FLORÊNCIO et al., 2006). A carne e o

63

leite de animais que se alimentam em pastagens contaminadas por esgoto, também

podem ser uma via de contaminação (CARR et al., 2004; JIMÉNEZ et al., 2010).

Nos países de renda mais baixa, menos desenvolvidos, é dada maior atenção aos

riscos microbilógicos, já que as pessoas são mais afectadas por doenças como diarréia e

infecções por helmintos, ralacionadas com saneamento básico. Nos países de renda

mais alta, desenvolvidos, a preocupação maior é com a poluição química de origem

industrial e com os poluentes químicos emergentes, compostos desreguladores

endócrinos e farmacêuticos ativos, já que os riscos microbiológicos estão em grande

parte sob controle (KEIRATA et al., 2010b; WHO, 2006).

De início, é importante distinguir perigo de risco. Perigo, que na literatura sobre

utilização de esgotos convencionou-se chamar de risco potencial, é uma característica

intrínseca de uma situação que, associada à determinado agente (químico, físico ou

biológico) com propriedades tóxicas ou infecciosas; pode vir a causar efeitos adversos à

saúde.

A noção de risco adquiriu expressão durante os séculos XVI e XVII e começou

por ser usada pelos exploradores ocidentais quando partiam para as viagens que os

levavam a todas as partes do mundo (MENDES, 2002). Contemporaneamente, o

conceito de risco foi tomado por diversas disciplinas, em diferentes áreas do

conhecimento. Porto (1991 apud GUILAM, 1996) situa estas disciplinas em quatro

grandes grupos: as ciências econômicas, a epidemiologia, a engenharia e as ciências

sociais.

Segundo Luiz e Cohn, 2006, em epidemiologia, o conceito atual de risco designa

probabilidades quantificadas de suscetibilidade individual a agravos, em virtude da

exposição a agentes agressores ou protetores, fatores de risco , também chamados de

perigos. Bastos e Bevilacqua, 2005, explicitam o mesmo conceito, porém de forma

mais clara. Segundo estes, risco está associado à previsão de eventos em saúde em uma

população exposta a fatores de risco, perigos, o que pode ser quantificado e expresso em

termos de probabilidade.

Ambos os conceitos, perigo e risco, integram a metodologia conhecida como

Avaliação de Risco, a qual é, já há algum tempo, o paradigma central dos estudos sobre

agravos à saúde decorrentes da exposição/intoxicação por produtos químicos e tem sido,

ainda que incipientemente, utilizada no estabelecimento de critérios de qualidade

64

microbiológica de água para consumo humano e de utilização de esgotos sanitários

(BASTOS; BEVILACQUA, 2005)

Assim, a utilização de esgoto sanitário constitui um perigo, risco potencial, pois

os esgotos podem conter cargas elevadas de agentes microbianos patogênicos.

Entretanto, se os esgotos recebem tratamento de modo a garantir a adequada remoção

dos organismos patogênicos e se estes não resistirem aos efeitos adversos do meio

ambiente ou não sobreviverem em populações correspondentes a doses infectantes e

ainda se a prática da utilização de esgotos não favorecer o contato com um novo

hospedeiro, susceptível, não haverá risco de infecção, ou seja o risco potencial não se

transformará em um risco real (BASTOS; BEVILACQUA, 2005).

Para que as pessoas sejam intoxicadas ou infectadas pelo uso de esgotos sanitários

na agricultura é necessário que haja a combinação de uma série de fatores relativos ao

agente, à exposição e à população, como mostrado no quadro 1 e na figura 15 .

Figura 15 - Utilização de Esgotos Sanitários e Risco de Transmissão de Doenças Fonte: BASTOS; BEVILACQUA, 2005.

Geralmente as concentrações de metais pesados e de oligoelementos (ver 2.3.3) no

esgoto doméstico não são suficientes para causar problemas agudos (WHO, 2006).

Como estes elementos são facilmente removidos durante o processo normal de

tratamento de esgoto, ficando retidos no lodo, a concentração no efluente tratado é

baixa. Entretanto, mesmo em baixas concentrações, aplicações contínuas destes

65

efluentes nos solos podem resultar em acúmulo e fixação, possibilitando a absorção

pelas plantas (ANDREOLI et al., 2005; TOZE, 2006a). A maioria dos metais pesados

fica retida no solo, sobretudo se o solo for rico em matéria orgânica e tiver pH maior

que 7,0. Entretanto, se o solo for ácido, a capacidade de reter estes elementos fica

comprometida, possibilitando que, por lixiviação, haja contato com as águas do lençol

freático (ARAÚJO, 1999 apud FOLEGATTI, 2005; WHO, 2006).

Os riscos são maiores quando se aplica esgoto bruto que, além das contribuições

domésticas, também recebe contribuições industriais (ANDREOLI et al., 2005,

PESCOD, 1992; TOZE, 2006a, WHO, 2006). No Japão, a irrigação de arrozais com

água do rio Jinzu, contaminado por lançamentos industriais contendo Cádmio, provocou

o surgimento da doença Itai-itai, que afeta os ossos e os rins. Na China, a irrigação com

efluentes industriais está associada a um aumento de 36% na incidência de

Hepatomegalia e de 100% na de câncer e de malformação congênita (WHO, 2006).

Dentre os poluentes orgânicos persistentes, encontram-se os pesticidas agrícolas e

os compostos desreguladores endócrinos e farmacêuticos ativos. Em relação aos

pesticidas, Simmons e outros (2010) consideram que a exposição a estas substâncias via

irrigação com água contaminada é menos significativa do que a que ocorre via aplicação

direta nos cultivos. Estudos realizados por Amoah e outros (2006) em nove grandes

mercados e doze pontos de venda especializados, situados nas cidades de Acra, Kumasi

e Tamale, em Gana; indicaram que os riscos à saúde decorrentes de pesticidas nos

alimentos, ainda que em níveis elevados, são menores do que os advindos da presença

de patógenos nos alimentos.

No que se refere aos compostos desreguladores endócrinos, a concentração destes

compostos no esgoto bruto é menor do que à dos hormônios naturalmente existentes no

corpo humano e a capacidade endócrina destes compostos é muito inferior à dos

referidos hormônios. A maioria dos compostos é removida com tratamento secundário.

Estes fatos, e a vida curta fora do corpo humano, fazem com os riscos para a

saúde,advindos da aplicação de águas residuárias na agricultura seja desprezível. Tal

como os compostos desreguladores endócrinos, os farmacêuticos ativos também

costumam ser removidos no tratamento do esgoto. A concentração destes compostos no

efluente tratado é menor do que a encontrada nos remédios e nos objetos de higiene

pessoal. Isto leva a que os riscos à saúde humana sejam pequenos, mesmo se os

compostos forem eventualmente absorvidos pelas plantas (TOZE, 2006a).

66

Quadro 1- Fatores necessários para a ocorrência de intoxicação ou infecção. Elemento Fator

Agente

Microbiano

Período de latência no meio ambiente Sobrevivência prolongada no meio ambiente Existência de reservatório animal Existência de hospedeiros intermediários Resistência aos processos de tratamento de esgoto Dose infectante (quantidade necessária do agente para iniciar uma infecção) Infectividade (capacidade que o agente tem de penetrar e se desenvolver ou multiplicar dentro do hospedeiro, provocando infecção) Poder Invasivo (capacidade que o agente tem de difundir-se pelo organismo do hospedeiro) Patogenicidade (capacidade que o agente tem de vir a provocar doenças em hospedeiros infectados) Virulência (capacidade que o agente tem de vir a provocar casos graves ou fatais) Imunogenicidade (capacidade que o agente tem de induzir à imunidade no hospedeiro)

Químico

Remoção por meio dos processos de tratamento de esgoto Estabilidade no meio ambiente Persistência no meio ambiente Bioacumulação e, ou, biomagnificação na cadeia trófico alimentar Toxicidade (capacidade que o agente tem de vir a provocar doenças) Natureza da substância química

Exposição Duração Intensidade

População exposta Suscetibilidade individual Estado imunológico

Fonte: BASTOS; BEVILACQUA, 2006; FIOCRUZ, s/d; ROUQUAYROL; VERAS, 1995.

67

Segundo a Organização Mundial da Saúde (WHO, 2006), os agentes patogénicos

encontrados nas águas residuais geralmente são o principal perigo. Normalmente, a

contaminação dos cultivos por patógenos se dá por contato (JIMÉNEZ et al., 2010). A

menos que nenhuma pessoa da comunidade a partir da qual os esgotos são gerados

esteja doente, ou esteja portador de um patógeno, mesmo não estando doente; os

esgotos sempre conterão patógenos. No entanto, mesmo em países de alta renda, isso

quase nunca ocorre, e os efluentes sempre contêm, pelo menos, alguns patógenos. A

quantidade de patógenos nas águas residuárias de uma comunidade reflete a quantidade

de doenças relacionadas com estes. Em geral, o número de patógenos é maior nas

águasresiduárias de países de renda baixa do que na dos países de renda alta

(SCHEIERLING et al., 2010). A tabela 10 apresenta as concentraçõe usuais de

microrganismos patogênicos em esgotos sanitários.

Tabela 10 - Concentrações usuais de microrganismos patogênicos em esgotos sanitários. Microrganismo Concentração

Escherichia coli 106-108/100ml Salmonellae spp. 102-103/100ml Cistos de Giardia sp. 102-104/L Oocistos de Cryptosporidium spp. 101-104/L Ovos de helmintos 101-10³/L Vírus 102-105/L

Fonte: BASTOS, 2003b.

Ainda persistem controvérsias na definição dos riscos aceitáveis, ou seja, na

definição do padrão de qualidade e do grau de tratamento que garantam a segurança

sanitária da utilização de esgotos sanitários (BASTOS; BEVILACQUA, 2006). Até os

dias atuais, em todo o mundo, foram adotadas basicamente três abordagens

(SCHEIERLING et al., 2010), a saber:

a) a da agência ambiental americana (USEPA), baseada no risco potencial;

b) a adotada pela OMS entre 1989 e 2005, baseada em riscos reais;

c) a adotada pela Austrália e pela OMS a partir de 2006, baseada em avaliação e

gestão de riscos.

Vale ressaltar que esta nova abordagem da OMS é a mesma adotada por esta

organização em suas diretrizes para qualidade da água tratada, publicadas em 2004

(SCHEIERLING et al., 2010). Embora em níveis diferentes, tanto a diretriz da OMS de

1989 como a da USEPA estão alinhadas a uma linha de pensamento segundo a qual os

68

riscos à saúde devem ser controlados por meio determinados níveis de tratamento pré-

estabelecidos, bem como por regulamentos rigorosos (KERAITA et al., 2010). Dentro

desta linha de pensamento, de acordo com Fattal e Shuval (1999 apud CARR et al.,

2004), quanto menor o risco de infecção que se adote, mais sofisticados, e

consequentemente mais caros, serão os sistemas de tratamento. Fattal e outros (2004)

estimaram que o custo do tratamento para se atingir os padrões recomendados pela

OMS em sua diretriz de 1989 para irrigação irrestrita seria de aproximadamente

US$125,00 por caso de infecção evitada enquanto que para se atingir os padrões da

USEPA para este tipo de irrigação seria de US$451.000,00 por caso de infecção evitada.

Os critérios da USEPA exigem para irrigação irrestrita, ou irrigação por aspersão

em qualquer situação, padrão de qualidade do efluente semelhante ao padrão de

potabilidade da água, ou seja, ausência de coliformes e organismos patogênicos,

turbidez ≤ 2uT e cloro residual ≥ 1mg/L. Depreende-se que o critério de ausência de

coliformes asseguraria a ausência de bactérias patogênicas, enquanto a inclusão da

turbidez e cloro residual prestam-se ao papel complementar da indicação da remoção de

protozoários por filtração e da inativação de vírus. Para que o efluente atinja estes

padrões, são necessários processos rigorosos de tratamento de esgotos, incluindo a

filtração e desinfecção (BASTOS; BEVILACQUA, 2006).

Para a irrigação restrita, culturas alimentícias processadas comercialmente e

culturas não alimentícias, exige-se também a desinfecção, a garantia de cloro residual ≥

1mg/L, mas um padrão bacteriológico ≤ 200 CF/100mL, o que pressupõe a tolerância

de presença de patógenos em alguma densidade. Embora não se explicite, no primeiro

caso pressupõe-se proteção dos consumidores, agricultores e público em geral e, no

segundo, dos agricultores (BASTOS; BEVILACQUA, 2006). A tabela 11 apresenta os

critérios recomendados pela USEPA para a irrigação com esgotos sanitários.

A diretriz da OMS de 1989 previa que para irrigação irrestrita, culturas

consumidas cruas, as águas residuárias deveriam ter uma concentração de coliformes

fecais inferior a 1.000/100ml e menos de um ovo de helminto por litro, visando

proteger tanto os agricultores quanto os consumidores. Para irrigação restrita, culturas

que não tenham consumo humano direto, havia restrição apenas à concentração de ovos

de helminto, menos de um por litro, a qual visava proteger principalmente os

agricultores.

69

Tabela 11 - Recomendações da USEPA para reúso de águas residuárias na agricultura. Tipo de Irrigação e Cultura Tratamento Qualidade do efluente - Culturas alimentícias não processadas comercialmente1 - Irrigação superficial ou por aspersão de qualquer cultura, incluindo culturas a serem consumidas cruas

Secundário + filtração +

desinfecção²,³

- pH 6 a 9 - DB0 ≤ 10 mg/L - Turbidez ≤ 2 uT 4 - CR ≥ 1mg/L 5,6 - CF ND 7,8 - Organismos patogênicos ND

- Culturas alimentícias processadas comercialmente1 - Irrigação superficial de pomares e vinhedos

Secundário + desinfecção²

- pH 6 a 9 - DB0 ≤ 30 mg/L - SST ≤ 30 mg/L 9 - CR ≥ 1mg/L 5 - CF ≤ 200/100mL 8,10

- Culturas não alimentícias - Pastagens para rebanhos de leite11, forrageiras, cereais, fibras e grãos

Secundário + desinfecção²

- pH 6 a 9 - DB0 ≤ 30 mg/L - SST ≤ 30 mg/L 9 - CR ≥ 1mg/L 5 - CF ≤ 200/100mL 8,10

Fonte: Adaptado de BASTOS; BEVILACQUA, 2006. Notas: 1- Culturas alimentícias processadas comercialmente são aquelas que recebem processamento

físico ou químico prévio à comercialização, suficiente para a destruição de patógenos. 2 - Tratamento secundário é aquele capaz de produzir efluentes com DBO e SST ≤ 30mg/L. 3 - A coagulação química pré-fi ltração pode ser necessária para o atendimento da qualidade do efluente recomendada. 4 - Turbidez pré-desinfecção, média diária; nenhuma amostra > 5 uT (ou 5 mg/L, quando o indicador for SST). 5 - Cloro residual livre após tempo de contato mínimo de trinta minutos. 6 - Residuais ou tempo de contato mais elevados podem ser necessários para a garantia de inativação de vírus e parasitas. 7 - Média móvel de sete dias; nenhuma amostra >14 CF/100mL. 8 - No texto de Bastos e Bevilacqua (2006) a referência é feita a Coliformes Termotolerantes. Optou-se pela referência a Coliformes fecais, conforme o texto original da USEPA (1994). 9 - Um padrão mais exigente pode ser necessário no caso de irrigação por aspersão. 10 - Média móvel de sete dias; nenhuma amostra >800 CF/100 mL; lagoas de estabilização podem alcançar o critério de qualidade sem a necessidade de desinfecção. 11 - O consumo das culturas irrigadas não deve ser permitido antes de 15 dias após a irrigação; desinfecção mais rigorosa (≤ 14 CF/100mL) se o período de 15 dias não for observado

Entretanto, em muitos países de baixa e média renda não foi possível restringir a

prática do reúso agrícola a efluentes com padrões de qualidade semelhantes aos

recomendados pela OMS em suas diretrizes, tendo em vista a incapacidade financeira

destes países tanto de implantar estruturas de tratamento adequadas para o alcance dos

parâmetros recomendados quanto para operá-las adequadamente, quando implantadas.

Além disso, mesmo com a implantação e operação adequada das estruturas de

tratamento, neste países ainda persistem problemas relativos a falta de saneamento

adequado para toda a população, bem como falta de hábitos higiênicos, que acarretam

em riscos de contaminação dos cultivos taão grandes quanto o da irrigação com água

(BOS et al., 2010; SCHEIERLING et al., 2010, SCOT et al., 2004).

70

Ensink e outros (2007) analisaram a concentração de E. Coli e de helmintos em

legumes colhidos no campo e posteriormente em um mercado de Faisalabad, no

Paquistão. A despeito da alta concentração de E. Coli e de helmintos no efluente

utilizado na irrigação, foram observadas maiores concentrações nos legumes retirados

para análise do mercado do que nos retirados do campo.

Diante desta realidade, um grupo de especialistas reunidos em Hyderabad, na

India, em 2002, sob a coordenação do IWMI e do IDRC; preconizou uma nova

abordagem que levasse em conta as realidades locais, incluindo outras estratégais para

proteção à saúde, tais como práticas de gestão e medidas de profilaxia em relação aos

alimentos (SCOT et al., 2004; USEPA, 2004).

Seguindo esta tendência, Carr e outros (2004), que participaram da revisão de

2006 das diretrizes da OMS para o uso seguro de esgotos sanitários na agricultura,

preconizam que as diretrizes devem procurar conciliar o incentivo à utilização de

esgotos, que contêm água, um recurso escasso, com a proteção da saúde publica, o que

pode ser difícil na variedade de situações que ocorrem no mundo inteiro, especialmente

em ambientes onde se utiliza esgoto bruto.

Ainda de acordo com os autores, as diretrizes precisam ser adaptáveis às

condições locais, sociais, econômicos e ambientais e devem ser co-implementadas com

outras intervenções de saúde, tais como a promoção de higiene, abastecimento de água

potável e saneamento, e outras medidas de proteção à saúde (CARR et al., 2004)

Assim, a nova diretriz da OMS, publicada em 2006 adota uma abordagem

completamente diferente da anterior e da adotada pela USEPA, baseada em avaliação e

gestão de riscos, mesma abordagem recomendada pela OMS para tomada e decisão no

que refere-se a abastecimento de água e intervenções sanitárias (SCHEIERLING et al.,

2010).

A nova diretriz da OMS, procura estabelecer níveis aceitáveis de doença, que

podem ser atingidos com o estabelecimento de padrões de qualidade para os efluentes a

serem aplicados aos cultivos, conjugado com práticas de gestão tais como restrição de

cultivos e adequação das técnicas de irrigação; bem como medidas de profilaxia em

relação aos alimentos, tais como lavagem com água ou solução desinfetante,

descascagem e cozimento. As práticas de gestão e as medidas de profilaxia podem ser

utilizadas isoladamente ou em conjunto quando somente o sistema de tratamento

71

utilizado não seja capaz de alcançar o nível desejado de redução na concentração de

patógenos (KERAITA et al., 2010; SCHEIERLING et al., 2010; WHO 2006).

Esta nova abordagem é chamada de barreiras múltiplas e é baseada no sistema de

gestão de segurança alimentar Análise de Perigos e Pontos Críticos de Controle

(APPCC), ou em inglês Hazard Analysis and Critical Control Point (HACCP) que

promove intervenções em pontos chaves da cadeia alimentar (BOS et al., 2010; CARR

et al., 2004).

Pontos de controles críticos, que podem ser barreiras importantes de contenção de

patógenos, são encontrados em toda a cadeia de eventos relacionada com o reúso

agrícola, desde o lançamento do efluente até a preparação dos alimentos, como mostra a

figura 16.

Figura 16 – Barreiras múltiplas e pontos de controle críticos. Fonte: ILIC et al., 2010.

Portanto, o conceito de barreiras múltiplas se aplica tanto sistemas convencionais

de tratamento de esgotos quanto aos não convecionais, que incluem o uso de sistemas

de baixo custo, tais como pequenas lagoas, armadilhas de sedimentação e filtros de

areia, construídos nas próprias áreas onde se fará o reúso agrícola (BOS et al., 2010). O

quadro 2 apresentas as estratégias de controle que podem ser adotadas, com as

respectivas estimativas de redução de patógenos, dentro do conceito de barreiras

múltiplas.

72

Quadro 2 – Estratégias de controle para redução de patógenos no reúso agrícola. Estratégias de

Controle Redução

(unidades Log) Observações

Tratamento do esgoto (primário + secundário)

1 – 4 Redução geralmente obtida pelo tratamento do esgoto, variando de acordo com o tipo e com a funcionalidade.

Irrigação localizada de cultivos rasteiros

2 Raízes e outros cultivos, como a alface, que crescem junto ao solo.

Irrigação localizada de cultivos que crescem afastados do solo

4 Cultivos, tais como o tomate, árvores frutíferas, cujos frutos não estão em contato com o solo.

Decaimento no ambiente

0,5 - 2 por dia

Decaimento que ocorre na superfície dos cultivos entre a última irrigação e o consumo. A redução obtida depende do clima (temperatura, insolação, umidade, tempo, tipo de cultivo etc.

Lavagem 1 Lavagem de hortaliças e frutas com água potável.

Desinfecção 2 - 3 Lavagem de hortaliças e frutas com solução desinfetante leve, usualmente com cloro, e enxaguagem com água potável.

Descascagem 1 - 2 Frutas, repolho e raízes.

Cozimento 6 -7 Imersão em água fervendo, ou próxima do ponto de ebulição, até que o cozimento assegure a eliminação dos patógenos.

Fonte: BOS et al., 2010. Segundo Jimenéz e outros (2010), o uso de reservatórios para armazenar esgotos

também pode proporcionar redução da concentração de patógenos. No caso dos vírus, a

redução pode ser de 2 a 4 unidades log, bactérias podem ter uma redução de 3 a 6

unidades log e protozoários, ovos de oocistos, uma redução de 1 a 2 unidades log.

Ainda segundo os autores, caso os reservatórios sejam operados como sistemas de

bateladas, com tempo de retenção superior a vinte dias, pode se obter a remoção

completa dos ovos de helmintos.

Nesta estratégia de barreiras múltiplas, a técnica conhecida como Avaliação

Quantitativa de Risco Microbiológico (AQRM) ou Quantitative Microbial Risk

Assesment (QMRA), em inglês, é a ferramenta básica. Através desta técnica, avaliam-se

os riscos à saúde humana, prevendo-se a probabilidade de incidência de doenças ou

infecções a partir de um conjunto de informações, tais como a concentração de um

determinado patógeno, taxas de ingestão deste patógeno e modelos dose-resposta

apropriados à população que está exposta ao risco. A AQRM uma ferramenta sensível

que possibilita a estimativa de risco de um determinado patógeno, associado a uma rota

73

de exposição específica, que de outra forma, através de estudos epidemiológicos, além

de serem de difícil determinação, teriam custos operacionais muito elevados. Os

princípios da AQRM também podem ser utilizados para determinação dos riscos

associados aos agentes químicos (BOS et al., 2010; SCHEIERLING et al., 2010; WHO,

2006).

Na formulação das novas diretrizes da OMS o maior risco aceitável de infecção

foi assumido como sendo associado à exposição à rotavírus. Para paises em

desenvolvimento, o risco anual de uma pessoa qualquer em uma cidade de 1 milhão de

habitantes adquirir uma infecção é de 38%. A assunção deste parâmetro garante

proteção suficiente contra infecções de origem bacteriana e por protozoários (MARA;

BOS, 2010).

Para que este nível de risco seja alcançado, na irrigação irrestrita, culturas

consumidas cruas e que se desnvolvam junto ao solo e de raízes e tubérculos; a OMS

recomenda uma redução de 106 a 107 unidades log de patógenos. Para irrigação restrita,

culturas alimentícias processadas comercialmente e culturas não alimentícias, a OMS

recomenda que seja obtida uma remoção de 104 unidades log de patógenos (BASTOS;

BEVILACQUA, 2006; WHO, 2006). Em ambas as situações, o resultado desejado pode

ser alcançado por uma combinação de medidas listadas no quadro 2.

Estudos epidemiológicos realizados em grupos de agricultores que se utilizavam

de água residuária para irrigar produziram provas contundentes do alto risco de infecção

por helmintos, o que levou a OMS a propor que, tanto na irrigação irrestrita quento na

restrita, não se utilizasse efluentes com concentrações maiores do que um ovo por litro

(WHO, 2006).

Vale ressaltar que a OMS indica que em países pobres onde as circunstâncias

locais façam com que o alcance destes parâmetros não seja factível, pode-se estabelecer

inicialmente parâmetros menores, os quais progressivamente devem ser elevados para

os parâmetros indicados, 106 a 107 unidades log de patógenos para irrigação restrita e

104 unidades log de patógenos para irrigação restrita.

A figura 17 apresenta algumas possibilidades de combinação de medidas de

proteção com técnicas de tratamento de efluentes para que sejam alcançados os

parâmetros indicados pela OMS.

74

Figura 17 – Exemplos de combinação de medidas de proteção à saúde para uma carga

de doenças tolerável de 10-6DALY ppa Fonte: WHO, 2006 apud BASTOS; BEVILACQUA, 2006.

A tabela 12 apresenta a qualidade requerida para o efluente nas diversas situações

apresentadas na figura 17.

Tabela 12 - Diretrizes da OMS para reúso agrícola de esgotos sanitários. Categoria

de Irrigação

Opção Redução de Patógenos (log10) com Tratamento

de Esgotos (1)

Qualidade do Efluente

E. Coli/100ml (2) Ovos de

Helmintos/Litro

Irrestrita

A 4 ≤103

≤11 (3, 4)

B 3 ≤104 C 2 ≤105 D 4 ≤103 E 6 ou 7 ≤101 ou 100

Restrita F 4 ≤104 G 3 ≤105 H <1 ≤106

Fonte: BASTOS; BEVILACQUA, 2006. Notas: A. Cultivo de raízes e tubérculos;

B. Cultivo de folhosas; C. Irrigação localizada de plantas que se desenvolvem distantes do nível do solo; D. Irrigação localizada de plantas que se desenvolvem rentes do nível do solo; E. Qualidade de efluentes alcançáveis com técnicas de tratamento tais como tratamento secundário

+ coagulação + filtração + desinfecção; qualidade dos efluentes avaliada ainda com o emprego de indicadores complementares (turbidez, SST e cloro residual, por exemplo);

F. Agricultura de baixo nível tecnológico e mão de obra intensiva; G. Agricultura de alto nível tecnológico e altamente mecanizada;

75

H. Técnicas de tratamento com reduzida capacidade de remoção de patógenos (por exemplo, tanques sépticos ou reatores UASB) associada ao emprego de técnicas de irrigação com elevado potencial de minimização de exposição (irrigação subsuperficial).

1. Remoção de vírus que associada a outras medidas de proteção a saúde corresponderia a uma carga tolerável de doenças virais ≤ 106 DALY ppa e riscos menores de infecções bacterianas e por protozoários.

2. Qualidade do efluente correspondente à remoção de patógenos indicada em 1. 3. No caso de exposição de crianças (15 anos) recomenda-se um padrão e, ou, medidas

complementares mais exigentes: ≤ 0,1 ovo/L, utilização de equipamentos de proteção individual, tratamento quimioterápico. No caso da garantia da remoção adicional de 1 log10 na higiene dos alimentos pode-se admitir ≤ 10 ovos/L;

4. Média aritmética em pelo menos 90% do tempo, durante o período de irrigação. A remoção requerida de ovos de Helmintos (log10) depende da concentração presente no esgoto bruto. Com o emprego de lagoas de estabilização, o tempo de detenção hidráulica pode ser utilizado como indicador da remoção de Helmintos. No caso de utilização de técnicas de tratamento mais complexas (opção E), o emprego de outros indicadores (turbidez ≤ 2 uT, por exemplo) pode dispensar a verificação do padrão de ovos de Helmintos. No caso de irrigação localizada, em que não haja contato da água com as plantas, e na ausência de riscos para os agricultores (opção H, por exemplo) o padrão ovos de Helmintos poderia ser dispensável.

Com base no estado da arte do conhecimento e no conhecimento adquirido em

dez anos de pesquisas realizadas no âmbito do PROSAB , Bastos e outros propuseram

critérios de qualidade para a utilização de esgotos sanitários na agricultura (BASTOS;

BEVILACQUA, 2006), apresentados na tabela 13 .

Tabela 13 – Diretrizes do PROSAB para uso agrícola de esgotos sanitários.

Fonte: (BASTOS; BEVILACQUA, 2006). Notas: 1. Irrigação superficial ou por aspersão de qualquer cultura, inclusive culturas alimentícias

consumidas cruas. Inclui também a Hidroponia 2. Irrigação superficial ou por aspersão de qualquer cultura não ingerida crua, inclui culturas alimentícias e não alimentícias, forrageiras, pastagens e árvores. Inclui também a Hidroponia. 3. Coliformes termotolerantes; média geométrica durante o período de irrigação. Alternativamente e

Categoria de Irrigação

Qualidade do Efluente Observação

CTerm/100ml 3 Ovos de Helmintos/Litro 4

Irrestrita1 ≤ 1 x 103 ≤101

≤ 1 x 104 CTerm/100ml no caso de irrigação por gotejamento de culturas que se desenvolvam distantes do nível do solo ou técnicas hidropônicas em que o contato com a parte comestível da planta seja minimizado.

Restrita2 ≤ 1 x 104 ≤101

≤ 1 x 105 CTerm/100ml no caso de existência de barreiras adicionais de proteção ao trabalhador 5. É facultado o uso de efluentes (primários e secundários) de técnicas de tratamento com reduzida de capacidade de remoção de patógenos, desde que associadas à irrigação subsuperficial 6.

76

preferencialmente, pode-se determinar E. Coli. 4. Neomatóides intestinais humanos; média aritmética durante o período de irrigação. 5. Barreiras adicionais de proteção encontradas em agricultura de elevado nível tecnológico, incluindo o emprego de irrigação localizada e equipamentos de proteção individual. Exclui-se desta nota a irrigação de pastagens e forrageiras destinadas à alimentação animal. 6. Neste caso não se aplicam os limites estipulados de coliformes e ovos de Helmintos, sendo a qualidade do efluente uma conseqüência das técnicas de tratamento empregadas.

No reúso agrícola, dentre o grupo exposto ao contato, os mais afetados são os

trabalhadores rurais devido à duração e intensidade do contacto com águas residuárias e

solos contaminados (BOS et al, 2010). Em Haroonabad, Paquistão, por exemplo,

estudos realizados por Hoeck e outros (2002) indicaram que a prevalência de

ancilostomose entre os adultos, homens, foi de 80 por cento para os agricultores que

utilizaram esgoto. Recentes estudos epidemiológicos realizados entre os agricultores de

arroz do Vietnã que utilizavam águas residuárias encontrou maiores evidências de

aumento de incidência de diarréia e de problemas de pele do que de risco de infecções

por helmintos (TRANG et al., 2007 apud BOS et al., 2010).

Estudos realizados por Hoek e outros (2005 apud BOS et al., 2010) no Camboja e

por Trang e outros (2007 apud BOS et al., 2010) no Vietnã atribuem casos de doenças

de pele como a dermatite (eczema) ao contato com esgoto bruto. Outro estudo raelizado

por Rutkowski e outros (2007 apud BOS et al., 2010) no Vale de Kathmandu, no Nepal,

mostrou que mais da metade dos 110 agricultores entrevistados, que utilizavam esgoto,

tinham tido problemas de pele, tais como prurido e bolhas nas mãos e nos pés.

Problemas semelhantes foram relatados por produtores de arroz ao longo do rio Musi

em Hyderabad, na Índia (BUECHLER et al., 2002 apud BOS et al., 2010) e de

hortaliças em Gana (OBUOBIE et al., 2006 apud BOS et al., 2010). Estudos realizados

por Trang e outros (2007 apud BOS et al., 2010) no Vietnã não encontraram associação

entre o risco de doenças oculares (conjuntivite ou tracoma) e a exposição a águas

residuárias.

Em relação aos riscos de saúde associados ao consumo, a principal preocupação

diz respeito a vegetais consumidos crus, em pratos de salada por exemplo. Vários

estudos têm mostrado aumento de infecções por Ascaris em adultos, como também em

crianças, que consomem hortaliças cruas irrigadas com água residuária (BOS et al,

2010).

O quadro 3 apresenta uma avaliação dos riscos a saúde humana associados aos

diversos agentes, advindos da utilização de esgotos sanitários na agricultura.

77

Quadro 3 - Riscos associados à utilização de esgotos sanitários na agricultura

Agente Rota de

Exposição Risco

Relativo Observações

Patógenos transmitidos por excretas

Bactérias Contato direto,

Ingestão

Baixo a Alto

Podem sobreviver no meio ambiente tempo suficiente para representar risco a saúde. Lavagem/desinfecção do produto irrigado e cozimento reduzem o risco. Higiene pessoal inadequada após o contato com o esgoto, aumenta os riscos de infecção/doença.

Helmintos (vermes parasitas)

Transmitidos através do

Solo

Contato direto,

Ingestão

Baixo a Alto

Presente em áreas onde a cobertura sanitária e os padrões de higiene são baixos. Risco depende da forma de tratamento do esgoto, se há uso de calçados, se os alimentos são cozidos antes de serem ingeridos, etc. Os ovos podem sobreviver no meio ambiente por um longo tempo.

Schistosoma spp.

Contato direto

Nulo a Alto

O Schistosoma está presente apenas em algumas regiões e requer hospedeiro específico. A Esquistossomose é transmitida por contato com água contaminada em áreas endêmicas.

Protozoários Contato direto,

Ingestão

Baixo a Médio

Podem sobreviver no meio ambiente tempo suficiente para representar risco a saúde. Existem poucas evidências de surtos de doenças causadas por protozoários. Lavagem/desinfecção do produto irrigado e cozimento reduzem o risco. Higiene pessoal inadequada após o contato com o esgoto, aumenta os riscos de infecção/doença.

Vírus Contato direto,

Ingestão

Baixo a Alto

Podem sobreviver no meio ambiente tempo suficiente para representar risco a saúde. Contaminação de cultivos deu origem a surtos de doenças. Lavagem/desinfecção do produto irrigado e cozimento reduzem o risco. Higiene pessoal inadequada após o contato com o esgoto, aumenta os riscos de infecção/doença. Em áreas onde a cobertura sanitária e os padrões de higiene são baixos, muitas pessoas são infectadas quando crianças e desenvolvem imunidade. O risco é maior para os adultos não expostos quando criança e para turistas que não tenham imunidade às doenças locais.

Irritantes da pele Contato direto

Médio a Alto

Doenças de pele como Dermatite de contato (eczema) têm sido registradas após contato intenso com esgoto bruto. Causa ainda não determinada, porém provavelmente devido à mistura de agentes microbianos e químicos. Em algumas situações também pode ser causada por toxinas de cianobactérias.

78

Quadro 3 – Continuação

Patógenos transmitidos por vetores Contato com o vetor

Nulo a médio

Limitado a regiões onde o patógeno é endêmico e vetores específicos estão presentes. O risco está mais associado aos canais e reservatórios, ambiente propicio á proliferação de vetores, do que à utilização de águas servidas na agricultura.

Químicos

Metais pesados Ingestão Baixo Os metais pesados podem se acumular em algumas plantas, porém dificilmente em níveis considerados inseguros.

Hidrocarbonetos halogenados

Ingestão Baixo A concentração destes elementos na água residuária é baixa, porém pose ser alta no lodo. Geralmente, estes elementos são adsorvidos pelas partículas do solo e não são absorvidos pelas plantas.

Pesticidas Contato direto,

Ingestão Baixo

O risco está associado às práticas agrícolas. Usualmente os esgotos não contêm concentrações elevadas destas substâncias.

Fonte: WHO, 2006.

79

2.3.7 Outros Riscos do Reúso Agrícola

Tanto a aplicação insuficiente de nutrientes quanto a em excesso podem

prejudicar o cultivo. Em ambas as situações a produção fica comprometida. Diversas

culturas são sensíveis ao Nitrogênio em excesso, que pode causar crescimento

desordenado das plantas e retardamento na maturação, além de queda da produção e da

qualidade do produto (BLUM, 2003; MARQUES et al., 2003; SCOTT; QADIR, 2010).

Feigin e outros (1978 apud MARQUES et al., 2003) compararam a irrigação

convencional e a fertirrigação com esgotos sanitários para a produção de beterraba e

algodão. Em ambos os casos, a produtividade via fertirrigação foi superior, porém à

custa de certa perda de qualidade dos produtos. No mesmo sentido, Marecos do Monte

(1995 apud MARQUES et al., 2003) obteve produtividade mais elevada de milho,

girassol e sorgo, irrigados com efluentes de lagoas de estabilização, comparativamente à

irrigação convencional. Entretanto, a maturação do girassol irrigado com efluente

mostrou-se mais lenta. Segundo Blum (2003), eventuais excessos de Fósforo na água

utilizada para irrigação não trazem prejuízo algum às plantas. Além das plantas, os

animais também podem ser afetados indiretamente pelo excesso de nutrientes aplicado

aos cultivos (BLUM; 2003).

Na irrigação com esgotos sanitários o controle do balanço de nutrientes é mais

difícil que na irrigação e fertirrigação tradicionais, já que estes já vêm diluídos no

esgoto e não necessariamente estarão disponíveis no momento, na quantidade e na

forma requerida pelo cultivo. Por exemplo, as formas de Nitrogênio mais facilmente

assimiláveis são o Nitrato (N- NO3–) e o Amônio (N-NH4

+), mas os efluentes de esgotos

tratados podem conter teores consideráveis de Amônia (N-NH3+) e Nitrogênio Orgânico

(MARQUES et al., 2003).

Outro fator importante para o controle do balanço de nutrientes é a

disponibilização de informação técnica adequada aos agricultores. Segundo Jelassi

(2003 apud MARTIJN; REDWOOD, 2005) em Nabeul, na Tunísia, apesar dos

agricultores virem utilizando há mais de 25 anos efluente tratado a nível secundário,

fornecido pelo estado; ainda assim continuam utilizando a fertilização padrão, como se

não houvesse nutrientes no efluente fornecido. Ensink e outros (2004) analisaram a

80

eficiência de aplicação de nutrientes na irrigação com esgoto bruto em, Haroonabad,

Paquistão, e verificaram que, em todos os casos, a aplicação de nutrientes era superior à

necessidade do cultivo e, em alguns casos, a quantidade aplicada era nove vezes

superior à recomendada. Segundo os autores, mesmo aplicando esgoto bruto, os

agricultores continuavam utilizando fertilizantes químicos.

Além da fertilidade do solo e da nutrição das plantas, deve-se atentar para outros

aspectos relacionados à qualidade da água, como o risco de salinização e o

comprometimento da capacidade de infiltração do solo, ou a toxicidade às plantas

associada ao excesso de Sódio, de Cloretos e de Boro (ver 2.3.3) decorrentes da própria

dieta humana e da intensa utilização de produtos de limpeza. Assim, os parâmetros de

operação do sistema, como a lâmina hídrica, o período e a freqüência de aplicação,

devem ser controlados de forma que o sistema solo–planta possa suportar. Vale ressaltar

que, de modo geral, estes cuidados são semelhantes àqueles que devem ser tomados

quando se pratica a irrigação convencional, ou seja, há que se compatibilizar a

qualidade da água com a técnica de irrigação empregada, com as características do solo

e com a seleção de culturas (MARQUES et al., 2003, PESCOD, 1992).

As águas subterrâneas podem vir a ser impactadas pelo uso de águas residuárias

na agricultura irrigada, gerando um problema ambiental de considerável magnitude,

particularmente em zonas áridas, com solos permeáveis e rasos. Dos nutrientes contidos

no esgoto, o que tem maior potencial de causar problemas é o Nitrogênio (MARQUES

et al., 2003).

Nem todo o Nitrogênio aplicado no solo é aproveitado pelas plantas.

Considerando que aproveitamentos da ordem de 50% são considerados como bons, tem-

se que boa parte do que foi aplicado permanece no solo. Entretanto, o excesso é

convertido em Nitritos (NO2-) e Nitratos (NO3

-) pela ação de bactérias contidas no solo.

Ambos os elementos são tóxicos, podendo vir a provocar câncer em concentrações

elevadas, daí que os padrões de potabilidade estabelecidos pelo Ministério da Saúde

(portaria 518/2004) restrinjam a concentração destes elementos a 1mg/L e 10mg/L,

respectivamente (BAIRD, 1997; MARQUES et al., 2003; MELO et al., 2000;

RESENDE, 2002).

81

O risco de contaminação é tão maior quanto maior for o fluxo através do solo.

Assim, em épocas de precipitação intensa, a possibilidade de contaminação é maior. Em

solos argilosos, além do fluxo da água ser menor, a possibilidade de contaminação é

menor, já que as partículas do solo contêm carga negativa que retêm os Íons Amônio

(NH4+), impedindo a conversão destes em nitrito e nitrato. Além disso, como nos solos

argilosos os espaços vazios geralmente estão ocupados por água, não há presença de

oxigênio, o que leva à substituição deste elemento pelo nitrato no processo respiratório

de bactérias anaeróbias facultativas (BHUMBLA, s/d; COOK, 1997; RESENDE, 2002).

2.4 O ESGOTO DOMÉSTICO

2.4.1 Características

Os esgotos domésticos urbanos têm origem na água que é distribuída nas cidades

e consumida nas residências, escritórios e comércio. A maior parte do consumo se dá na

higiene pessoal, na preparação de alimentos, limpeza de restos de comida, lavagem de

roupas e pisos, bem como no transporte dos dejetos humanos, fezes e urina, para fora do

ambiente. Neste processo, a água se torna impura, podendo tornar-se imprópria para uso

no próprio ambiente em que foi gerada, necessitando ser esgotada.

As características dos esgotos variam em função do uso que se dá a água. Assim,

por exemplo, se houver variação nos hábitos alimentares e no uso de produtos de

limpeza, haverá variação nas características dos esgotos. Da mesma forma, se houver

variação na demanda de água, haverá variação na quantidade de esgoto gerado, levando

a variação na concentração dos elementos constituintes do esgoto (FUNASA, 2004;

JORDÃO; PESSÔA, 2009).

82

Entretanto, de um modo geral, os esgotos domésticos contêm aproximadamente

99,9% de água e 0,1% de partículas sólidas, nas quais estão contidas as impurezas que

dão aos esgotos características físicas, químicas e biológicas; que geram a necessidade

de tratá-los antes de lançá-los no meio-ambiente (FUNASA, 2004; VAN HAANDEL,

2005). A figura 18 apresenta as características das impurezas contidas nos esgotos.

Figura18 - Características das impurezas contidas nas águas dos esgotos domésticos. Fonte: VON SPERLING, 1996.

Em função das características físico-químicas, os esgotos podem ser classificados em forte, médio e fraco, conforme mostrado na tabela 14.

Tabela 14 - Características físico-químicas dos esgotos.

Parâmetro Característica do Esgoto (Concentração em mg/L)

Forte Médio Fraco DBO5, 20 400 200 100 DQO 800 400 200 OD 0 0 0 Nitrogênio Total – NTK 85 40 20 Nitrogênio Orgânico 35 20 10 Nitrogênio Amoniacal 50 20 10 Nitrogênio Nitrito 0,10 0,05 0 Nitrogênio Nitrato 0,40 0,20 0,10 Fósforo Total 20 10 5 Fósforo Orgânico 7 4 2 Fósforo Inorgânico 13 6 3 Fósforo Orgânico 7 4 2 Fósforo Inorgânico 13 6 3 Sólidos Totais 1160 730 370

83

Tabela 14 - Continuação Sólidos Suspensos Totais 360 230 120 Sólidos Dissolvidos Totais 800 500 250

Fonte: Adaptado de JORDÃO; PESSÔA, 2009.

Cidades onde o consumo de água é alto (350 L/hab.dia a 400 L/hab.dia) têm

esgoto de característica fraca, ao contrário daquelas onde o consumo de água é bem

menor, como as do semiárido, (40 L/hab.dia a 100 L/hab.dia), que têm esgoto de

característica forte (MARQUES et al., 2003; TCHOBANOGLOUS et al., 2003).

2.4.2 Tipos de Tratamento

Os corpos hídricos naturais, superficiais ou subterrâneos, onde os esgotos direta

ou indiretamente são lançados possuem determinadas características físicas, químicas e

biológicas. Qualquer lançamento de esgoto que venha a alterar estas características,

restringindo a sua utilização, afetando a fauna ou ainda podendo vir a provocar danos à

saúde do homem; é considerado como poluição (JORDÃO; PESSÔA, 2009).

Para evitar que isso ocorra, os esgotos devem ser tratados produzindo, a custo

mínimo e com boa estabilidade operacional, um efluente tal que a sua qualidade seja

compatível com a legislação ambiental e sanitária e que permita seu reúso para

determinados fins, ou então a sua descarga em um corpo receptor sem provocar

poluição. Os padrões das normas legais indicam a qualidade mínima que se deve

produzir, mas dependendo do uso do efluente pode haver necessidade de tratamento

adicional. A norma legal mais importante no Brasil é a Resolução 357/05 do

CONAMA, a qual divide as águas do Brasil em treze classes de acordo com os usos

dessas águas. Para cada classe se especifica uma qualidade mínima que a água deve ter.

Esta resolução pressupõe que o efluente seja descarregado em uma água de superfície e

especifica a qualidade que a água deve ter após a descarga de uma água residuária

(VAN HAANDEL, 2005).

84

Atualmente, existem diversos tecnologias de tratamento, cada uma delas mais

adequada a uma determinada situação, a qual é determinada em função de fatores tais

como (JORDÃO; PESSÔA, 2009; UNICAMP, 2005):

a) disponibilidade de recursos financeiros;

b) área disponível para implantação da ETE;

c) topografia dos possíveis locais de implantação e das bacias de drenagem e

esgotamento sanitário;

d) volumes diários a serem tratados e variações horárias e sazonais da vazão de

esgotos;

e) clima e variações de temperatura da região;

f) características do corpo receptor de esgotos tratados;

g) disponibilidade e custos operacionais de consumo de energia elétrica;

h) disponibilidade e grau de instrução da equipe responsável pela operação da

ETE;

i) disponibilidade de locais e/ou sistemas de reaproveitamento e/ou disposição

adequados dos resíduos gerados pela ETE;

j) impactos ambientais decorrentes causados pela construção e operação da ETE;

k) anseios da comunidade local em relação à localização e a implantação da ETE.

O grau de tratamento a ser dado varia em função da utilização que se faça das

águas dos corpos receptores, bem como da capacidade de assimilação destes. Em função

do grau de remoção de poluentes, o tratamento dos esgotos subdivide-se em quatro

níveis (JORDÃO; PESSÔA, 2009; UNICAMP, 2005, VON SPERLING, 1996):

a) preliminar, no qual são removidos os sólidos grosseiros em suspensão e os

sólidos decantáveis, tais como areia e gordura, utilizando-se para tanto de

meios físicos tais como grades, caixa de areia, caixas de retenção de óleo e

gordura e peneiras;

b) primário, no qual além dos sólidos flutuantes, também removem-se os

sedimentáveis e, com isso, parte da matéria orgânica, utilizando-se para tanto,

geralmente, também de meios físicos tais como tanques de decantação e

peneiras. Embora menos comum, neste nível de tratamento podem ser

85

utilizados métodos que introduzem substâncias químicas, tais como flotação e

precipitação química com baixa eficiência e neutralização;

c) secundário, no qual é removida a maior parte da matéria orgânica, bem como

sólidos suspensos e parte dos nutrientes. Neste nível incluem-se tratamento

biológico por lodo ativado, reatores de filme fixo, ou sistemas de lagoas e

sedimentação, além da precipitação química com alta eficiência;

d) terciário ou avançado, no qual são removidos nutrientes, poluentes específicos,

a exemplo de metais pesados e organismos patogênicos; bem como a matéria

orgânica residual, não removida na etapa anterior. Bixio e outros (2006)

consideram que processos como microfiltração, ultrafiltração, osmose reversa e

nanofiltração; nos quais o esgoto é purificado de tal maneira que se tornaria

água potável, pertencem a um quarto nível.

A tabela 15 apresenta a estimativa de remoção de matéria orgânica, sólidos em

suspensão, nutrientes e bactérias, em cada um dos níveis de tratamento.

Tabela 15 – Níveis de tratamento de uma ETE e eficiência esperada.

Nível de Tratamento

Matéria Orgânica

(DBO) (% remoção)

Sólidos em Suspensão (SS)

(% remoção)

Nutrientes (% remoção)

Bactérias (% remoção)

Preliminar 5 – 10 5 – 20 Não remove 10 – 20 Primário 25 – 50 40 – 70 Não remove 25 – 75

Secundário 80 – 95 65 – 95 Pode remover 70 – 99 Terciário 40 – 99 80 – 99 Até 99 Até 99,999

Fonte: CETESB, 1988 apud GONÇALVES; SILVA, 2005.

Em cada um dos níveis de tratamento, os contaminantes dos efluentes líquidos são

removidos por meios físicos, químicos e biológicos, os quais atuam de forma isolada,

como no tratamento preliminar, onde predominam os meios físicos; ou agrupada, como

nos demais níveis (COSSICH, 2006; TCHOBANOGLOUS et al., 2003).

Os métodos de tratamento nos quais predomina a aplicação de forças físicas são

conhecidos como operações físicas unitárias e, basicamente, destinam-se a separar as

substâncias em suspensão no esgoto. Peneiramento, gradeamento, trituração, mistura,

floculação, sedimentação, flotação, filtração e aeração são operações físicas unitárias

86

típicas (COSSICH, 2006; JORDÃO; PESSÔA, 2009; KATO et al., 1999;

TCHOBANOGLOUS et al., 2003).

Quando a remoção ou conversão de contaminantes é realizada pela adição de

espécies químicas ou por reações químicas, os métodos são conhecidos como processos

químicos unitários. Estes métodos são pouco utilizados isoladamente, o sendo,

geralmente, quando o emprego de operações físicas e processos biológicos não atendem

ou não atuam de forma eficiente na característica que se deseja reduzir ou remover.

Precipitação, coagulação, oxidação, neutralização e desinfecção são exemplos de

processos químicos unitários usados no tratamento de efluentes (COSSICH, 2006;

JORDÃO; PESSÔA, 2009; TCHOBANOGLOUS et al., 2003).

Os métodos de tratamento nos quais a remoção de contaminantes é realizada por

meio de atividade biológica são conhecidos como processos biológicos unitários.

Nestes, uma série de microorganismos, principalmente as bactérias, removem

substâncias orgânicas biodegradáveis do efluente, em estado coloidal ou dissolvido,

convertendo-as em produtos mineralizados inertes (TCHOBANOGLOUS et al., 2003;

VON SPERLING, 1996).

Estes processos procuram reproduzir os processos naturais de autodepuração que

se desenvolvem nos corpos d’água após o lançamento de esgotos. A tecnologia atual

permite otimizar estes processos, reduzindo o tempo de detenção hidráulica e

aumentando a eficiência das reações bioquímicas, de maneira que se atinja determinado

nível de redução de carga orgânica, em tempo e espaço muito inferiores aos que seriam

necessários no ambiente natural (ANDRADE NETO; CAMPOS, 1999).

Os processos biológicos se subdividem em aeróbicos, nos quais a estabilização da

matéria orgânica se dá na presença do oxigênio, e anaeróbicos, nos quais a estabilização

da matéria orgânica se dá na completa ausência de oxigênio (VON SPERLING, 1996).

Também podem ser classificados em função do tipo de reator, que pode ser de

crescimento em suspensão na massa líquida ou de biomassa aderida, ou ainda

combinado, no qual ocorrem os dois tipos de crescimento (COSSICH, 2006; PIVELLI,

2007; TCHOBANOGLOUS et al., 2003).

Nos reatores de crescimento em suspensão, não há suporte inerte para a aderência

dos microrganismos, que crescem geralmente floculados e em suspensão na massa

87

líquida. No caso dos reatores aeróbios, o próprio sistema de aeração acumula essa

função complementar de manter os sólidos biológicos em suspensão. Nos reatores de

biomassa aderida, há introdução de material de enchimento como areia, pedras ou

plástico, dentre outros, que podem manter-se fixos ou móveis no reator, garantindo a

aderência da biomassa que cresce sob a forma de biofilme aderido ao meio inerte

(PIVELLI, 2007).

Os processos biológicos podem ser classificados ainda em função da retenção ou

não de biomassa, entendendo-se por biomassa os microrganismos responsáveis pela

degradação de matéria orgânica dos esgotos. Nos processos em que não se pratica

retenção de biomassa, o tempo de detenção hidráulica é equivalente ao tempo médio de

residência celular, também conhecido por idade do lodo, que representa o tempo de

permanência dos microrganismos no sistema. Assim, se é desejado que os

microrganismos permaneçam durante determinado período no reator, os esgotos

deverão ser retidos pelo mesmo período, o que torna as dimensões do sistema

relativamente elevadas. É o caso, por exemplo, das lagoas aeradas mecanicamente de

mistura completa. Nos sistemas com retenção de biomassa, este mecanismo deverá ser

produzido de alguma forma (PIVELLI, 2007).

Quando se empregam reatores de crescimento em suspensão na massa líquida,

como são os tanques de aeração dos processos de lodos ativados, a retenção de

biomassa é feita recirculando-se o lodo sedimentado nos decantadores posicionados à

jusante do reator biológico. Já nos reatores de biomassa aderida, sejam de leito fixo ou

móvel, a retenção de biomassa é garantida pela própria aderência dos microrganismos

ao meio suporte formando os biofilmes. Os reatores com retenção de biomassa

compõem os chamados sistemas de tratamento compactos que, por permitirem maior

concentração de microrganismos ativos, possuem maior capacidade de recebimento de

carga de esgotos quando se compara com mesmo volume de reator onde não se procede

a retenção do lodo (PIVELLI, 2007).

88

2.4.3 Digestão Anaeróbia

2.4.3.1 Histórico

A existência do Metano, produto final da digestão anaeróbia, foi estabelecida pelo

físico italiano Alessandro Volta em 1776, ao coletar gases oriundos de pântanos e,

posteriormente, provocar a ignição destes. Do ponto de vista do tratamento do esgoto,

quem primeiro fez uso da digestão anaeróbia foi o francês Jean-Louis Mouras que, em

1860, na cidade de Vesoul na França; idealizou um tanque para reter a matéria sólida

dos esgotos da cozinha de sua residência, antes de lançá-lo ao sumidouro. Após doze

anos de funcionamento, ele percebeu que o volume de sólidos acumulados era muito

menor do que havia imaginado. Mouras patenteou seu invento em 1881, nomeando-o de

―Eliminador Automático de Excrementos― (JORDÃO; PESSÔA, 2009; KHANAL,

2008).

Posteriormente, foram desenvolvidas outras concepções de tanques, tais como o

tanque séptico, em 1895, na Inglaterra; o tanque Talbot, em 1894, nos Estados Unidos e

o tanque Imhoff (bicompartimentado), em 1905, na Alemanha. Devido à falta de

conhecimento teórico sobre o processo de digestão anaeróbia, a aplicação desta

tecnologia não se desenvolveu muito até 1950, quando Stander relacionou a eficiência

do tratamento ao tempo de detenção. (MCCARTY, 1982 apud FORESTI et al., 1999;

KHANAL, 2008).

A partir do trabalho pioneiro de Young e McCarty, em 1969, que versou sobre o

tratamento de matéria orgânica solúvel utilizando filtros anaeróbios ascendentes; o

processo de digestão anaeróbia ampliou sua perspectiva de aplicação, passando a ser

aplicado no tratamento direto de águas residuárias. Até então, a digestão anaeróbia era

aplicada basicamente no tratamento de material mais particulado e concentrado. Na

década de 70 do século XX, várias configurações de reatores anaeróbios de alta taxa

foram desenvolvidas, especialmente para o tratamento de águas residuárias industriais.

Dentre estas configurações, destaca-se o reator anaeróbio de fluxo ascendente (Upflow

Anaerobic Sludge Bed – UASB), desenvolvido na Holanda no final desta década pela

89

equipe do Prof. Gatze Lettinga; base da maioria dos reatores utilizados atualmente

(ANDRADE NETO et al., 1999a).

Os desenvolvimentos ocorridos tornaram possível a aplicação dos processos

anaeróbios em qualquer tipo de efluente, quer sejam concentrados (efluentes de

indústrias cervejeiras, de refrigerantes, fecularias, indústrias alimentícias) ou diluídos

(esgoto doméstico, em menor escala); quer tenham baixa ou alta temperatura. Podem

também ser aplicados em unidade única ou em múltiplos estágios, bem como em

combinação com outros processos (aeróbios e físico-químicos) (CAMMAROTA,

2010). Assim, atualmente há uma tendência para o uso do reator anaeróbio como

principal unidade de tratamento biológico de esgoto (CAMPOS, PEREIRA, 1999).

2.4.3.2 Tratamento Anaeróbio de Esgotos

Na digestão anaeróbia, um grupo de diferentes tipos de bactérias promove a

transformação de compostos orgânicos complexos (carboidratos, proteínas e lipídios)

em produtos mais simples como Metano e Gás Carbônico, restando na solução aquosa

subprodutos como Amônia, Sulfetos e Fosfatos. A digestão se dá através de uma série

de reações bioquímicas seqüenciais, onde, em cada uma delas, atuam um grupo

específico de bactérias (CHERNICHARO, 1997, FORESTI et al., 1999; MEDEIROS

FILHO, s/d).

A tabela 16 apresenta a concentração média de matéria orgânica no efluente

tratado em alguns sistemas anaeróbios, bem como a eficiência de remoção da matéria

orgânica.

Tabela 16 - Concentração Média no Efluente e Eficiência de Remoção de Matéria Orgânica em Sistemas Anaeróbios.

Sistema Anaeróbio Concentração de Matéria

Orgânica (DBO - mg/L)

Eficiência de Remoção de Matéria Orgânica

(%DBO) Lagoa Anaeróbia 70 a 160 40 a 70 Reator UASB 60 a 120 55 a 75 Fossa Séptica 80 a 150 35 a 60 Tanque Imhoff 80 a 150 35 a 60 Fossa Séptica + Filtro Anaeróbio 40 a 60 75 a 85

Fonte: CHERNICHARO et al., 2001.

90

O processo de digestão anaeróbia se subdivide em quatro etapas sequenciais,

como mostra a figura 19.

Figura 19 - Seqüência de processos na digestão anaeróbia de macromoléculas

complexas Fonte: VAN HAANDEL e LETTINGA, 1994 apud MEDEIROS FILHO, s/d.

Nota: Os números referem-se a porcentagens expressas como DQO.

Na primeira etapa, chamada de Hidrólise, o material orgânico particulado

complexo, polímeros, que as bactérias fermentativas não são capazes de assimilar, é

convertido em compostos dissolvidos mais simples, de menor peso molecular, que

passam pelas paredes celulares das bactérias, sendo assim assimilados. O processo

requer a interferência das chamadas exoenzimas que são excretadas pelas bactérias

fermentativas. As proteínas são degradadas por meio de (poli)peptídios para formar

aminoácidos. Os carboidratos se transformam em açúcares solúveis (mono e

dissacarídeos) e os lipídios são convertidos em Ácidos Graxos de longa cadeia de

Carbono (C15 a C 17) e Glicerina. Em muitos casos, na prática, a velocidade de hidrólise

pode ser a etapa limitativa para todo o processo da digestão anaeróbia, isto é, a

velocidade da conversão do material orgânico complexo para biogás é limitada pela

velocidade da hidrólise (CHERNICHARO, 1997; FORESTI et al.,1999).

91

Em seguida, os compostos dissolvidos, gerados na etapa anterior, são absorvidos

nas células das bactérias fermentativas e excretados como substâncias orgânicas

simples, a exemplo de Ácidos Graxos voláteis de cadeia curta (AGV), Álcoois, Ácido

Lático (C3H6O3) e compostos minerais como Gás Carbônico (CO2), Hidrogênio (H2),

Amônia (NH3), e Sulfeto de Hidrogênio (H2S), bem como novas bactérias. Esta etapa é

conhecida com Acidogênese. Como os Ácidos Graxos voláteis são o principal produto

das bactérias fermentativas, estas são usualmente designadas de bactérias fermentativas

acidogênicas. Embora a maioria destas bactérias seja anaeróbia estrita, a pequena fração

de bactérias facultativas, cerca de 1%, garante o processo de digestão anaeróbia, já que

o oxigênio dissolvido, eventualmente presente, assimilado por este tipo de bactéria, é

tóxico para as bactérias anaeróbias estritas, incapazes de sobreviver na presença do

oxigênio (FORESTI et al.,1999; CHERNICHARO, 1997; RODRIGUES, 2006).

Na terceira etapa, a Acetogênese, bactérias convertem os produtos gerados na

Acidogênese em compostos que formam os substratos para produção de Metano:

Acetato (CH3COO-), Hidrogênio (H2) e Gás Carbônico (CO2) (FORESTI et al.,1999;

CHERNICHARO, 1997). A produção do Metano se dá na última etapa, a

Metanogênese, podendo ocorrer de duas maneiras:

a) a partir da redução do Ácido Acético ou do Metanol pelas bactérias

acetotróficas ou acetoclásticas;

b) a partir da redução de Dióxido de Carbono, juntando com o Hidrogênio, pelas

bactérias hidrogenotróficas.

Como as bactérias que produzem Metano a partir de Hidrogênio crescem mais

rapidamente que aquelas que usam Ácido Acético, geralmente as metanogênicas

acetotróficas limitam a velocidade de transformação de material orgânico complexo.

Em relação à digestão aeróbia, a digestão anaeróbia possui vantagens e

desvantagens, como mostra o quadro 4.

92

Quadro 4 – Vantagens e Desvantagens da Digestão Anaeróbia em Relação à Digestão Aeróbia

Vantagens Desvantagens Baixo consumo de energia (não necessita de aeração artificial, como pode acontecer com a digestão aeróbia).

Longo período de partida do sistema se não há disponibilidade de inóculo adequado.

Menor produção de lodo de excesso, de cinco a dez vezes menos, o que gera economia considerável no manejo e destino final desse tipo de resíduo dos sistemas de tratamento.

Sensibilidade do processo a mudanças das condições ambientais (pH, temperatura, sobrecargas orgânicas e hidráulicas).

Possibilidade de preservação da biomassa sem alimentação do reator por vários meses, sem perda significativa de sua atividade (importante para efluentes sazonais).

Não apresenta alta eficiência de remoção de matéria orgânica, exigindo alguma forma de pós-tratamento (aeróbio ou físico-químico).

Possibilidade de recuperação e utilização do gás Metano como combustível.

Possível emissão de maus odores.

Tolerância a elevadas cargas orgânicas. Possível geração de efluentes com aspecto desagradável.

Baixo consumo de nutrientes. Baixa remoção de nutrientes¹ e organismos patogênicos.

Fonte: FORESTI et al.,1999; JORDÃO; PESSÔA, 2009; KHANAL, 2008. Nota: 1 – Em se tratando de aplicação do efluente em reúso agrícola, seria uma vantagem.

2.4.3.3 Principais Tipos de Reatores Anaeróbios

Geralmente, os reatores anaeróbios são precedidos de unidades de pré-tratamento

para remoção de sólidos grosseiros e areia e, em alguns casos, são seguidos de unidades

de pós-tratamento para um polimento visando à remoção da matéria orgânica

remanescente ou de outros constituintes do esgoto. Os principais tipos de reatores

anaeróbios que vêm sendo utilizados na prática, em maior escala, no Brasil são (KATO

et al.,1999):

a) lagoas anaeróbias;

b) decanto-digestores;

c) filtros anaeróbios;

93

d) reatores anaeróbios de manto de lodo (UASB);

e) reatores anaeróbios de leito expandido ou fluidificado.

As lagoas anaeróbias, geralmente, são utilizadas em combinação com lagoas

facultativas e lagoas aeróbias, não sendo usual o emprego de lagoa anaeróbia como

única unidade de tratamento biológico. Em sua configuração típica, tem ausência de

oxigênio livre na quase totalidade do seu volume e não há agitação por via externa. O

fluxo no interior do reator é mais no sentido horizontal, o que favorece a sedimentação

de sólidos suspensos dos esgotos ao longo do trajeto do líquido, entre a entrada e a

saída. Portanto, uma parte significativa do volume útil da lagoa funciona como um

sedimentador. O fundo é a região mais ativa da lagoa anaeróbia, onde ocorrem as

reações e se desenvolve uma biomassa, essencialmente para a digestão da matéria

orgânica particulada sedimentada, o que limita a eficiência na remoção da DBO total.

Em virtude disso, há necessidade de tratamento complementar para a fração mais

solúvel. Como em geral não há cobertura, os gases produzidos nessa lagoa são liberados

para a atmosfera, o que pode trazer problemas de odores sob certas circunstâncias

(KATO et al., 1999). A figura 20 mostra o desenho esquemático de uma Lagoa

Anaeróbia.

Figura 20 – Lagoa Anaeróbia Fonte: KATO et al, 1999.

Decanto-digestores são, basicamente, tanques simples ou divididos em

compartimentos horizontais, câmaras em série; ou verticais, câmaras sobrepostas;

utilizados com o objetivo de reter por decantação os sólidos contidos nos esgotos,

propiciar a decomposição dos sólidos orgânicos decantados no seu próprio interior e

acumular temporariamente os resíduos, com volume reduzido pela digestão anaeróbia,

até que sejam removidos em períodos de meses ou anos. Popularmente, os modelos

94

mais usuais são conhecidos como tanques sépticos ou fossas sépticas (ANDRADE

NETO et al., 1999).

Embora tenham sido mais aplicados para pequenas vazões, servem, também, para

tratar vazões médias e grandes, principalmente quando construídos em módulos. Em

termos de configuração e funcionamento como reator, os decanto-digestores se

assemelham à lagoa anaeróbia, sendo, entretanto, de dimensões proporcionalmente

menores. São construídos em alvenaria ou concreto, cobertos, e neles se realizam,

simultaneamente, os fenômenos de decantação e flotação dos sólidos dos esgotos, bem

como a desagregação e a digestão dos sólidos sedimentados, o lodo, e do material

flutuante, a escuma. Devido ao tempo de retenção hidráulica, propiciam, também, o

tratamento anaeróbio da fase líquida, em escoamento, e acumulam, por longos períodos,

o lodo digerido, que, ao final, tem volume bastante reduzido. (ANDRADE NETO et al.,

1999; CHERNICHARO, 1997; KATO et al., 1999; USEPA, 2002).

Durante a decantação, por diferença de massa específica, ocorre separação da fase

líquida das fases sólida e gasosa. Os sólidos, sob ação da gravidade, se depositam no

fundo e, durante a digestão destes sólidos, há formação de pequenas bolhas de gases que

ascendem à superfície, carreando consigo partículas sólidas menos densas que formam a

camada de escuma, a qual tem uma espessura de 20 a 25cm e é constituída por gorduras,

óleos e graxas, produtos, preponderantemente, orgânicos biodegradáveis. A decantação

é diretamente proporcional ao tempo de permanência médio dos esgotos no reator, o

tempo de detenção, e inversamente proporcional à turbulência. À medida que vai

ocorrendo, a decantação torna-se mais lenta, impondo um limite prático para

aproveitamento desse processo na depuração dos esgotos (ANDRADE NETO et al.,

1999; CHERNICHARO, 1997). A figura 21 mostra o funcionamento de uma fossa

séptica de câmara simples.

Embora o Reator Anaeróbio de Manta de Lodo tenha várias denominações no

Brasil (RAFA, DAFA, RAFAALL, RALF etc.), este reator se consagrou no mundo todo

como UASB, nomenclatura original dada em inglês por um de seus pioneiros na

Holanda e que passou a ser adotada também aqui. Assemelha-se ao filtro anaeróbio de

fluxo ascendente, o qual serviu de modelo inicial para o desenvolvimento que se seguiu.

A diferença primária é que o UASB não possui qualquer material de enchimento para

95

servir de suporte para a biomassa. A imobilização dos microrganismos ocorre por meio

de autoadesão, formando flocos ou grânulos densos suspensos, que se dispõem em

camadas de lodo a partir do fundo do reator (CHERNICHARO et al., 1999; KATO et

al., 1999).

Figura 21 - Funcionamento geral de uma fossa séptica. Fonte: ABNT, 1993.

Uma das principais características do reator UASB, que levam a que seja

considerado, dentre os reatores anaeróbios, o de maior sucesso, é a configuração que lhe

permite o desenvolvimento de uma grande quantidade de biomassa ativa, de flocos ou

de grânulos de alta densidade e resistência mecânica; aliada a sua retenção no reator.

Outra característica importante é a adequada agitação e mistura hidráulica, promovidas

pelo próprio fluxo hidráulico ascendente e pelos gases gerados das reações de

processamento da matéria orgânica, que leva ao contato da biomassa com o esgoto

(KATO et al., 1999).

O reator UASB desempenha simultaneamente várias funções que, em outras

estações de tratamento aeróbio convencional, são usualmente efetuadas em tanques

separados. No tanque do UASB ocorre a sedimentação dos sólidos suspensos do esgoto,

que, pela sua densidade e devido ao fluxo hidráulico ascendente, ficam retidos no manto

de lodo biológico espesso. Com o movimento ascendente das bolhas de gás e do líquido

ocorre o carreamento de lodo, sendo necessária a instalação de um separador trifásico

(gases, sólidos e líquidos) na parte superior do reator, de forma a permitir a retenção e o

retorno do lodo. No entorno e acima do separador trifásico, configura-se uma câmara de

96

sedimentação, na qual o lodo mais denso é removido da massa líquida e retornado ao

compartimento de digestão, enquanto as partículas mais leves são perdidas do sistema

juntamente com o efluente final (CHERNICHARO et al., 1999; KATO et al., 1999).

A instalação do separador de gases, sólidos e líquidos é que garante o retorno do

lodo e a elevada capacidade de retenção de grandes quantidades de biomassa, de

elevada atividade, sem a necessidade de qualquer tipo de meio suporte. Como resultado,

os reatores UASB apresentam elevados tempos de residência celular (idade do lodo), o

que permite acomodar altas cargas orgânicas volumétricas, com tempo de detenção

hidráulica curto, da ordem de grandeza de algumas horas. Isto leva a que o lodo

excedente, descartado do sistema, tenha alto grau de estabilização, requerendo depois

somente secagem (CHERNICHARO et al., 1999; KATO et al., 1999). A figura 22

mostra o desenho esquemático de um reator UASB.

Figura 22 - Desenho esquemático de um reator UASB. Fonte: CHERNICHARO et al., 1999.

Os filtros anaeróbios mais comuns consistem em um tanque cheio de pedras

britadas ou outro material inerte que serve de suporte para aderência e desenvolvimento

de microrganismos, constituindo um leito com elevado grau de vazios. Podem ter fluxo

ascendente, horizontal ou descendente. Nos filtros de fluxo ascendente, o líquido

penetra pela base, distribuído por um fundo falso ou tubos perfurados, flui através do

material de enchimento e é descarregado pelo topo, coletado em canaletas ou tubos

97

perfurados. Nos de fluxo descendente, o caminho é inverso e o leito pode ser submerso,

afogado, ou não (ANDRADE NETO et al.,1999a; CARVALHO; POVINELLI,1996;

KATO et al., 1999).

A retenção de sólidos de pequenas dimensões, até partículas muito finas e

coloidais, por contato com o material suporte recoberto de biofilme e por sedimentação

forçada nos interstícios; a ação metabólica dos microrganismos do biofilme e do lodo

retido nos interstícios, sobre a matéria dissolvida; constituem os principais fenômenos

que agem na depuração dos esgotos (ANDRADE NETO et al.,1999a).

Os filtros anaeróbios podem ser aplicados para tratamento de esgotos tanto

concentrados como diluídos. Contudo, como pode ocorrer o entupimento ou colmatação

de parte dos interstícios, seja pelo crescimento excessivo ou pela distribuição não

uniforme da biomassa, seja pelos sólidos do afluente que aí se acumulam; são mais

indicados para tratamento de esgotos mais solúveis, como característica própria, ou que

tenham tido os sólidos orgânicos de maiores dimensões retidos em unidade anterior,

como, por exemplo, um decanto-digestor (ANDRADE NETO et al.,1999a; KATO et

al., 1999).

O material suporte pode ser de vários tipos, sendo à eficiência, disponibilidade e

custo os fatores que devem ser levados em consideração na escolha deste material

(ANDRADE NETO et al.,1999a; CARVALHO; POVINELLI,1996). Além disso, os

materiais devem ter as seguintes características (CHERNICHARO, 1997):

a) leveza para permitir reduções significativas no custo das obras civis e permitir a

construção de filtros relativamente mais altos, os quais ocupam uma área

menor;

b) alta resistência estrutural para suportar o seu próprio peso e mais o peso da

biomassa que cresce aderida à sua superfície;

c) alta superfície específica para permitir a aderência de maior quantidade de

sólidos biológicos;

d) elevado índice de vazios para permitir uma maior área livre para a acumulação

de bactérias, bem como para diminuir a possibilidade de colmatação;

e) não devem apresentar formato achatado ou que propicie encaixe ou

superposição, que favoreçam a colmatação;

98

f) possibilitar a colonização acelerada dos microrganismos;

g) serem inertes do ponto de vista químico e biológico de modo que não haja

reação entre o meio e os microorganismos.

Usualmente, se usa pedras britadas com diâmetro entre 5 e 10cm. Além das

pedras, outros tipos de meio suporte tais como, elementos cerâmicos, elementos em

madeira, bambu, blocos modulares de plástico, cilindros vazados de plástico, esferas

perfuradas de plástico, etc; têm sido estudados. Porém, com o surgimento dos materiais

plásticos, promoveu-se verdadeira revolução em conseqüência das altas eficiências

obtidas, principalmente com os blocos modulares de fluxo cruzado (YOUNG; DAHAB,

1983 apud CARVALHO; POVINELLI, 1996). O material plástico apresenta a

vantagem de ser muito leve, o que facilita seu transporte e arranjo nos filtros, além de

ser altamente poroso (porosidade superior a 95%), o que permite maior acúmulo de

sólidos biológicos e minimiza a formação de zonas mortas (HENZE; HARREMÖES,

1983 apud CARVALHO; POVINELLI, 1996). A grande desvantagem deste material é

o custo, elevado quando comparado com os demais materiais (CARVALHO;

POVINELLI, 1996).

A altura do meio filtrante depende da taxa de carregamento orgânico aplicada, da

quantidade de sólidos suspensos do afluente, do tipo de meio suporte utilizado e do

sentido do escoamento no interior do leito filtrante. Quase todos os autores concordam

que praticamente não ocorrem melhorias no efluente para alturas do leito filtrante acima

de 1,20m e que a maior eficiência limita-se aos primeiros 60cm, nos filtros de fluxo

ascendente. Já nos filtros descendentes, a altura do leito não tem grande importância,

mas quanto maior a superfície de aderência e o volume de material suporte, melhor

(ANDRADE NETO, 1997 apud ANDRADE NETO et al., 1999a; CARVALHO;

POVINELLI, 1996).

As dimensões são condicionadas por fatores estruturais, disponibilidade de área e

dificuldade de escavação, e, nos de fluxo ascendente, pelo desempenho da altura do

leito filtrante. Geralmente são cobertos, mas podem ser implantados sem cobertura

quando não houver preocupação com maus odores. A cobertura é conveniente por

motivos estéticos e de controle de odores, mas acarreta dificuldades estruturais para

reatores grandes e tem custo elevado (ANDRADE NETO et al.,1999).

99

De forma geral, o efluente de um filtro anaeróbio é bastante clarificado e tem

relativamente baixa concentração de matéria orgânica, inclusive dissolvida, porém é

rico em sais minerais. Presta-se muito bem para a disposição no solo, tanto por

infiltração, como por irrigação (ANDRADE NETO et al., 1999a). A figura 23 apresenta

um desenho esquemático do funcionamento dos filtros anaeróbios.

Figura 23 - Desenho esquemático do funcionamento dos filtros anaeróbios. Fonte: KATO et al., 1999.

O reator de leito expandido/fluidificado é um reator vertical, de fluxo ascendente,

em que é mantida velocidade de escoamento ascensional adequada para promover a

suspensão das partículas componentes do leito, as quais geralmente têm tamanho entre

0,2 e 2,0mm. Estas partículas servem de suporte para os consórcios de microrganismos

que realizam a decomposição dos materiais degradáveis, presentes no afluente

(CAMPOS; PEREIRA, 1999).

A pequena dimensão das partículas proporciona grande superfície específica para

fixação dos microrganismos, ao mesmo tempo em que sua densidade, sendo maior que a

dos próprios microrganismos, possibilita a aplicação de velocidades relativamente altas,

sem ocorrer seu arraste pelo efluente (CAMPOS; PEREIRA, 1999).

Os reatores de leito expandido/fluidificado são constituídos por região de reação,

região de retenção de sólidos em suspensão, dispositivo de coleta de biogás e sistema de

recirculação (CAMPOS; PEREIRA, 1999), conforme esquematizado na Figura 24.

A região de reação consiste na parte do reator ocupada pelo leito, onde ocorre a

degradação do substrato. A região de retenção de sólidos suspensos, geralmente, é

100

incluída no próprio reator ou pode constituir uma unidade independente, sendo

empregada para evitar o carreamento de partículas suspensas no efluente tratado. O

dispositivo de coleta de biogás é semelhante ao utilizado nos reatores UASB, sendo, na

maioria dos reatores, instalado na parte superior da região de reação (CAMPOS;

PEREIRA, 1999).

Figura 24 - Esquema de funcionamento do reator de leito fluidificado/expandido. Fonte: CAMPOS; PEREIRA, 1999.

Embora com duas denominações, esses dois reatores têm configurações e

funcionamento bem semelhantes. A diferença básica se dá no grau de expansão do leito

de lodo, que na realidade é mais bem representado pelo grau de fluidificação. O termo

fluidificação é caracterizado pelas condições hidrodinâmicas no reator, que, na prática,

pode ser traduzido pela relação linear entre a perda de carga e a velocidade ascensional

do líquido aplicada ao reator. À medida que a velocidade ascensional aumenta, o leito

de lodo se expande gradativamente (CAMPOS; PEREIRA, 1999; KATO et al., 1999).

A partir de certo valor de velocidade ascensional, geralmente elevado, a perda de

carga no reator se torna constante e alcança a fluidificação do leito de lodo. Nesse

ponto, o peso de uma partícula do leito se iguala à força de arraste devido à velocidade

ascensional e o seu movimento é considerado livre em relação às demais. Utiliza-se

101

comumente o termo reator de leito expandido para aquele que não atingiu o estágio da

fluidificação, embora seja uma questão de terminologia, uma vez que o reator de leito

fluidificado é necessariamente um reator com o seu leito de lodo também expandido.

Alguns autores referem-se ao reator como sendo de leito expandido quando se atinge

um grau de expansão de cerca de 20% a 30%. Quando a expansão é maior, o

consideram como sendo de leito fluidificado. O grau de expansão é medido em relação

à altura do leito, quando estacionário (CAMPOS; PEREIRA, 1999; KATO et al., 1999).

A expansão do leito, parcial ou total, é muito importante, porque se pode obter

melhoria significativa do contato entre biomassa e esgoto, uma vez que eliminam os

problemas de entupimentos e outros que podem ser comuns aos reatores com leito

estacionário. Desde que sejam providos de um sistema adequado de retenção do lodo,

na prática, esses dois tipos de reatores podem reduzir substancialmente o tempo de

detenção hidráulica, levando à diminuição do volume necessário para o tratamento. Por

terem, caracteristicamente, maior altura, a menor área necessária para a base pode ser

também um fator interessante para a sua seleção (KATO et al., 1999).

2.4.3.4 Tratamento por Associação de Fossa Séptica com Filtro Anaeróbio

Como nem sempre um único tipo de reator biológico em conjunto com as demais

unidades não-biológicas pode atender a todos os requisitos de qualidade para o efluente

final, pode ser necessário associar um segundo ou vários reatores biológicos em série,

os quais podem ser ou não do mesmo tipo do primeiro (KATO et al., 1999).

Sistemas anaeróbios formados pela associação de Fossa Séptica com Filtro

Anaeróbio associam a grande capacidade de remoção de sólidos que tem a fossa, a qual,

entretanto, tem baixa capacidade de remoção de matéria orgânica; com a grande

capacidade de remoção de matéria orgânica que têm os filtros, desde que não haja

sólidos em suspensão no afluente, o que provocaria entupimento nos interstícios do

meio suporte, afetando assim a eficiência do filtro. Outras vantagens deste sistema são a

grande resistência à variação de vazões, a operação esporádica e o fato de não requerer

102

operador especializado. O custo de implantação é extremamente reduzido, entre

R$20,00 e R$50,00 por habitante (ANDRADE NETO et al., 2002; KATO et al., 1999).

A figura 25 apresenta um desenho esquemático da associação da fossa séptica

com filtro anaeróbio de fluxo ascendente.

Figura 25 - Esquema de funcionamento de tanque séptico associado a filtro anaeróbio de fluxo ascendente.

Fonte: KATO et al., 1999.

A eficiência operacional das fossas sépticas depende de vários fatores, tais como

(ANDRADE NETO et al., 1999):

a) carga orgânica volumétrica;

b) carga hidráulica;

c) geometria;

d) compartimentos e arranjo das câmaras;

e) dispositivos de entrada e saída;

f) temperatura;

g) condições de operação.

Os valores relativos à eficiência das fossas sépticas variam de acordo com a fonte

consultada, chegando ao dobro no caso da DBO. Segundo Jordão e Pessôa (2009) nas

fossas, a remoção máxima de DBO é de 30%, decaindo com o tempo, devido à falta de

limpeza. Ainda segundo Jordão e Pessôa (2009), a remoção dos sólidos suspensos pode

chegar a 50%. Para Andrade Neto e outros (1999) a eficiência da fossa séptica,

geralmente, varia entre 40% e 70% para remoção da DBO ou DQO e de 50% a 80%

para a remoção dos sólidos suspensos. De acordo com Chernicharo et al. (2001) a

eficiência de remoção da DBO varia entre 35% e 60%, tanto nas fossas sépticas quantos

nos Tanques Imhoff.

103

Oliveira (1983, apud ANDRADE NETO et al., 1999) estudou um sistema de

tanque séptico com duas câmaras em série, alimentado com esgoto bruto real por um

período de 16 meses, e concluiu que a primeira câmara propiciou remoção de cerca de

70% da DBO influente e a segunda câmara elevou a eficiência para 75%. A remoção de

sólidos suspensos na primeira câmara foi de 77%, chegando a 90% de remoção na

segunda câmara.

Além Sobrinho e Said (1991, apud ANDRADE NETO et al., 1999) investigando

fossas em série, obtiveram eficiência de remoção de 66%, para a DBO, 64%, para a

DQO e 59% para sólidos suspensos.

Nunes (1991, apud ANDRADE NETO et al., 1999) avaliou a eficiência de seis

tanques Imhoff, em condições normais de operação, obtendo resultado médio das

eficiências médias, na remoção da DBO, para os três melhores de 65% e para os seis,

56%.

Valentim e outros (2003) operaram experimento com três tanques sépticos

modificados em série, obtendo remoções médias de 45% para DQO, de 68% para

sólidos suspensos totais e de 100% para sólidos sedimentáveis ao final dos três tanques.

Ávila (2005) realizou experimento para estudar eficiências de tratamento de

esgoto com três sistemas compostos de um tanque séptico de câmara única seguido de

um filtro anaeróbio. As três fossas apresentaram eficiência média de remoção de 50,6%

em relação à DQO e de 54,3% em relação à DBO. Em relação aos sólidos suspensos

totais, a eficiência média de remoção foi de 71,2%.

Brito e Gonçalves (1984 apud ÁVILA, 2005) compararam o desempenho de sete

fossas, quatro convencionais e três inovadoras, com modificações hidráulicas, obtendo

eficiências nos modelos inovadores que variaram entre 72% e 93%, para redução da

DBO, e 90% a 98%, para remoção de sólidos suspensos.

Já a eficiência dos filtros na remoção da carga orgânica e dos sólidos está

associada à atividade biológica, a qual é muito influenciada pela temperatura e pelas

variáveis de projeto, tais como o tempo de detenção hidráulica e o tempo de retenção de

sólidos biológicos no interior do filtro (ou tempo de retenção celular), o qual depende da

capacidade de retenção do meio suporte e do tempo de detenção hidráulica.

104

Couto e Figueiredo (1992 apud ÁVILA, 2005) compararam as performances de

três tipos de filtro anaeróbio: um com recheio de brita n.º 4, outro com recheio de anéis

plásticos e o último com anéis de bambu. As eficiências obtidas foram bastante

semelhantes entre si, variando de 60 a 80% na remoção de DBO e de DQO, e de sólidos

suspensos na faixa de 70 a 80%, com carga orgânica de 1kg DQO/m3.dia e tempo de

detenção hidráulica de 8 horas.

Pinto e Chernicharo (1996, apud ÁVILA, 2005) monitoraram um filtro com

300mm de diâmetro interno, altura total de 1,50m e altura do leito filtrante de 1,0m. As

eficiências globais, para tempo de detenção hidráulica entre 6 e 24 horas, variaram entre

60 e 70% em termos de DBO e DQO, bruta e filtrada. A concentração de sólidos

suspensos ficou sempre abaixo de 60mg/L.

Ávila (2005) analisou a eficiência de três conjuntos formados por fossas sépticas

seguidas de filtros anaeróbios nos quais se variou o material de enchimento dos filtros,

bem como a altura deste material dentro do filtro, variando-se a posição da saída. A

tabela 17 apresenta as eficiências médias de remoção obtidas em cada um dos filtros, no

que refere-se à DQO, DBO e sólidos suspensos totais. As eficiências obtidas pelo

conjunto fossa-filtro estão apresentadas na tabela 18.

Tabela 17 – Eficiência de Remoção de DQO, DBO e SST em filtros anaeróbios preenchidos com diferentes tipos de meio suporte.

Material de enchimento do filtro Parâmetro (Eficiência de Remoção em %)

DQO DBO SST Anéis de Plásticos 35,9 35,8 62,9

Brita 4 46,1 33,0 64,0 Cubos de Espuma 44,3 39,1 57,5

Fonte: Adaptado de ÁVILA, 2005.

Tabela 18 – Eficiência de Remoção de DQO, DBO e SST em conjuntos fossa séptica - filtros anaeróbios, preenchidos com diferentes tipos de meio suporte.

Material de enchimento do filtro Parâmetro (Eficiência de Remoção em %)

DQO DBO SST Anéis de Plásticos 65,9 66,8 87,9

Brita 4 66,9 59,3 89,9 Cubos de Espuma 67,8 62,4 87,6

Fonte: Adaptado de ÁVILA, 2005.

Galvão Júnior e outros (2001) analisaram os resultados operacionais de quatro

sistemas decanto-digestor seguidos de filtro anaeróbio operados pela SABESP em

105

comunidades com população inferior a 2.000 habitantes, a partir de dados históricos

coletados no período de 1993 a 2000. Os sistemas apresentaram eficiência de 83% na

remoção da DBO e 81% na remoção da DQO, considerando-se uma média das

eficiências médias. Os dois sistemas analisados com dados mais recentes, de 1997 a

2000, um com 100 e outro com 250 ligações de esgoto, apresentaram eficiências médias

de 87% e 81% na remoção da DBO. Em nenhum dos sistemas, em condições reais de

operação, a eficiência média de remoção da DBO foi inferior a 80%.

Nas análises feitas por Oliveira e Von Sperling (2005) em 19 estações de

tratamento constituídas de sistemas fossa-filtro, foi constatado que essas estações

obtiveram eficiência média de remoção de DBO de 59%, de 51% para DQO e de 66%

para sólidos suspensos totais. Vale ressaltar que o esgoto afluente a estas estações tinha

características de um esgoto muito forte (ver tabela 9), pois a DBO média afluente era

de 665mg/l, a DQO média de 1.398mg/l e SST 479 mg/l.

Vargas e outros (2000) estudaram um sistema composto de tanque séptico

prismático regular com duas câmaras em série, acoplado diretamente a um filtro de

fluxo ascendente. Este conjunto, por sua vez, foi conectado a quatro filtros anaeróbios

de fluxo descendente com diferentes tipos de enchimento. Nos quatro filtros, foram

analisadas a eficiência de remoção da DBO, que foi de 72% para o filtro com

enchimento de tijolo de oito furos, 77% para o filtro com enchimento de brita comercial,

75% para o filtro com enchimento de seixo rolado e 78% para o filtro com enchimento

de brita número 4. Em relação à DQO, foi analisado o efluente de saída do filtro de

fluxo ascendente, o qual indicou que o conjunto formado apenas pela fossa séptica e

pelo filtro de fluxo ascendente apresentou eficiência de remoção de 68%. Ainda em

relação à DQO, foram analisados os efluentes dos filtros enchidos com brita comercial e

com brita 4, os quais apresentaram eficiência semelhantes, 77% e 78%,

respectivamente.

Ganske e Zanotelli (2007) analisaram os efluentes de onze sistemas fossa filtro

instalados na Bacia do Rio Cubatão Norte, em Joinville, das quais dez apresentaram

indícios de problemas operacionais ou de procedimento de coleta, tendo em vista que os

valores de saída estavam mais altos ou muito próximos dos valores de entrada. O

sistema que não apresentou problema teve eficiência média de 95% para remoção de

106

Coliforme Total, 60% para DBO, 78% para DQO, 70% para Fósforo, 84% para

Nitrogênio e 98% para Sólidos Suspensos.

2.4.4 Disposição no solo

A disposição de esgotos no solo tanto pode ser uma forma de disposição final ou

de tratamento, ou ambas. Parte das águas dos esgotos dispostos no solo incorpora-se às

plantas e ao próprio solo, umedecendo-o e a parte excedente, geralmente a maior, ou

segue para recarregar o aquífero subterrâneo ou escoa até um corpo receptor, em melhor

grau de pureza devido à ação do sistema solo-planta, ou retorna para a atmosfera pelo

processo de evapotranspiração (CORAUCCI FILHO et al., 1999).

Assim como na água, onde através de mecanismos físicos, químicos e biológicos

o esgoto é purificado, o solo também é um meio de depuração natural dos esgotos. O

solo é um meio físico formado por substâncias minerais e orgânicas que, juntamente

com a vegetação superior, a energia solar e a água; asseguram a continuidade do ciclo

de transformação da matéria orgânica disposta em energia renovável. À medida que o

esgoto penetra no solo, a matéria orgânica é submetida a vários processos físicos,

químicos e bioquímicos que a transformam em compostos mais simples (CORAUCCI

FILHO et al., 1999; 2001; PAGANINI, 2003).

A predominância do formato granular confere ao solo propriedades tais como

porosidade, permeabilidade, textura e outras que o tornam um ambiente propício para a

existência de um grande número de seres vivos microscópicos, vegetais e animais.

Paganini (2003) considera que ao menos quatro propriedades do solo são muito

importantes para que seja utilizado como local de disposição de esgotos, quer seja

tratado ou não: capacidade de troca iônica, capacidade tampão, filtrabilidade e

microbiologia. Ainda segundo Paganini (2003), de diversas formas, cada tipo de solo

sofre as influências dessas propriedades. A resultante das ações sinergéticas ou

inibitórias é que define o comportamento do solo na depuração dos esgotos.

A capacidade de troca iônica está relacionada à retenção de íons metálicos

trazidos pelo esgoto e com impedir que estes venham a alcançar as águas subterrâneas

107

ou superficiais, bem como os tecidos vegetais. Representa a quantidade total de cátions

e ânions absorvidos por unidade de peso. Solos úmidos possuem capacidade de troca de

cátions variando de moderada a elevada, porém baixa capacidade de troca de ânions

(PAGANINI, 2003).

A capacidade ou poder tampão do solo diz respeito à resistência do solo em ter o

valor de seu pH alterado, o que influi na capacidade de absorção de nutrientes

(CARVALHO et al., 2005; USEPA, 2006).

A filtrabilidade está relacionada à capacidade do solo de funcionar como um filtro

físico de partículas em suspensão. Solos permeáveis, de textura intermediária, possuem

conteúdo coloidal suficiente para reter partículas, constituem os melhores filtros

(PAGANINI, 2003).

A aplicação de esgoto no solo altera a microbiologia do solo. Os microrganismos

do solo, como os contidos no esgoto, transformam os compostos existentes no esgoto de

forma que elementos tais como Nitrogênio, Fósforo, Carbono e Enxofre, possam ser

absorvidos pelas plantas.

Com a disposição dos esgotos no solo, obtêm-se a eficiência pretendida pelos

tratamentos convencionais terciários, a custos muito menores. Além disso, os nutrientes

contidos nos esgotos permitem a substituição ou a redução do uso dos fertilizantes

químicos e o reúso da água para vários fins (CORAUCCI FILHO et al., 1999).

2.4.4.1 Histórico

Apesar da aplicação dos esgotos no solo ser uma prática muito antiga, somente no

século XIX foram desenvolvidos estudos que a desenvolveram como técnica de

tratamento de esgotos. Até então, não havia compatibilidade entre a necessidade de se

aplicar esgotos ao solo, visando à purificação deste, e a necessidade de água, via esgoto,

dos cultivos. Assim, era comum que em determinados períodos do ano, quando a

demanda agrícola era pequena ou nula, os esgotos fossem desviados para os rios

(JEWELL; SEABROOK, 1979).

108

A primeira evidência científica de que a aplicação de esgotos não era apenas um

processo de disposição no solo, e sim um processo de purificação, foi dada por Edwin

Frankland, que em 1868, iniciou uma série de experimentos nos quais a aplicação de

esgoto não era feita de forma contínua e sim intermitente. Em 1871, Denton aplicou os

conceitos estabelecidos por Frankland em escala real e com o sucesso obtido, logo

outros engenheiros também passaram estes conceitos (ALLEMAN, s/d; JEWELL;

SEABROOK, 1979).

2.4.4.2 Métodos de disposição de efluentes no solo

Do ponto de vista do reúso agrícola, os métodos de disposição de esgoto no solo

de interesse são o de escoamento a superfície, o de infiltração rápida e o de infiltração

lenta (PAGANINI, 2003; USEPA, 2006).

O método de infiltração rápida, também conhecido como infiltração-percolação,

visa recarregar aqüíferos rasos, propiciando o tratamento do esgoto através da

infiltração. A água percola através do solo nas regiões não saturadas, até a superfície do

aqüífero, que funciona como um reservatório, o qual permite a posterior captação do

efluente infiltrado, já tratado, para utilização em diversos fins, como mostra a figura 26.

Durante este processo de tratamento, ocorrem fenômenos físicos, biológicos e químicos,

principalmente nas camadas de solo mais próximas à superfície. Dos três métodos, é o

que requer menos área para implantação (CORAUCCI FILHO et al., 1999; 2001;

USEPA, 2006).

Os processos de infiltração rápida têm essa denominação devido à alta taxa com

que o efluente é aplicado sobre o solo e à velocidade de infiltração deste no terreno.

Estas características são típicas de solos arenosos. Terrenos com declividades suaves, de

4 a 6%, são os mais apropriados e, normalmente, a aplicação é feita de forma

intermitente, por inundação, de modo a permitir um período de descanso para o solo, no

qual ele seca e restabelece as condições aeróbias. Entretanto, a aplicação de forma

contínua pode ser feita, desde que com baixas taxas de aplicação (CORAUCCI FILHO

et al., 2001; FONSECA, 2005; USEPA, 2006). Segundo a USEPA (1981; 2006), as

109

taxas de aplicação usuais variam de 10 a 240cm por semana, taxas equivalentes às

citadas por Crites e outros (2000).

Figura 26 – Infiltração Rápida Fonte: Adaptado de USEPA, 2006.

As taxas de infiltração e a capacidade de tratamento do solo são influenciadas pelo

tipo e pelas características do perfil do solo, pela profundidade da bacia e pelo tempo

dos ciclos de inundação e de secagem. A tendência deste sistema é de, com o tempo,

perder a capacidade drenante e eficiência, com possível intumescimento. A salinização

e a colmatação do solo são fatores que também podem contribuir para esta perda

(CORAUCCI FILHO et al., 1999; 2001).

A camada superficial de solo deve ser espessa o suficiente para evitar a

contaminação do lençol subterrâneo (CORAUCCI FILHO et al., 2001). Segundo

Fonseca (2005), a profundidade mínima do lençol freático deve ser de 1,50m, sendo

recomendável, por segurança, profundidades maiores de 4,50m. Entretanto, estudos

realizados por Teixeira e Nadai Andreoli (1999) indicaram que a utilização de um pré-

110

filtro como camada superficial ao leito filtrante tornou possível a aplicação de efluentes

em bacias de infiltração rasas, com espessura da camada filtrante da ordem de 50cm.

Para que a taxa de infiltração de esgoto no solo seja elevada, este sistema requer

um pré-tratamento mínimo, equivalente a uma decantação primária. Assim evita-se que

a superfície do solo seja colmatada, o que reduz a taxa de infiltração. Entretanto, os

estudos realizados por Teixeira e Nadai Andreoli (1999) indicaram que a diminuição da

taxa de infiltração, devido à colmatação, favoreceu ao polimento do efluente no que

refere-se à DQO e SST (CORAUCCI FILHO et al., 2001).

Os sólidos suspensos e a matéria orgânica particulada são removidos através da

filtração que ocorre ou na camada superficial do solo ou na camada subjacente a esta. A

matéria orgânica solúvel é adsorvida pelo solo ou removida pela biota do solo durante a

percolação. As bactérias costumam ficar retidas na camada superficial do solo, por

filtração, embora a adsorção também possa ser relevante. Usualmente a redução de

coliformes fecais é da ordem de 102 a 103 Unidades Logarítmicas. Protozoários e

Helmintos, por serem de grande tamanho, costumam ficar retidos na camada superficial

do solo, por filtração. Os Vírus, devido ao seu tamanho menor, não são retidos por

filtração na camada superficial do solo, sendo removidos, principalmente, por adsorção

(CORAUCCI FILHO et al., 2001; USEPA, 1981; 2006).

A assimilação de Nitrogênio pelas plantas é desprezível devido à alta velocidade

de infiltração. Assim, a remoção de Nitrogênio se dá, principalmente, por nitrificação

seguida de desnitrificação. Análises feitas em seis locais situados nos Estados Unidos, e

em outro situado em Israel (CRITES, 1985 apud USEPA, 2006), indicaram que a

remoção de Nitrogênio variou de 38% a 93%, com média de 61% (USEPA, 2006).

No caso do Fósforo, sua retirada do efluente varia de acordo com o tipo de solo e

se dá através dos processos de adsorção e precipitação química. Análises feitas em oito

locais, todos situados nos Estados Unidos, indicaram que a remoção de Fósforo variou

de 29% a 99%, a depender da concentração no efluente e das condições de aplicação

(USEPA, 1981 apud USEPA, 2006). Em seis destes locais, para determinadas

condições de aplicação, a remoção mínima foi de 85% (CORAUCCI FILHO et al.,

2001; USEPA, 2006).

111

O método de infiltração lenta, ou irrigação, consiste na aplicação controlada de

esgoto sobre uma superfície recoberta com vegetação, visando fornecer água e

nutrientes para o crescimento de cultivos, quer seja na agricultura ou na silvicultura.

Parte do esgoto aplicado é evaporada e parte é percolada, podendo atingir o lençol

freático. A maior parte é absorvida pelas plantas e transpirada para a atmosfera. Esse

método é aplicado em solos de permeabilidade moderada lenta para moderada rápida e

cuja profundidade do lençol freático esteja, no mínimo, a 60cm da superfície, para que

não ocorra contaminação (FONSECA, 2005; PAGANINI, 2003).

Assim como na irrigação com água doce, a irrigação pode ser feita por diferentes

métodos, tais como (CORAUCCI FILHO et al., 2001; PAGANINI, 2003):

a) aspersão;

b) inundação;

c) sulcos;

d) localizada (gotejamento e microaspersão);

e) subsuperficial.

Na irrigação por aspersão, o esgoto é conduzido por tubulações pressurizadas e a

aplicação no solo se dá sob a forma de gotas, por meio de aspersores que podem ser

fixos ou móveis. A pressão é mantida por bombas ou por reservatórios situados em

nível superior ao do local de plantio. Este método de irrigação é o de custo mais

elevado, já que necessita de bombas, tubulações e aspersores; bem como mão de obra

qualificada para operar. Entretanto, do ponto de vista agrícola, é o mais eficiente,

distribuindo de forma mais uniforme no terreno a lâmina líquida aplicada. A forma de

aplicação, gotas, não provoca erosão no solo, o que permite a aplicação em terrenos de

relevo irregular e com grande declividade, limitada à faixa de 15 a 20% devido à

dificuldade de se obter a infiltração da totalidade dos esgotos em declividades maiores.

A condução por pressão e aplicação por aspersão permitem que este método seja

aplicado em solos cobertos por qualquer tipo de vegetação, inclusive árvores, porém

também possibilita a contaminação da cultura que estiver sendo irrigada. Para evitar

entupimento nos aspersores, é recomendado que o esgoto aplicado seja submetido a um

pré-tratamento de modo que os sólidos sejam retidos (PAGANINI, 2003; PESCOD,

1992). A figura 27 mostra um sistema de irrigação por aspersão.

112

Figura 27 – Sistema de irrigação por aspersão Fonte: PAZ, 2006.

Na irrigação por inundação, a aplicação do esgoto é feita em um terreno plano ou

pouco ondulado, com declividade de 4 a 6%, limitado por diques. O terreno é inundado

e, portanto, só deve ser aplicado em culturas que resistam a inundações frequentes e em

solos que tenham baixa capacidade de infiltração. Tal como a irrigação por sulcos, tem

baixo custo de implantação e de operação. Entretanto, tem o inconveniente de permitir a

proliferação de insetos, além de fazer com que a cultura esteja permanentemente em

contato com o esgoto (BERNARDO, 1987; PAGANINI, 2003; PESCOD, 1992). A

figura 28 mostra um sistema de irrigação por inundação.

Figura 28 – Sistema de irrigação por inundação.

Fonte: ANDRADE, 2001.

A irrigação por sulcos consiste na condução do esgoto em pequenos canais ou

sulcos escavados no solo, paralelamente às fileiras das plantas, durante o tempo

necessário para que o esgoto, infiltrado ao longo do sulco, possa umedecer o solo na

zona radicular da cultura. Para se evitar que ocorra erosão devido à velocidade do

escoamento, a declividade do terreno deve ser limitada a 2%. Este método é o que

requer mais mão de obra, entretanto é o de mais baixo custo de implantação e operação.

113

Do ponto de vista do potencial de contaminação do cultivo, o risco é baixo, tendo em

vista que o esgoto não tem contato direto com a cultura (BERNARDO, 1987; PESCOD,

1992). A figura 29 mostra um sistema de irrigação por sulcos.

Figura 29 – Sistema de irrigação por sulcos Fonte: PAZ, 2006.

Nos métodos de irrigação superficial, inundação e sulcos, é necessário um

gradeamento simples para a retirada dos sólidos grosseiros, previamente à aplicação,

com o propósito de evitar problemas no sistema de distribuição (CORAUCCI FILHO et

al., 2001; PESCOD, 1992).

Quanto maior for a textura do solo, maior será a vantagem do método de irrigação

por aspersão em relação aos métodos de irrigação superficial, sulco e inundação, já que

os solos arenosos e franco-arenosos, por terem alta capacidade de infiltração, e

consequentemente baixa capacidade de retenção, requerem irrigações mais frequentes,

com menor volume de aplicação, o que é mais fácil de ser obtido na irrigação por

aspersão (BERNARDO, 1987)

A irrigação por gotejamento consiste na aplicação do esgoto, sob pressão,

diretamente sobre a zona radicular, com baixa taxa de aplicação, porém alta frequência,

de modo que a umidade no solo permanece praticamente constante, próxima a

capacidade de retenção do solo (capacidade de campo). A aplicação é feita por meio de

tubos de diâmetro pequeno, geralmente menor que 25mm, com furos ou dispositivos

que permitem o gotejamento uniforme ao longo da extensão do tubo (BERNARDO,

1987; PAGANINI, 2003; PESCOD, 1992).

114

Dos métodos de irrigação, é o que menos gasta água, entretanto é o de custo mais

elevado, tendo em vista a necessidade de equipamentos e de pressurização, bem como a

grande quantidade de tubos. Outro inconveniente deste método é a necessidade de se

utilizar filtros para impedir o entupimento dos orifícios (BERNARDO, 1987;

PAGANINI, 2003; PESCOD, 1992). A figura 30 mostra um sistema de irrigação por

gotejamento.

Figura 30 – Sistema de irrigação por gotejamento Fonte: PAZ, 2006.

A irrigação subsuperficial é uma variante da irrigação por gotejamento, na qual a

aplicação do esgoto se dá abaixo da superfície (PAGANINI, 2003).

Em condições normais, o tipo de método de irrigação escolhido depende das

condições de abastecimento de água, do clima, do solo, das culturas a serem cultivadas,

do custo do método de irrigação e da capacidade do agricultor para gerir o sistema.

Quando se utilizam águas residuárias, outros fatores, tais como a contaminação das

plantas e dos produtos colhidos, dos trabalhadores agrícolas e do meio ambiente, bem

como os riscos de salinização e toxicidade, devem ser considerados. A seleção do

método adequado permite reduzir os efeitos indesejáveis da utilização de águas

residuárias na irrigação (PESCOD; 1992).

Em relação à taxa de aplicação a irrigação tem duas variantes. Na primeira delas,

cujo foco é o tratamento do esgoto, o objetivo é aplicar o máximo de esgoto sobre a

menor área possível, o que normalmente significa uma quantidade maior do que a que o

cultivo necessita. Assim, as opções de cultivo são restritas e, além disso, o valor de

mercado dos produtos resultantes da colheita também pode vir a ser afetado. O limite do

115

quanto a ser aplicado é dado pela capacidade de infiltração do solo ou pela carga de

Nitrogênio aplicada, que tem que ser tal que não haja adição de nitrato ao lençol freático

em teores que possam provocar danos à saúde (CRITES et al., 2000; LEAL et al., 2009;

USEPA, 2006).

O objetivo da primeira variante leva a que usualmente os esgotos sejam aplicados

sobre gramíneas perenes, já que esta estas espécies permitem um aplicação prolongada,

evitando plantio e cultivo anuais; taxas de aplicação mais elevadas, além de maior

remoção de Nitrogênio, comparado com outros cultivos. Entretanto, existem áreas onde

se aplica esgoto com este objetivo, nas quais se cultiva milho e outros cultivos de maior

valor de mercado, a exemplo do que acontece em Muskegon, nos Estados Unidos, onde

o esgoto, pré-tratado em sistema de lagoas aeradas, é aplicado sobre uma área onde se

cultiva milho, alfafa e soja. A aplicação na silvicultura também proporciona longos

períodos e elevadas taxas de aplicação, entretanto pode resultar em menor remoção de

Nitrogênio do que a que se obtêm nas gramíneas perenes, a depender do tipo de árvore e

do estágio de crescimento desta (CRITES et al., 2000).

Na segunda, o foco é no rendimento do cultivo, já que o objetivo é aplicar o

mínimo de água possível, de modo que os cultivos possam vir a se sustentar, permitindo

assim utilizar o efluente para irrigar uma área maior, tal como em um sistema de

irrigação que utiliza água doce. Geralmente, em regiões semiáridas, onde a água é um

recurso escasso, se utiliza a segunda variante e em regiões úmidas, onde a água não tem

a mesma importância e as terras têm mais valor, se busca diminuir a área ocupada e os

custos com distribuição (CRITES et al., 2000; LEAL et al., 2009; USEPA, 2006).

Tal como na infiltração rápida, a remoção dos sólidos suspensos e da matéria

orgânica se dá através de filtração e pela ação das bactérias na camada superficial do

solo ou na camada subjacente a esta durante o processo de percolação do esgoto. Os

mecanismos de remoção dos patógenos são semelhantes aos da infiltração rápida. Caso

não haja tratamento preliminar, os Protozoários e Helmintos, por serem de grande

tamanho, costumam ficar retidos na camada superficial do solo, por filtração.

Usualmente a redução de coliformes fecais é da ordem de 105 Unidades Logarítmicas

(USEPA, 1981; 2006).

116

A assimilação pelas plantas é a principal forma de remoção do Nitrogênio. De

forma secundária, também há remoção por nitrificação e desnitrificação, bem como por

volatização da Amônia e retenção no solo. Análises feitas em cinco locais situados nos

Estados Unidos, sendo que em um deles a aplicação do esgoto se deu na silvicultura e

nos demais na agricultura, indicaram que a remoção de Nitrogênio variou de 67% a

83%, com média de 77% (USEPA, 1981).

No caso do Fósforo, sua retirada do efluente varia de acordo com o tipo de solo e

se dá através dos processos de adsorção e precipitação química. Análises feitas em nove

locais, todos situados nos Estados Unidos, sendo que em dois deles a aplicação do

esgoto se deu na silvicultura e nos demais na agricultura, indicaram que a remoção de

Fósforo variou de 44% a 99%, a depender da concentração no efluente e das condições

de aplicação. Em oito destes locais, para determinadas condições de aplicação, a

remoção mínima foi de 95% (USEPA, 1981).

Cartaxo (2003) aplicou em um solo arenoso, através de irrigação, o efluente da

ETE Mangeira, a qual trata parte dos esgotos gerados pela cidade do Recife e é

composta de reator UASB seguido de lagoa de polimento. Foram utilizados os métodos

de irrigação por sulcos e localizada (gotejamento) subterrânea e superficial, sendo que

no primeiro método aplicou-se o efluente no cultivo do milho (Zea mays L.) e nos dois

últimos no cultivo da acerola (Malpighia ermaginata D.C.). Como referência, também

foi utilizada água da COMPESA para irrigar o cultivo do milho, utilizando-se também

do método de irrigação por sulcos. Todas as quatro áreas irrigadas tinham o mesmo

tamanho, 20x8m e nelas foram instalados drenos subterrâneos para captar o líquido

percolado.

Comparando-se a média aritmética dos resultados da análise da DBO do efluente

coletado na saída da lagoa de polimento com os coletados nos drenos subterrâneos

instalados nas áreas plantadas, obteve-se eficiência de remoção de 78% na irrigação por

sulcos, 58% na irrigação por gotejamento subterrâneo e de 74% na irrigação por

gotejamento superficial. Segundo o autor, os resultados mostram a importância da

retenção da matéria orgânica na superfície, fato que não ocorreu na irrigação por

gotejamento subterrâneo, tendo em vista que o efluente da lagoa de polimento foi

aplicado próximo às raízes da acerola, a 10cm de profundidade.

117

Vale ressaltar que a eficiência de remoção foi afetada pelo fato do solo ter

incorporado matéria orgânica ao líquido percolado, o que foi comprovado pela detecção

de matéria orgânica no dreno situado na área irrigada com água da COMPESA. Outro

aspecto a ser considerado, é que neste trabalho também foi feita coleta na entrada da

área irrigada por gotejamento subterrâneo, que mostrou DBO 50% inferior a da coletada

na saída da lagoa de polimento, indicando que a eficiência obtida seria menor caso a

comparação fosse feita com efluente coletado nas caixas de entrada de cada uma das

áreas irrigadas.

Quanto aos indicadores de contaminação fecal, foram verificadas as

concentrações de coliforme total e coliforme fecal no líquido percolado. No que tange a

coliforme fecal, em todas as áreas irrigadas, a média geométrica das concentrações foi

muito baixa, praticamente nula (valor máximo de 2,29 E+00 NMP/100ml e mínimo de

1,41E+00 NMP/100ml), sendo que as menores concentrações foram obtidas através da

aplicação por gotejamento superficial, seguida da por sulcos com água da COMPESA,

por gotejamento subterrâneo e por sulcos com esgoto. As concentrações relativas à

coliforme total, média geométrica, foram maiores do que as de coliforme fecal (valor

máximo de 1,33E+02 NMP/100ml e mínimo de 3,38E+01 NMP/100ml), indicando

contaminação por bactérias do grupo coliforme, de origem não fecal.

Com relação às concentrações de nitrito e nitrato, as análises indicaram

concentrações médias inferiores no efluente coletado na saída da lagoa de polimento do

que as obtidas nas coletas do efluente percolado pelas áreas irrigadas. Tal como ocorreu

em relação à DBO, o efluente coletado na entrada da área irrigada por gotejamento

subterrâneo apresentou valor médio relativo a nitrito superior ao do coletado na saída da

lagoa de polimento. A tabela 19 apresenta os valores médios das concentrações de

nitrito e nitrato nos diversos pontos de coleta.

Silva (2003) aplicou efluente tratado em reatores anaeróbios de fluxo ascendente,

preenchidos com leito de bambu, para irrigar um cultivo de milho, tendo realizado três

safras. O sistema de irrigação implantado constou de três parcelas, nas quais foram

aplicadas três lâminas de irrigação distintas, correspondentes às profundidades de

irrigação de 20cm, 40cm e 60cm. Todos os sulcos eram nivelados e tinham 4m de

comprimento. Para comparação, utilizou-se água potável para irrigar outra área de igual

118

configuração. O conjunto de três parcelas irrigadas com esgoto e três parcelas irrigadas

com água potável foi repetido por três vezes. Para coletar amostras do líquido

percolado, foram implantados coletores de drenagem livre a sucção no centro das

parcelas, nas profundidades de 25cm, 50cm e 75cm.

Tabela 19 – Concentrações Médias de Nitrito e Nitrato (mg/L)

Ponto de Coleta Concentração Média (mg/L)

Nitrato Nitrito Saída da lagoa 0,09 0,02 Entrada da área irrigada por gotejamento subterâneo 0,09 0,05 Sáida da área irrigada por gotejamento subterâneo 0,13 0,04 Sáida da área irrigada por gotejamento superficial 0,31 0,04 Sáida da área irrigada por sulcos com esgoto 0,61 0,04 Sáida da área irrigada por sulcos com água da COMPESA 0,41 0,02 Fonte: Cartaxo, 2003.

As análises feitas mostraram eficiência de 95% na remoção da DBO e da DQO e

indicaram uma tendência de redução de ambos os parâmetros ao longo do perfil do solo.

Não foram observadas diferenças significativas relativas a estes parâmetros nas três

profundidades de irrigação utilizadas. Cerca de 75% dos resultados relativos a DBO

estiveram na faixa de 2 a 5mg/L.

Em relação aos sólidos, a eficiência de remoção foi da ordem de 90% tanto para

os suspensos (SST) quanto para os voláteis (SVT). Não foi observada tendência de

alteração nas concentrações ao longo do perfil do solo, nas três profundidades de

irrigação utilizadas. Comparando as concentrações de sólidos suspensos nos períodos de

chuva com as dos períodos secos, o autor chegou à conclusão de que estas foram pouco

influenciadas pelo efluente anaeróbio aplicada na irrigação, sendo mais influenciada

pela lixiviação causada pelas chuvas.

Quanto aos nutrientes, as análises mostraram redução de 99% de Nitrogênio

Amoniacal, sendo que os resultados mais elevados foram observadas na profundidade

de 25cm e nas demais profundidades, 50cm e 75cm, os valores foram mínimos. Os

resultados mostraram que apenas 4% do Nitrogênio Amoniacal foi convertido em

nitrato e nitrito, sendo a maior parte retida no solo. As concentrações relativas a nitrito

foram inferiores a 1mg/L, limite máximo estabelecido pela portaria 518/2004 do

Ministério da Saúde. Entretanto, as de nitrato ultrapassaram o limite de 10mg/L,

estabelecido pela referida portaria, no efluente coletado a 75cm, com profundidades de

119

irrigação de 40cm , na segunda safra, o mesmo acontecendo na terceira safra, sendo que

nesta última safra o limite também foi ultrapassado no efluente coletado a 25cm. Na

profundidade de 20cm, o limite foi ultrapassado no efluente coletado a 25cm.

Vale ressaltar que na profundidade de 20cm a amostra foi suficiente para se obter

resultados apenas no efluente coletado a 25cm. Em relação ao Fósforo, as análises

mostraram redução da ordem de 95%.

A redução de coliformes totais e fecais foi da ordem de 65% e não se observou

redução significativa destes parâmetros ao longo do perfil do solo, nas três

profundidades de irrigação utilizadas.

No método de escoamento à superfície, também conhecido como escoamento

superficial, o esgoto é filtrado e estabilizado ao escoar pela superfície uniforme de um

terreno pouco permeável, geralmente solos argilosos; ligeiramente inclinado, entre 1 e

12%, sendo que o intervalo ótimo está entre 2 e 8%; e recoberto por uma vegetação

(CORAUCCI FILHO et al., 1999; PAGANINI, 2003). A figura 31 mostra a seção

transversal típica de um sistema de tratamento por escoamento superficial.

Figura 31 – Escoamento Superficial (Seção Típica). Fonte: CORAUCCI FILHO et al., 1999.

Os limites de declividade recomendados visam, no limite mínimo, evitar a

estagnação do esgoto, que, caso ocorresse, tornaria a digestão do esgoto anaeróbia, com

consequente liberação de gases e proliferação de insetos. No limite máximo, visam

evitar a erosão do solo e o surgimento de caminhos preferenciais, curto circuitos, que

diminuem a eficiência do tratamento (PAGANINI, 2003).

120

O solo, a princípio deve ter baixa permeabilidade, menor que 15 mm/h, entretanto

este método também pode ser aplicado em solos de permeabilidade moderada, de 15 a

50 mm/h, já que com o tempo os vazios podem vir a ser preenchidos pelos sólidos do

afluente (colmatação) e pelo crescimento vegetal. A utilização de máquinas para

adequar ao terreno, durante a construção do sistema, também pode alterar a

permeabilidade (CORAUCCI FILHO et al., 2001).

A vegetação propicia uma camada suporte onde os microrganismos se

estabelecem, sendo a principal área de tratamento. Devido à presença dos nutrientes

aplicados e ao excesso de água, a vegetação cresce muito rapidamente, exigindo maior

freqüência de poda. Além de participar do tratamento, a vegetação propicia a

estabilidade do terreno, diminuindo a velocidade do fluxo, evitando assim que o terreno

eroda. O corte e a venda da vegetação podem servir de receita, atenuando os custos

operacionais. O tipo de vegetação que melhor se adapta a este tipo de tratamento são as

gramíneas que têm longo tempo de crescimento, alta tolerância à umidade e longa

formação de raízes (CORAUCCI FILHO et al., 1999; USEPA, 2006). Sezerino e

Philippi (1998) citam também a utilização de juncáceas e tifáceas.

O esgoto aplicado geralmente é tratado, sendo este tipo de tratamento utilizado

para polimento de efluentes oriundos de tratamento secundários, embora haja registro de

sua utilização para tratar efluentes oriundos de tratamento primário, como em Werribee,

na Austrália. Este método também foi cogitado para tratar o esgoto bruto da cidade de

Karachi, no Paquistão. Como o método requer que o solo descanse após um período de

aplicação, a área total geralmente é dividida em áreas menores de modo que fluxo de

aplicação possa ser contínuo, porém alternando-se as áreas.

A frequência de aplicação usual é de 6 a 12h/dia, de 5 a 7 dias por semana.

Excepcionalmente, pode se ter aplicações contínuas, 24h/dia, por um período curto

(PESCOD, 1992; USEPA, 2006). De acordo com Coraucci Filho e outros (1999), a

taxa de aplicação usualmente varia entre 0,06 e 0,24m³/h.m. Entretanto, segundo a

USEPA (2006), a taxa mínima seria de 0,09m³/h.m (para afluentes submetidos apenas a

gradeamento, em regiões de clima frio e tendo por objetivo efluentes com DBO de

10mg/L e Sólidos Suspensos Totais de 15mg/L) e a taxa máxima seria de 0,48m³/h.m

121

(para afluentes submetidos a tratamento secundário, em regiões de clima quente e tendo

por objetivo efluentes com DBO e SST inferiores a 30mg/L).

O esgoto é distribuído a partir da parte superior, a partir do qual o escoamento se

dá através de um fluxo laminar sobre a vegetação. Ao final da rampa, o esgoto é

coletado por um canal e descarregado no corpo receptor. Isto faz com que neste método

seja possível efetuar ajustes operacionais, já que se pode avaliar a qualidade do efluente

final. Durante o percurso na rampa, o esgoto interage com o solo, com a vegetação e

ocorre evapotranspiração. Devido à baixa permeabilidade do terreno, a percolação não é

significativa (CORAUCCI FILHO et al., 2001; USEPA, 2006).

Tal como nos outros métodos de disposição no solo, a redução da carga orgânica é

eficiente. O principal mecanismo de remoção da matéria orgânica solúvel contida no

afluente é o de oxidação biológica, que ocorre no terço superior da rampa, sendo

realizada pelos microorganismos que ficam no solo e no biofilme que se forma junto à

vegetação. Embora menos eficiente do que nos outros métodos, a remoção dos sólidos

suspensos e coloidais é eficiente, sendo feita por sedimentação ou por retenção na

vegetação, favorecida pela baixa velocidade e pela baixa altura do escoamento. Alguns

tipos de algas, provenientes de lagoas de estabilização, podem não ficar retidos na

vegetação, levando a uma maior concentração de sólidos suspensos no efluente final

(USEPA, 1981; 2006).

Quanto aos coliformes fecais, a redução pode chegar a 90%, em relação ao

efluente aplicado. Em relação aos parasitas e vermes, não é comum detectar estes

elementos no efluente final, já que costumam ficar retidos no solo e nas plantas,

expostos a condições ambientais adversas tais como umidade, temperatura, pH e

insolação (USEPA, 1981; 2006).

O mecanismo dominante na remoção de Nitrogênio no escoamento superficial é o

de nitrificação, seguida de assimilação pela vegetação. Além desses dois, também atuam

a desnitrificação e a volatilização da Amônia. A remoção por assimilação pela

vegetação é eficiente desde que haja o corte e a remoção da área de aplicação do esgoto.

A volatização do Nitrogênio, sob a forma de Amônia, pode ser significativa se o pH do

afluente for superior a 7. A remoção de Nitrogênio costuma ser da ordem de 75 a 90%.

O Fósforo é removido por adsorção e por precipitação química. Neste método, a

122

eficiência fica comprometida pelo contato limitado do esgoto aplicado com o solo. A

remoção é bem inferior a do Nitrogênio, sendo da ordem de 40 a 60% (TONETTI et al.,

1999; USEPA, 1981; 2006).

Paganini (1997) apresenta os resultados da experiência de 12 anos da SABESP na

operação do sistema de disposição de esgotos no solo por escoamento à superfície, no

município de Populina, a qual foi colocada em operação em julho de 1984. O sistema

foi concebido para dispor esgotos domésticos brutos submetidos ao gradeamento, para

retirada de materiais grosseiros, e a ação da caixa de areia, para retirada do material

sedimentável.

Foram construídos quatro módulos de 25x70m e declividade inicial de 5%,

posteriormente reduzida para 2% em virtude de ter-se verificado que o tempo de

detenção era insuficiente para um tratamento adequado. Embora tenha s ido projetada

para atender a 500 ligações domiciliares, a estação começou a operar atendendo a

apenas 280 ligações e, em um segundo momento, passou a operar dentro da capacidade

de projeto. Entretanto, logo passou a operar acima da capacidade, inicialmente

atendendo a 800 ligações e posteriormente a 1.050 ligações. Em ambas as situações, a

taxa de aplicação foi superior ao limite máximo preconizado pela USEPA (2006),

0,48m³/h.m.

Em termos de remoção de DBO, a melhor eficiência obtida foi da ordem de 97%,

sendo que a 30m do ponto de aplicação a redução foi da ordem de 65%. Quanto aos

sólidos suspensos, a melhor eficiência obtida foi semelhante a da DBO. Entretanto,

comparando-se a eficiência de remoção destes dois parâmetros, nos sólidos obteve-se

maiores reduções a menores distâncias (da ordem de 49% a 10m do ponto de aplicação).

Para avaliar possíveis efeitos de contaminação do lençol freático após 12 anos de

aplicação, foram feitas análises em dois pontos distintos, comparando-se amostras do

esgoto bruto com amostras do lençol freático, cuja profundidade variava entre 3,00m,

no ponto de aplicação, e 1,20m, no ponto de coleta. Todas as duas amostras relativas ao

lençol freático apresentaram ausência tanto de coliformes totais quanto de coliformes

fecais. No esgoto bruto, estes parâmetros apresentaram concentrações de 14x107

UFC/100ml e 13x106 UFC/100ml, respectivamente.

123

Posteriormente, entre 2003 e 2004, Cavinatto e Paganini (2007) realizaram três

coletas, nas quais analisaram amostras do afluente e do efluente da ETE de Populina,

bem como do solo, dentro e fora dos módulos de tratamento, visando avaliar a eficiência

de remoção de ovos e larvas de helmintos, Salmonella sp., coliformes totais e E. coli. À

época da pesquisa, a estação continuava a operar acima da capacidade de projeto,

atendendo a 1.173 ligações.

Em relação aos ovos de helmintos, apenas na primeira coleta foram encontrados

ovos viáveis de Ascaris sp. no afluente, 10 ovos/L, e no efluente, 3 ovos/L, indicando

que a sobrecarga operacional da ETE pode estar afetando a eficiência do tratamento, já

que seria esperado a retenção dos helmintos na vegetação e no solo. Na primeira e na

segunda coleta não foram encontrados ovos de Ancilostomídeos no efluente, apesar de

terem sido encontrados 2 ovos/L no afluente. Nas duas coletas em que foram

observadas a presença de Salmonella sp. no afluente, esta bactéria também foi

encontrada no efluente.

Em relação aos coliformes, os resultados obtidos nas três coletas, tanto para o

esgoto afluente quanto para o efluente, foram muito parecidos, apresentando redução de

1 unidade logarítmica. Segundo os autores, os resultados também foram semelhantes

aos obtidos por Paganini em 2001, na elaboração de sua tese de doutorado, quando a

ETE já operava acima da capacidade e foram encontradas no efluente densidade de

coliformes totais de 1,3x108 NMP/100mL e coliformes fecais de 2,2x107 NMP/100mL.

Nesta oportunidade, também se verificou que havia presença de coliformes totais e

fecais no corpo receptor até 500 metros à jusante do lançamento dos efluentes da ETE.

Lucas Filho e outros (2001) aplicaram os efluentes pré-tratados em dispositivos

estudados por Vargas e outros (2000) (ver 2.4.3.4), em módulos conhecidos como

―Tabuleiros Inclinados‖ com fundo impermeável e solo preparado com areia franca

média e areia grossa, procurando simular os solos rasos do cristalino às margens dos

aluviões dos rios secos.

Cada módulo tinha 3,5m de largura por 10m de comprimento, totalizando uma

área de 35m2. A pesquisa desenvolveu-se em duas etapas, sendo que a primeira etapa foi

dividida em cinco fases, nas quais se variou o ciclo operacional e a taxa de aplicação.

Na primeira etapa, foi utilizado solo do tipo areia franca com profundidade de 0,3m e

124

cobertura vegetal constituída de capim elefante (Pennisetum purpureum) cv Roxo

Botucatu.

Na segunda etapa, foram realizados três experimentos com a cultura do milho,

também dividido em fases, nas quais se utilizou duas variedades do milho (AG-405 e

AG-1051) e se variou as disponibilidades de água durante o ciclo da cultura. A

avaliação da eficiência dos tabuleiros como meio de tratamento de esgoto foi feita

através de coletas semanais de amostras do afluente e do efluente dos tabuleiros, tendo

sido analisados os seguintes parâmetros: DQO, COT, sólidos suspensos, N total, P total

e coliformes fecais.

Os resultados mostraram concentrações médias no efluente de 53mg/L, para a

DQO total; 35mg/L, para a DQO filtrada; 8,0mg/L, para o COT e 7,5mg/L, para SST.

Estas concentrações indicaram eficiências médias de remoção de 53%, para a DQO

total; de 52%, para a DQO filtrada; de 64%, para o COT e superior a 70%, para sólidos

suspensos. Apesar da baixa concentração em matéria orgânica, o sistema propiciou

remoção de Nitrogênio Amoniacal superior a 98% e Fósforo acima de 90%, na primeira

etapa, e de 95%, na segunda etapa.

Em relação à remoção de coliformes fecais, os tabuleiros chegaram a remover 5

unidades logarítmicas, apresentando, ao longo de dois anos, eficiência da ordem de

99,9% e concentrações médias de 1.070 UFC/100ml no efluente final.

Klusener Filho e outros (2000) aplicaram esgoto em uma rampa com cobertura

vegetal de gramínea Tifton 85 (Cynodon spp), declividade média de 3,5% e dimensões

de 4,35m largura e 40m de comprimento. A frequência de aplicação foi de 5 dias por

semana, durante 8 horas por dia e a taxa hidráulica de aplicação foi de 0,10 m3/m.h. O

afluente aplicado foi pré-tratado em quatro filtros anaeróbios de fluxo ascendente, tendo

bambu como recheio, alimentados com esgoto sanitário pré-gradeado na ETE de

Limeira. A tabela 20 apresenta os resultados da pesquisa.

125

Tabela 20 - Resultados médios obtidos na pesquisa de Klusener Filho e outros

Parâmetro Esgoto Bruto

Efl. dos Filtros

Efl. da Rampa

Eficiência dos Filtros

Eficiência do Sistema

pH 7,20 7,20 7,50 - - DBO (mg/L) 375,80 171,60 36,90 54,30% 90,20% DQO (mg/L) 897,10 412,01 27,10 54,1% 85,8% Alcalinidade Total (mg CaCO3/L)

151,20 184,60 95,0 - 37,20%

Alcalinidade Parcial (mg CaCO3/L)

89,20 118,50 73,0 - 18,1%

Sólidos Susp. Totais (mg/L)

261,10 88,40 48,50 66,10% 81,40%

Sólidos Totais (mg/L) 683,30 460,30 295,80 32,6% 56,7% Sól. Sedimentáveis (mg/L)

6,20 0,20 0,00 96,0% 100,0%

Fósforo (mg/L) 5,50 5,10 0,80 7,30% 85,8% NTK (mg/L) 54,60 46,41 0,30 15,0% 78,6% Fonte: KLUSENER FILHO et al., 2000.

Cota e outros (2000) investigaram um sistema de aplicação de esgotos no solo por

escoamento superficial, aplicado ao pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios.

O sistema era constituído de um reator UASB compartimentado que tratava os esgotos

brutos do bairro Nova Vista da cidade de Itabira, em Minas Gerais. O efluente do reator

era encaminhado a um conjunto de três rampas de escoamento superficial no solo, cada

uma delas com largura de 3m e comprimento de 25m (área de 75m2), construídas com

declividade de 4% e operadas com uma taxa de aplicação média de 0,48 m3/m.h,

durante 8 horas por dia. Todo o sistema foi operado com vazões variáveis ao longo do

dia. A tabela 21 apresenta os resultados da pesquisa.

Tabela 21 - Resultados médios obtidos na pesquisa de Cota e outros. Parâmetro

Concentrações médias (mg/L) Eficiência (%)

Bruto Efl. UASB Efl. Rampa UASB Rampa Global SST total (mg/L) 456 143 57 69 60 88 S.Sedimentáveis (ml/L)*

70,4 1,1 0,2 85 82 97

DQO total (mg/L) 592 323 119 45 63 80 DBO5 total (mg/L) 376 195 62 48 68 84 NTK (mg/L) - 47 27 - 43 43 N-NH4

+(mg/L) - 39 26 - 33 33 N-NO3

-(mg/L) 11 1 4,2 - - - Coliformes totais (NMP/100 mL)

9,8 x 109 7,5 x 108 7,1 x 107 1 log 1 log 2 logs

126

Tabela 21 - Continuação Escherichia coli (NMP/100 mL)

2,2 x 109 2,2 x 108 3,0 x 107 1 log 1 log 2 logs

Ovos de helmintos (ovos/L)

120 21 0,2 82 99 99,8

Fonte: COTA et al., 2000. Nota: *Para efeito de média, os valores inferiores ao limite mínimo de detecção do cone Imhof foram considerados iguais a 0,1ml/L.

A tabela 22 apresenta a qualidade esperada do efluente tratado por disposição no

solo, de acordo com a USEPA (1981; 2006).

Tabela 22 – Qualidade esperada do efluente tratado por aplicação no solo

Parâmetro Irrigação2

Infiltração-Percolação3

Escoamento Superficial4

Média Máximo Média Máximo Média Máximo DBO (mg/L) <2 <5 5,0 <10 10 <15 Sólidos Suspensos (mg/L) <1 <5 2,0 <5 10 <20 Nitrogênio Amoniacal (mg/L) 0,5 <2 0,5 <2 <4 <8 Nitrogênio Total (mg/L) 35 <8,05 10 <20 56 <106 Fosforo Total (mg/L) <0,1 <0,3 1 <5 4 <6 Coliformes Fecais (NMP/100ml) 0 <10 10 <200 200 <2000 Fonte: USEPA, 1981; 2006. Nota: 1-Qualidade esperada para taxas de aplicação de 1,9 a 4,2cm/semana (irrigação); de 6 a

23cm/semana (escoamento superficial); de 10 a 125cm/semana. 2-Percolação de efluente primário ou secundário por 1,5m de solo insaturado. 3-Percolação de efluente primário ou secundário por 4,5m de solo insaturado, remoção de Fósforo

e Coliformes fecais aumenta com a distância. 4-Tratando esgoto submetido à gradeamento, em rampa de 30 a 36m. 5-A concentração depende da taxa de aplicação, da relação C:N e do cultivo. 6-Valores mais altos são esperados para operação durante inverno moderado ou para aplicação de

efluente secundário a altas taxas

127

3 MATERIAL E MÉTODOS 3.1 LOCALIZAÇÃO DO EXPERIMENTO

O experimento está localizado no distrito de Santo Antônio (11°30’ de latitude Sul

e 39°37 de longitude Oeste) pertencente ao município de São Domingos, situado na

Região Sisaleira, no nordeste do estado da Bahia. Dados da estação climatológica

situada junto à sede municipal, para o período de março de 2003 a dezembro de 2007,

indicam que pluviosidade média anual é da ordem de 640mm, típica do clima semiárido

da região. Com base nos dados desta estação foi obtida a precipitação média mensal e

calculada a evapotranspiração média mensal pelo método de Penman-Monteith,

recomendado pela FAO (ALLEN; PEREIRA, 1998), as quais estão apresentadas na

figura 32. De acordo com os dados obtidos, em todos os meses do ano a

evapotranspiração supera a precipitação.

Figura 32 – Precipitação X Evapotranspiração Fonte: Estação Meteorológica de São Domingos

A cidade de Santo Antônio, que dista cerca de 250Km de Salvador, conta com

sistema de abastecimento de água operado pela Embasa. Além da água fornecida pela

EMBASA, a população local também utiliza água das chuvas, armazenada em cisternas.

A cidade conta com rede coletora de esgoto, o qual é lançado, sem tratamento, no rio

Jacuípe em diversos pontos. Em um desses pontos, situado à margem da BA-416, que

128

liga a BR-324 à cidade de Valente, implantou-se o experimento. As figuras 33 e 34

apresentam, respectivamente, a localização da cidade de São Domingos no estado da

Bahia e a do experimento no município de São Domingos.

Figura 33 – Localização do Município de São Domingos Fonte: Adaptado de Google Maps.

Figura 33 – Localização do experimento em São Domingos Fonte: Adpatado de Google Maps.

o

São Domingos

129

3.2 DESCRIÇÃO DO EXPERIMENTO

Tendo em vista que o esgoto corre por uma vala, paralela à BA-416, situada em

um nível mais baixo que o local onde serão implantados os módulos de tratamento, foi

necessário instalar uma bomba para captar o esgoto e lançá-lo até o módulo de

tratamento. Inicialmente foi construída uma pequena barragem de nível, de 1m de

altura, para poder captar o esgoto, por meio de bomba centrífuga de eixo horizontal,

auto escorvante, modelo 706S da Dancor, com 0,5CV, como mostram as figuras 35 e

36.

Figura 35 - Barragem de nível construída em um dos pontos de lançamento do esgoto da cidade, vista da estrada.

Como a vazão recalcada pela bomba seria muito superior à do esgoto gerado na

cidade e à capacidade dos módulos de tratamento, o que levaria à operação dos módulos

em condições inadequadas caso esta afluísse diretamente, instalou-se um tanque de fibra

de vidro, com volume de 2.000L, antes dos módulos de tratamento, para receber a vazão

recalcada pela bomba, retê-la e dar saída a uma vazão compatível com a capacidade de

tratamento do módulo, apresentado na figura 37. Pensou-se em regular a vazão de saída

por meio de controle de abertura do registro instalado na tubulação logo após a saída do

tanque de equalização. Tanto o acionamento da bomba, após o esvaziamento do tanque,

quanto o desligamento, após o enchimento do tanque, seriam feitos automaticamente,

por meio de boia com sensor de nível, instaladas no tanque e no poço de sucção.

130

Figura 36 - Barragem de nível construída em um dos pontos de lançamento do esgoto da cidade, vista da área onde foram implantados os módulos de tratamento.

Figura 37 – Tanque de equalização.

Após a instalação da bomba e do tanque de equalização, quando foi dado início à

operação, constatou-se que a bomba não conseguia efetuar o recalque já que estava

tendo passagem de sujeira da barragem para a bomba, o que impedia o fechamento

completo da válvula de retenção e, consequentemente, a escorva da bomba. Mesmo com

escorva manual, a bomba continuou a não realizar o recalque.

131

Para resolver este problema, instalou-se uma estrutura de pré-tratamento, entre a

barragem e o tanque de equalização, mudando o ponto de captação da bomba. O pré-

tratamento era composto de uma caixa contendo uma placa de fibra de vidro, a qual

funcionaria como grade, conectada a um poço, que funcionaria como caixa de areia; o

qual, por sua vez, era conectado a outro poço, a partir do qual seria feita a sucção por

meio da bomba centrífuga horizontal já instalada. Como os problemas de sucção da

bomba persistiram, substituiu-se a bomba de eixo horizontal por outra submersível,

modelo DS-9 da DANCOR, de 0,5CV.

Com a troca da bomba, o recalque passou a ser efetuado, entretanto houve

freqüentes interrupções de funcionamento da bomba devido à passagem de sujeira não

retida na grade. Além disso, houve rompimento do septo da caixa que funcionava como

grade e verificou-se que a caixa de areia implantada estava muito curta, não

promovendo a decantação da areia carreada pelo esgoto. No intuito de resolver este

problema, a manilha que conduz o esgoto da cidade para o rio Jacuípe foi quebrada,

construindo-se uma caixa de desvio neste trecho e outra caixa de areia. As figuras 38 e

39 apresentam um desenho esquemático da estrutura de pré-tratamento. Posteriormente,

como ainda havia passagem de sujeira pela grade, o que exigia frequentes limpezas na

válvula de retenção da bomba, instalou-se uma tela para pinteiro, fio 23, sobre a grade.

Figura 38 – Desenho esquemático da estrutura de pré-tratamento - derivação e grade.

132

Figura 39 – Desenho esquemático da estrutura de pré-tratamento – caixa de areia.

O módulo de tratamento, que tem capacidade para tratar uma vazão entre

4.500L/dia e 6.000L/dia, é composto de dois tanques de fibra de vidro conectados entre

si, sendo o primeiro a Fossa Séptica, com volume de 10.000L e o segundo o Filtro

Biológico Anaeróbio de Fluxo Ascendente, com volume de 5.000L, conforme

apresentado nas figuras 40 e 41. As dimensões dos tanques estão apresentadas na tabela

23.

Figura 40 – Planta baixa do Módulo de Tratamento.

Tabela 23 – Dimensões dos tanques do módulo de tratamento Capacidade

(Litros) Dimensões (cm)

D1 D2 D3 H1 H2 310 80 89 - 54 -

5.000 185 220 230 165 185 10.000 239 270 280 202 232

Fossa Séptica Filtro Anaeróbio

Entrada

Calha (saída)

Limpeza

Tubo PVC Θ 150mm

133

D2 D1

H1

10.000L

5.000L

D2

D3

D1

D1

D2

H2 H1 H2 H1

310L

D3

D2 D1

Figura 41 – Seção Transversal do Módulo de Tratamento.

O meio de suporte do filtro biológico é composto por seixos com dimensões

variando de 1,5x11,0x6,0cm a 4,5x4x2,5cm. As figuras 42 e 43 mostram,

respectivamente, o processo de enchimento do filtro com seixos e o filtro já cheio.

Figura 42 - Enchimento do filtro anaeróbio com seixos.

134

Figura 43 – Seixos rolados no interior do filtro anaeróbio.

Na concepção inicial, a alimentação do módulo de tratamento seria contínua, a

partir do tanque de equalização. A vazão de entrada no módulo seria obtida através de

regulagem da abertura de um registro instalado na tubulação de saída do tanque de

equalização. Porém, os sólidos em suspensão contidos no esgoto faziam com que

houvesse entupimentos frequentes, interrompendo o fluxo do esgoto do tanque para o

módulo. Após tentativa de aumentar a abertura para evitar entupimentos, reduzindo o

tempo de enchimento do módulo, optou-se pela instalação de um dispositivo que

controlasse o horário de funcionamento da bomba, de modo que esta funcionasse quatro

vezes ao dia (às 7, 11, 15 e 19 horas), recalcando mil litros a cada período de

funcionamento, o qual foi definido marcando-se o tempo que levava para encher metade

do volume do tanque de equalização. Após esta definição, o fluxo foi desviado do

tanque, sendo a alimentação do módulo feita diretamente pela bomba.

Como a área irrigada encontrava-se distante do filtro biológico, cerca de 140

metros, etapa final do tratamento, foi necessário recalcar o efluente. Assim, após o

tratamento, o efluente foi direcionado para um poço de sucção, de seção retangular e

1m³ de volume, escavado no solo e revestido com bloco cerâmico. Deste poço, o

efluente era recalcado para um tanque de 5.000L, de polietileno, por meio da bomba

inicialmente comprada para recalacar o esgoto da barragem de nível para o módulo de

tratamento, bomba centrífuga de eixo horizontal, autoescorvante, modelo 706S da

135

Dancor, com 0,5CV, instalada em um outro poço lateral ao anterior, também escavado

no solo e revestido com bloco.

Como o funcionamento do módulo de tratamento era contínuo, para evitar que

houvesse transbordamento do efluente nos períodos em que não havia necessidade de

irrigar, instalou-se uma tubulação próxima à borda superior do poço de sucção para

conduzir eventuais excessos de esgoto tratado dentro do poço para um ponto após a

captação do esgoto bruto. Para evitar acúmulo de água no fundo do poço onde foi

instalada a bomba, foi assentado um tubo para conduzir a água que eventualmente aí

viesse a cair até um dreno subterrâneo, com seção transversal de 30x15cm e 15m de

comprimento, o qual foi preenchido com brita 1 e recoberto com lona plástica para

evitar que houvesse infiltração na parte superior, resguardando assim a capacidade de

absorção do dreno.

O tanque de 5.000L foi instalado junto à área irrigada com a finalidade de

armazenar o efluente tratado de modo que a distribuição de água durante o processo de

irrigação fosse constante. Este tanque foi assentado em uma base circular feita de tijolo

maciço, com 2,20m diâmetro e 40cm de altura, como mostra a figura 44.

Foto 44 – Tanque de armazenamento do efluente utilizado na irrigação.

O controle do volume de esgoto aplicado no sistema de irrigação foi feito por

meio de régua instalada dentro do tanque de 5.000L. A lâmina de irrigação necessária,

apresentada na tabela 29 (ver 3.3) foi transformada em volume e este volume transposto

136

para o tanque de 5.000L. Considerando-se este volume aplicado na borda superior do

tanque, calculou-se a altura corresponde ao volume. Esta altura foi marcada em uma

régua assentada dentro do tanque, passando a ser o indicador da necessidade de água,

esgoto, a ser aplicada na área plantada.

Na saída do tanque, foi instalada uma tubulação primária, a qual alimentava as

tubulações secundárias que introduziam o efluente nos oito sulcos fechados e nivelados

que compunham o sistema de irrigação.

A escolha deste método deu-se por ser este um método barato, de baixo custo de

implantação e operação, além de ter baixo risco de contaminação já que o esgoto não

tem contato direto com a cultura (BERNARDO, 1987; PESCOD, 1992). Além disso, o

este trabalho foi voltado para o tratamento do esgoto, que objetiva aplicar o máximo de

esgoto sobre a menor área possível. Portanto, foram descartados outros métodos que

gastam pouca água. Também não foi foco deste trabalho avaliar a produtividade

agrícola, já que para este trabalho, esta foi vista como um benefício advindo da

aplicação de esgotos no solo.

O controle do fluxo no sistema de irrigação foi feito por registros instalados na

tubulação primária e nas tubulações secundárias. Na tubulação primária que sai do

tanque, antes do registro que controla o fluxo para o sistema de irrigação, foi feita uma

derivação para o rio Jacuípe de modo a poder drenar o tanque em caso de necessidade.

Entre cada conjunto formado por dois sulcos, foram assentados drenos

subterrâneos em duas profundidades, 60cm e 1,20m, com o propósito de captar o

efluente que infiltra no solo. A primeira profundidade foi adotada de modo que o dreno

ficasse abaixo de 50cm, profundidade efetiva máxima da raiz do milho (ANDRADE et

al, 2006). A segunda altura foi adotada por ser o dobro da primeira, permitindo avaliar

eventuais mudanças nas características do efluente infiltrado em função da

profundidade.

Os drenos, que se estendem por toda a extensão dos sulcos, foram envoltos em

uma camada de brita 1, a qual, por sua vez, foi envolta por uma manta geotêxtil não

tecida GF09/180 com resistência a tração de 9KN/m e gramatura de 180g/m. As figuras

45 e 46 apresentam, respectivamente, a seção típica dos drenos e um corte no início dos

sulcos.

137

Drenos

Sulcos

Milho

Figura 45 – Seção típica dos drenos.

Figura 46 – Seção transversal inicial dos sulcos.

As pontas finais dos tubos de PEAD foram introduzidas em tubos lisos,

conectados entre si, como mostra a foto 47, de modo que o efluente captado nos drenos

fosse conduzido até uma encosta, a beira do rio, onde o terreno permite a coleta, como

mostra a figura 48.

Figura 47 - Reunião dos drenos.

138

Figura 48 – Pontos de coleta do efluente infiltrado.

Junto à área de plantio, foi implantado um pluviômetro, do tipo Ville de Paris, de

modo a se obter dados de precipitação, os quais foram abatidos da lâmina de irrigação

necessária. A figura 49 apresenta um croqui do arranjo geral do projeto. O material

utilizado nos diversos trechos do projeto é apresentado no quadro 5.

Quadro 5 – Material utilizado no projeto Trecho Material/Diâmetro da tubulação Captação/Fossa Séptica PVC 1½‖ (sucção)/100mm/150mm Fossa Séptica/Filtro Biológico PVC 150mm Filtro Biológico/ Poço de Sucção PVC 150mm Poço de Sucção/Esgoto (drenagem) PVC 100mm Poço de Sucção/Poço da Bomba PVC 100mm Poço da Bomba/Drenagem (Sucção) PVC 1½‖ Poço da Bomba/Res. para Irrigação PVC 1½‖ Reservatório para Irrigação/Rio Jacuípe PVC 50mm Reservatório para Irrigação/Sulcos (tubulação primária)

PVC 50mm

Reservatório para Irrigação/Sulcos (tubulação secundária)

PVC 32mm

Drenos Subterrâneos PEAD corrugado 65mm Captação dos drenos subterrâneos PVC 75mm

Nos espaços entre os sulcos, foi plantado milho híbrido, que tem por característica

ser mais produtivo e mais resistente do que as espécies primitivas. A opção pelo milho

se deveu ao fato de que o cultivo que viesse a ser plantado tinha que ser tradicional na

região, de agrado do proprietário da terra onde se faria o cultivo, já que pelo acordo

139

feito, este cederia gratuitamente a terra e, em troca, receberia o resultado da colheita.

Segundo Araújo (2008), o milho é a espécie forrageira anual mais tradicionalmente

cultivada no semiárido. Foram feitas 31 covas, espaçadas de 1,0m, em cada uma das 9

linhas de plantio entre os sulcos, nas quais se plantou 2 sementes por cova, para

diminuir os riscos de insucesso no plantio devido a não germinação de alguma semente.

Como após o plantio não houve germinação, devido à validade das sementes

utilizadas, optou-se por reduzir a área plantada, no intuito de se fazer o plantio de outro

cultivo, de ciclo mais curto que o milho, no restante da área. Tentou-se fazer plantio de

feijão, porém as sementes adquiridas não se mostraram de boa qualidade, não tendo

acontecido a germinação. O novo plantio do milho foi feito com o mesmo tipo de

semente utilizado anteriormente, as mesmas condições de espaçamento, porém em

apenas 3 linhas de plantio.

Durante o período da pesquisa, os drenos instalados não foram capazes de reter o

efluente infiltrado, impossibilitando assim a realização de coletas nos pontos 3 e 4,

indicados na figura 49, e, consequentemente, a realização de análises no efluente

infiltrado no solo de modo a avaliar a ação deste meio, o solo, sobre o efluente. Diante

disso, optou-se por realizar análises no solo, em um ponto fora da área irrigada (S) e em

outros dois situados dentro da área irrigada (I1 e I2), nos sulcos, de modo a verificar

eventuais alterações que pudessem ser atribuídas à ação do esgoto infiltrado no solo.

Em todos os três pontos, foram coletadas amostras contendo no mínimo 1Kg de solo nas

profundidades de 0 a 10cm e de 40 a 50cm. Na tabela 24 estão indicados os

espaçamento entre os pontos de coleta de solo na área da pesquisa.

Tabela 24 – Distância entre os pontos de coleta de solo

Ponto Distância (m)

Vertical Horizontal Fora da área irrigada (S) 0,00 0,00 Dentro da área irrigada (I1) 1,80 4,00 Dentro da área irrigada (I2) 8,00 1,00

140

Figura 49 – Arranjo geral da pesquisa

141

3.3 DIMENSIONAMENTO DO SISTEMA DE IRRIGAÇÃO

Cálculo da disponibilidade total de água no solo (DTA)

DTA = (Cc-Pm)*Da = 1,781 mm/cm de solo 10 Onde: Cc = Capacidade de Campo = Teor de umidade a 1/3 de ATM = 27%

Pm = Ponto de murchamento = Teor de umidade a 15 ATM = 14%

Da = Densidade aparente do solo = 1,37g/cm3

Cálculo da disponibilidade Real de Água no solo (DRA) DRA= DTA*f = 0,97955 mm/cm de solo Onde: DTA = Disponibilidade total de água no solo

f = fator de disponibilidade

Segundo a tabela 2 da publicação de Albuquerque (2007), para ETM = ETO (Penman)

igual a 6,0mm (ETO máxima para o mês de março = 5,5mm), para o milho f seria igual a

0,55.

Cálculo da quantidade real de água necessária (QRN)

QRN (mm) = DRA*Z

Onde: DRA = Disponibilidade Real de Água no solo

Z = profundidade efetiva do sistema radicular, em cm

Segundo Andrade e outros (2006) a profundidade da raiz do milho, a partir da

profundidade de semeadura, adotada 10cm, varia até chegar à máxima, no início da 3ª das 4

fases do ciclo de cultivo, que varia de 40 a 50cm. Para este dimensionamento, adotou-se a

profundidade máxima de 50cm.

Tabela 25 - Quantidade real de água necessária para cada uma das fases Fase Profundidade (Z) QRN

1ª 20 19,59 2ª 40 29,39 3ª 50 48,98 4ª 50 48,98

142

Cálculo da quantidade total de água necessária (QTN)

QTN = QRN E

Onde: QRN = Quantidade real de água necessária

E = Eficiência da Irrigação = 60% (EMBRAPA, s/d)

Tabela 26 - Quantidade total de água necessária para cada uma das fases Fase QRN

1ª 19,59 2ª 29,39 3ª 48,98 4ª 48,98

Cálculo do turno de rega

TR (dias) = QRN ETc

Onde: ETc = Kc x ETo

Segundo Andrade e outros (2006), o coeficiente de cultivo Kc varia para cada uma das

fases do cultivo. Conforme os dados da ETo, a região do plantio possui para a época do

plantio, demanda evaporativa predominantemente alta. Assim, adotou-se os valores médios de

Kc para esta demanda e um turno de regra de dois dias. Ainda segundo os citados autores,

cada fase corresponde a 17%, 28%, 33% e a 22%, respectivamente, do tempo do ciclo de

cultivo. Para a variedade plantada, AL Bandeirante, o ciclo de cultivo é de 135 dias. Assim, as

fases teriam duração de 23, 38, 44 e 30 dias, respectivamente. Para efeito de cálculo,

considerou-se que cada fase corresponderia a um mês, começando o plantio no mês de

fevereiro.

Tabela 27 - ETo mensal Mês ETo (mm/dia)

janeiro 5,69 fevereiro 5,78 março 5,54 abril 4,98 maio 4,12 junho 3,54 julho 3,61 agosto 4,13 setembro 4,90 outubro 5,41 novembro 5,56 dezembro 5,63

143

Tabela 28 – Turno de rega Fase Duração K c ETC TR

1ª 23 0,78 4,91 4 2ª 38 1,03 4,71 6 3ª 44 1,29 4,23 12 4ª 30 0,82 3,50 14

Como o turno calculado foi diferente do Kc adotado e optou-se por fixar o turno de regra

em dois dias e proceder-se ao cálculo inverso.

Cálculo inverso

Cálculo da Quantidade Real de Água Necessária (QRN) QRN (mm) = TRxETC Tabela 29 - Quantidade total de água necessária para cada uma das fases (cál. invertido)

Fase TR ETc (mm/dia) QRN 1ª 2 4,91 9,82 2ª 2 4,71 9,42 3ª 2 4,23 8,46 4ª 2 3,50 7,00

Cálculo da Quantidade Total de Água Necessária (QTN) QTN (mm) = QRN

E

Tabela 30 - Quantidade total de água necessária para cada uma das fases (cál. invertido) Mês E QRN QTN 1ª 0,6 9,82 16,36 2ª 0,6 9,42 15,70 3ª 0,6 8,46 14,10 4ª 0,6 7,00 11,67

144

4 RESULTADOS E DISCUSSÕES

Entre maio de 2010 e junho de 2011, foram coletadas doze amostras, tanto do esgoto

bruto quanto do tratado. O espaçamento entre a primeira coleta, em maio de 2010 e a segunda

coleta, em fevereiro de 2011, deu-se por problemas no sistema de tratamento e também pelo

fato de que o sistema de irrigação somente ficou em condições de operar em fevereiro de

2011. Os pontos de coleta foram os poços de sucção das bombas que recalcam o esgoto bruto,

ponto 1, e o esgoto tratado para o reservatório de irrigação, ponto 2, apresentados na figura 49

(ver 3.2). As análises foram feitas no Laboratório Central da EMBASA, compreendendo os

parâmetros a seguir relacionados:

a) Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO);

b) Demanda Química de Oxigênio (DQO)

c) Sólidos Suspensos Totais (SST);

d) Sólidos Dissolvidos Totais (SDT);

e) Sólidos Totais (ST);

f) Potencial Hidrogeniônico (pH);

g) Fósforo Total;

h) Nitrogênio Amoniacal;

i) Nitrato;

j) Nitrito;

k) Condutividade Elétrica;

l) Coliformes Termotolerantes;

m) Escherichia coli.

Em relação à remoção da DBO, as eficiências de remoção variaram entre 59% e 95%,

sendo que a menor eficiência foi obtida na primeira coleta. Cerca de nove meses depois,

quando foi realizada a segunda coleta, a eficiência de remoção já foi de 81%, indicando que o

tratamento, Fossa Séptica seguida de Filtro Biológico Anaeróbio de Fluxo Ascendente, já

havia atingido o ponto de equilíbrio. Diante disso, optou-se por fazer as análises estatísticas

desconsiderando a primeira amostragem, obtendo-se assim uma eficiência média de 84%.

Comparando-se os resultados apresentados na tabela 31 com os observados por Couto e

Figueiredo (1992 apud ÁVILA, 2005), observa-se que a eficiência média obtida foi superior à

observada pelos referidos autores, 80%. A eficiência mínima obtida por Vargas e outros

(2000), 72%, foi pouco superior à obtida nesta pesquisa, 4%, entretanto, a máxima, 78%, foi

145

bem inferior à da pesquisa, 17%. Ávila (2005) em sua pesquisa obteve resultados que

variaram entre 59% e 67%, inferiores aos obtidos nesta pesquisa também dentro da faixa de

variação dos resultados obtidos neste trabalho. Em relação aos resultados obtidos por Galvão

Júnior e outros (2001), entre 81% e 87%, a eficiência máxima obtida foi pouco superior, 8%,

entretanto, dois resultados, desconsiderando o da primeira coleta, foram inferiores ao mínimo

obtido por Galvão Júnior e outros (2001), 80%. Nas análises feitas por Oliveira e Von

Sperling (2005), a média dos resultados, 59%, foi bem inferior à desta pesquisa, o mesmo

acontecendo em relação ao resultado obtido por Ganske e Zanotelli (2007), 60%. O gráfico

apresentado na figura 50 mostra a variação dos resultados ao longo do tempo.

Tabela 31 – Resultados das análises de DBO5(mg/L)

Data1 Efluente

Eficiência Bruto Tratado

20/05/10 330 134 59% 10/02/11 536 102 81% 10/03/11 514 46 91% 17/03/11 404 58 86% 24/03/01 333 49 85% 31/03/11 514 54 90% 14/04/11 393 50 87% 28/04/11 463 25 95% 12/05/11 386 59 85% 26/05/11 554 125 77% 09/06/11 -2 155 - 30/06/11 530 168 68% Média 455 88 85%

Notas: 1 – Foi feita coleta no dia 24/02, entretanto, por problemas técnicos no laboratório, não foi possível realizar a análise.

2 – No dia 09/06 não foi possível realizar análise do efluente bruto em virtude da grande quantidade de sólidos em suspensão na amostra.

3 – Análises feitas pelo método Eletrométrico.

Na remoção da DQO, as eficiências variaram entre 43% e 79%. Tal como em relação à

DBO, a menor eficiência foi obtida na primeira coleta. Desconsiderando esta coleta, e

eficiência mínima foi de 52%, resultado inferior ao mínimo obtido por Couto e Figueiredo

(1992 apud ÁVILA, 2005), 60%; por Ávila (2005), 59%; por Vargas e outros (2000), 68% e

por Ganske e Zanotelli (2007), 78%. Em relação a eficiência máxima obtida nesta pesquisa,

os resultados foram semelhantes aos obtidos por Couto e Figueiredo (1992 apud ÁVILA,

2005), por Galvão Júnior e outros (2001), 81%; por Vargas e outros (2000), 78% e por

Ganske e Zanotelli (2007), 78%, porém superiores ao máximo obtido por Ávila (2005), 68%.

Nas análises feitas por Oliveira e Von Sperling (2005), a média dos resultados, 51%, foi

inferior à média das eficiências obtidas nesta pesquisa, 64%. Galvão Júnior e outros (2001)

146

obtiveram resultados médios bem superiores aos desta pesquisa, 81%. Os resultados obtidos

em relação à DQO estão apresentados na tabela 32 e no gráfico contido na figura 51.

Figura 50 - Resultados das análises de DBO5 (mg/L)

Tabela 32 – Resultados das análises de DQO (mg/L)

Data Efluente

Eficiência Bruto Tratado

20/05/10 814 462 43% 10/02/11 1.100 428 61% 24/02/11 1.130 451 60% 10/03/11 1.010 313 69% 17/03/11 766 289 62% 24/03/01 868 178 79% 31/03/11 1.040 227 78% 14/04/11 1.160 310 73% 28/04/11 1.280 263 79% 12/05/11 877 330 62% 26/05/11 1.140 392 66% 09/06/11 -1 347 - 30/06/11 1.510 721 52% Média 1.510 721 64%

Nota: 1 – No dia 09/06 não foi possível realizar análise do efluente bruto em virtude da grande quantidade de sólidos em suspensão na amostra.

2 - Análises feitas pelo método Espectrofotométrico.

147

Figura 51 – Resultado das análises de DQO (mg/L)

Em relação ao Nitrogênio Amoniacal, os resultados apresentados na tabela 33 e no

gráfico da figura 52 mostram que houve um aumento na concentração no efluente tratado em

relação ao bruto, a exceção da coleta realizada no dia 17/03/11. Apesar de não se ter dados de

análises que indiquem a concentração de Nitrogênio Orgânico no efluente bruto e no tratado,

este aumento da concentração de Nitrogênio Amoniacal é devido à transformação do

Nitrogênio Orgânico em Amoniacal (MELO et al., 2000).

Tabela 33 - Resultados das análises de Nitrogênio Amoniacal (mg NH3/L)

Data Efluente

Eficiência Bruto Tratado

20/05/10 54,6 79,9 -46% 10/02/11 23,4 54,6 -133% 24/02/11 30,6 90,6 -196% 10/03/11 47,7 110,0 -131% 17/03/11 128,0 118,0 8% 24/03/01 21,9 63,3 -189% 31/03/11 37,4 98,1 -162% 14/04/11 45,0 127,0 -182% 28/04/11 69,8 161,0 -131% 12/05/11 61,4 119,0 -94% 26/05/11 106,0 133,0 -25% 09/06/11 82,0 149,0 -82% 30/06/11 44,4 110,0 -148% Média 52,0 108,0 -131%

Nota: Análises feitas pelo método Ion seletivo.

148

Figura 52 – Resultado das análises de Nitrogênio Amoniacal (mg NH3/L).

As análises realizadas no esgoto tratado mostraram concentrações significativas de

Nitrato em duas amostras, coletadas nos dias 14 e 28 de abril, indicando que o esgoto tratado

pode ter permanecido por mais tempo no poço que faz a sucção para o sistema de irrigação.

Em relação a Nitrito, em nenhuma das análises foi detectada concentração deste elemento,

conforme mostra a tabela 34, indicando que mesmo quando foi detectada a presença de

Nitrato no esgoto tratado, o tempo de permanência do esgoto no poço de sucção não foi

suficiente para transformar Nitrato em Nitrito.

Tabela 34 – Resultado das análises de Nitrato (mg NO3

-N/L) e Nitrito (mg NO2-N/L)

Nota: 1 – No dia 20/05/10 não foi feita análise de Nitrato no efluente tratado 2 – Análises feitas pelo método Espectrofotométrico. 3 – Análises feitas pelo método SMEWW 4110 (IC).

Data Parâmetro

Nitrato Nitrito 3 20/05/10 - <0,005 10/02/11 02 <0,005 24/02/11 02 <0,005 17/03/11 <0,013 <0,005 24/03/11 02 <0,005 31/03/11 <0,013 <0,005 14/04/11 0,213 <0,005 28/04/11 0,803 <0,005 12/05/11 <0,013 <0,005 26/05/11 <0,013 <0,005 09/06/11 <0,013 <0,005 30/06/11 <0,013 <0,005

149

O sistema de tratamento, no que refere-se à remoção de Fósforo Total, não apresentou

grandes variações, como mostram a tabela 35 e o gráfico da figura 53, a não ser a

concentração no efluente bruto ocorrida no dia 9 de junho, quando houve grande concentração

de sólidos no efluente devido a problemas no gradeamento. Ainda assim, nesta data, os

resultados indicam que o sistema de tratamento foi capaz de produzir uma grande redução na

concentração. Em três ocasiões, a concentração no efluente tratado foi maior do que no bruto.

Tabela 35 – Resultado das análises de Fósforo Total (mg P/L)

Data Efluente

Eficiência Bruto Tratado

20/05/10 8,40 6,44 23% 10/02/11 10,40 13,12 -26% 24/02/11 8,32 6,22 25% 10/03/11 8,43 6,39 24% 17/03/11 9,16 6,02 34% 24/03/01 6,38 4,64 27% 31/03/11 8,22 6,59 20% 14/04/11 7,94 9,61 -21% 28/04/11 11,82 10,84 8% 12/05/11 8,47 4,16 51% 26/05/11 11,79 6,21 47% 09/06/11 64,76 6,20 90% 30/06/11 8,85 9,56 -8% Média 13,30 7,38 24%

Nota : 1 - Análises feitas pelo método Espectrofotométrico.

Figura 53 - Resultado das análises de Fósforo Total (mg P/L) Os resultados relativos à condutividade elétrica, apresentados na tabela 36 e no gráfico

da figura 54, indicam que o efluente tratado tem um grande potencial de provocar salinização,

150

tendo assim uma restrição severa de aplicação (CE > 3.000 umho/cm), conforme os padrões

de qualidade da água para irrigação estabelecidos por Ayers e Westcot, apresentados na tabela

8 (ver 2.3.3), o mesmo acontecendo com os resultados relativos a Sólidos Dissolvidos (SDT >

2.000 mg/L), apresentados na tabela 37 e no gráfico da figura 55.

Tabela 36 – Resultados das análises de Condutividade Elétrica Específica (umho/cm) Data Condutividade Elétrica

20/05/10 3,57E+03 10/02/11 3,58E+03 24/02/11 4,03E+03 10/03/11 6,88E+03 17/03/11 3,68E+03 24/03/01 2,95E+03 31/03/11 6,30E+03 14/04/11 4,23E+03 28/04/11 4,23E+03 12/05/11 4,08E+03 26/05/11 3,87E+03 09/06/11 4,48E+03 30/06/11 4,01E+03 Média 4,30E+03

Notas : 1 - Análises feitas pelo método Condutimétrico 2 - 1 umho/cm = 1.000 dS/m

Figura 54 - Resultados das análises de Condutividade Elétrica Específica (umho/cm)

151

Tabela 37 – Resultado das análises de Sólidos Dissolvidos (mg /L)

Data Efluente

Eficiência Bruto Tratado

20/05/10 2,77E+03 2,31E+03 16,61% 10/02/11 2,21E+03 2,35E+03 -6,57% 24/02/11 2,25E+03 2,45E+03 -8,71% 10/03/11 2,22E+03 2,51E+03 -13,24% 24/03/01 1,88E+03 1,72E+03 8,27% 31/03/11 4,49E+03 4,39E+03 2,14% 14/04/11 2,22E+03 2,65E+03 -19,37% 28/04/11 2,05E+03 2,69E+03 -31,44% 12/05/11 2,18E+03 2,50E+03 -14,79% 26/05/11 2,35E+03 2,25E+03 4,26% 09/06/11 2,40E+03 2,88E+03 -20,00% 30/06/11 2,08E+03 2,52E+03 -21,15% Média 2,42E+03 2,60E+03 -10,98%

Notas : 1 – Análises feitas pelo método Gravimétrico. 2 – Na coleta do dia09/06/11 havia muito material em suspensão, indicando que o gradeamento não

estava retendo sólidos.

Figura 55 - Resultados das análises de Sólidos Dissolvidos (mg/L)

Os resultados das análises referentes a Sólidos Suspensos (SST), apresentados na tabela

38 e no gráfico da figura 56, mostram que os reatores tiveram grande capacidade de retenção

deste tipo de sólido. Os resultados de duas coletas, a do dia 17 de março e a do dia 9 de junho,

estão discrepantes em relação aos demais e por isso foram desconsiderados no cálculo da

média, que nestas condições, foi de 85%, pouco inferior à obtida por Ávila (2005), que foi da

ordem de 88%, porém cerca de 10% inferior à obtida por Ganske e Zanotelli (2007), 98%.

Entretanto, foi bem superior à observada por Oliveira e Von Sperling (2005), 66%.

152

Tabela 38 – Resultado das análises de Sólidos Suspensos (mg /L)

Data Efluente

Eficiência Bruto Tratado

20/05/10 335 86 74% 10/02/11 393 68 83% 24/02/11 560 64 89% 10/03/11 650 46 93% 17/03/11 702 62 11%4 24/03/01 475 10 98% 31/03/11 430 66 85% 14/04/11 400 30 93% 28/04/11 405 22 95% 12/05/11 295 53 82% 26/05/11 500 90 82% 09/06/11 44.9003 70 100%4 30/06/11 710 230 68% Média 3.856 69 85%

Notas: 1 – Análises feitas pelo método Gravimétrico. 2 – Na coleta do dia17/03/11 havia muito material em suspensão, indicando que o gradeamento não

estava retendo sólidos. 3 – Na coleta do dia09/06/11 havia muito material em suspensão, indicando que o gradeamento não

estava retendo sólidos. 4 – Valores desconsiderados no cálculo da eficiência média.

Figura 56 - Resultados das análises de Sólidos Suspensos (mg/L) Notas: 1 – O valor referente a amostra do efluente bruto coletado no dia 9 de junho, 4,49E+04,

não foi mostrado no gráfico para evitar distorção na escala.

No que refere-se a Sólidos Totais, os resultados apresentados na tabela 39 e no gráfico

da figura 57 mostram que em três ocasiões, 14 e 28 de abril e 12 de maio, houve aumento na

concentração de sólidos no efluente tratado em relação ao bruto, indicando que pode ter

havido entrada de sólidos no poço de sucção do efluente tratado para o sistema de irrigação.

153

Além disso, o resultado da amostra do efluente bruto coletado no dia 9 de junho indica que

houve problema na tela de galinheiro utilizada como complemento do gradeamento, já que

houve passagem de sólidos para o sistema de tratamento em quantidade muito maior do que a

observada nas outras coletas.

Tabela 39 – Resultado das análises de Sólidos Totais (mg /L)

Data Efluente

Eficiência Bruto Tratado

20/05/10 3,10E+03 2,40E+03 23% 10/02/11 2,60E+03 2,42E+03 7% 24/02/11 2,81E+03 2,51E+03 11% 10/03/11 2,87E+03 2,56E+03 11% 17/03/11 2,87E+03 2,28E+03 21% 24/03/01 2,35E+03 1,73E+03 26% 31/03/11 4,92E+03 4,46E+03 9% 14/04/11 2,62E+03 2,68E+03 -2% 28/04/11 2,45E+03 2,71E+03 -11% 12/05/11 2,47E+03 2,55E+03 -3% 26/05/11 2,85E+03 2,34E+03 18% 09/06/11 4,73E+042 2,95E+03 94% 30/06/11 2,79E+03 2,75E+03 1% Média 6,31E+03 2,64E+03 11%

Notas : 1 – Análises feitas pelo método Gravimétrico. 2 – Na coleta do dia09/06/11 havia muito material em suspensão, indicando que o gradeamento não

estava retendo sólidos. Desconsiderando esta amostra, a eficiência média seria de 10%, diferença não significativa.

Figura 57 - Resultados das análises de Sólidos Totais (mg/L) Notas: 1 – O valor referente a amostra do efluente bruto coletado no dia 9 de junho, 4,49E+04, não foi

mostrado no gráfico para evitar distorção na escala.

154

A tabela 40 e o gráfico da figura 58 apresentam os resultados das análises referentes ao

pH, os quais sofreram pouca variação no período.

Tabela 40 – Resultado das análises de pH

Data Efluente

Bruto Tratado 20/05/10 7 7,13 10/02/11 6,95 7,44 24/02/11 6,85 7,13

10/03/111 - 7,26 24/03/01 7,12 8,3 31/03/11 7,22 7,58 14/04/11 6,98 7,35 28/04/11 7,31 7,76 12/05/11 7,38 7,28 26/05/11 7,22 7,35

09/06/112 - 7,51 30/06/11 7,08 7,21 Média 7,11 7,44

Nota: 1 – No dia 10/03 não foi feita análise de pH no efluente bruto. 2 – No dia 09/06 não foi possível realizar análise do efluente bruto em virtude da grande quantidade de

sólidos em suspensão na amostra. 3 – Análises feitas pelo método Potenciométrico.

Figura 58 - Resultado das análises de pH

A tabela 41 e o gráfico da figura 59 apresentam os resultados das análises referentes à

Escherichia coli. Os resultados de Coliformes Termotolerantes estão apresentados na tabela

42 e na figura 60.

155

Tabela 41 - Resultados das análises de E. Coli (NMP/100ml)

Data Efluente Redução

(unidades log) Bruto Tratado 10/02/11 1,30E+08 2,50E+06 2 24/02/11 1,16E+07 6,49E+06 1 10/03/11 1,14E+07 6,13E+06 1 24/03/11 1,99E+07 1,72E+05 2 31/03/11 1,30E+07 6,13E+06 1 14/04/11 2,42E+07 1,73E+06 1 28/04/11 1,55E+07 8,66E+05 2 12/05/11 9,80E+06 1,99E+06 - 09/06/11 4,88E+07 2,42E+06 1 30/06/11 6,91E+07 1,30E+07 -

Média Geométrica 2,37E+07 2,51E+06 1 Nota: 1 – Análises feitas pelo método SMEWW9223B.

Figura 59 – Resultados das análises de E. Coli (NMP/100ml)

Tabela 42 - Resultados das análises de Coliformes Termotolerantes (UFC/100ml)

Data Efluente Redução

(unidades log) Bruto Tratado 20/05/10 7,60E+06 6,90E+06 - 10/02/11 4,80E+07 2,30E+06 1 24/02/11 2,40E+07 3,50E+06 1 10/03/11 3,50E+07 5,00E+06 1 24/03/01 1,80E+07 3,00E+04 3 31/03/11 2,80E+07 5,00E+06 1 14/04/11 3,00E+07 2,00E+06 1 28/04/11 6,70E+06 5,00E+05 1 12/05/11 7,90E+06 3,70E+06 -

156

Tabela 42 – Continuação 09/06/11 1,02E+08 3,00E+07 1 30/06/11 7,80E+08 4,20E+06 2

Média Geométrica 2,82E+08 1,12E+07 1

Figura 60 – Resultados das análises de Coliformes Termotolerantes (UFC/100ml)

Tanto no caso de se adotar como indicador de patógenos a Escherichia coli como no

caso que o indicador adotado sejam os Coliformes Termotolerantes, os resultados indicam que

o tratamento utilizado, fossa séptica seguida de filtro anaeróbio de fluxo ascendente, não seria

capaz de, individualmente, proporcionar um nível de segurança adequado para irrigação

irrestrita ou mesmo para irrigação restrita. Entretanto, se forem adotadas outras medidas de

precaução, como as listadas no quadro 2 (ver 2.3.6), é possível atingir uma redução

complementar de 105 a 106, recomendada pela OMS para irrigação irrestrita. Caso o efluente

fosse utilizado para irrigação restrita, a redução complemantar necessária seria de 10³.

Quanto à recomendação sugerida pela equipe do PROSAB, apresentada na tabela 13

(ver 2.3.5), os resultados de Coliformes Termotolerantes indicam que o efluente somente

poderia ser utilizado associado à irrigação subsuperficial.

No caso específico da pesquisa, a probabilidade de haver contaminação do fruto é muito

baixa, tendo em vista o milho cresce afastado do solo (KEIRATA et al., 2010a). Segundo a

OMS quando se pratica irrigação por sulcos os maiores riscos são para os trabalhadores rurais,

que trabalham na área irrigada. Contudo, estes riscos podem ser minimizados com a utilização

de calçados e luvas (WHO, 2006).

157

A tabela 43 apresenta de forma reduzida a média dos resultados das análises feitas nos

efluentes bruto e tratado, com as respectivas eficiências obtidas.

Tabela 43 –Média1 dos resultados das análises feitas nos efluentes bruto e tratado.

Parâmetro Efluente

Eficiência Bruto Tratado

Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) 455 88 85% Demanda Química de Oxigênio (DQO) 1.510 721 64% Sólidos Suspensos Totais (SST) 3.856 69 85% Sólidos Dissolvidos Totais (SDT) 2,42E+03 2,60E+03 -10,98% Sólidos Totais (ST) 6,31E+03 2,64E+03 11% Potencial Hidrogeniônico (pH) 7,11 7,44

Fósforo Total 13,3 7,38 24% Nitrogênio Amoniacal 52 108 -131% Nitrato2

-

Nitrito2

- Condutividade Elétrica2 - 4,30E+03 Coliformes Termotolerantes 2,82E+08 1,12E+07 90%

Escherichia coli 2,37E+07 2,51E+06 90% Notas: 1 – Média aritmética dos resultados, a exceção de Coliformes Termotolerantes e Escherichia coli, cujos

resultados apresentados referem-se à média geométrica. 2 – Nitrito e Nitrato, bem como a Condutividade Elétrica, somente foram analisados no efluente bruto.

Em relação ao cultivo propriamente dito, a figura 61 mostra que germinação foi

desigual nas duas metades da linha de plantio, tendo havido maior densidade na primeira

metade do que na segunda. Isto pode ter ocorrido por ineficiência na aplicação do efluente,

que foi feita separadamente para as duas metades, comprovando que sem a aplicação do

efluente nas condições climáticas ocorridas durante o período de plantio, pouca chuva, típico

da região semiárida; não teria havido crescimento do plantio.

Figura 61– Vista da área plantada com milho.

158

O pouco crescimento ocorrido na segunda metade dos sulcos levou a que fossem

selecionados pontos para análise do solo na área irrigada situados apenas na primeira metade.

A figura 62 mostra o resultado da irrigação, a espiga do milho, cujo tamanho foi da ordem de

23cm. Vale ressaltar que não foi aplicado ao cultivo nenhum tipo de adubo, tais como os

recomendados pelo Laboratório de Análises de Solo e Água, 50Kg/ha de Fósforo (P2O5) e

40Kk/ha de Nitrogênio (N) (ver laudo de análise de solo no anexo A). Considerando os

dados das tabelas 28, duração das fases, e 30, QTN, tem-se que a média ponderada da taxa de

aplicação de esgoto durante o plantio foi de 14,4mm por turno de rega, o que equivale a

14,4L/m². Considerando também que foram utilizados três sulcos de 0,30x30m, perfazendo

um área molhada de 27m² e que durante o período do cultivo, cerca de 4 meses, houve rega a

cada dois dias, perfazendo um total de 60 aplicações, têm–se que foram aplicados no

experimento 23.320L de esgoto.

Figura 62 – Espiga de milho

Para uma concentração média de Nitrogênio Amoniacal no efluente tratado de

108mg/L, têm-se que foram aplicados ao solo, e deixado de lançar ao rio, 2,52Kg, o que

equivale a aproximadamente 933Kg/ha. Para uma concentração média de Fósforo no efluente

tratado de 7,38mg/L, têm-se que foram aplicados ao solo, e deixado de lançar ao rio, 172g, o

que equivale a aproximadamente 64Kg/ha. De acordo com dados da EMBASA relativos ao

período de out/10 a set/11 a cidade de Sto. Antônio têm um consumo médio mensal de

159

4.336m³, o que, considerando um coeficiente de retorno de 0,8, resulta em uma geração de

esgoto de 3.469m³, suficiente para irrigar uma área de 241ha de milho, a uma taxa média de

14,4L/m². Desta forma, caso toda a cidade fosse atendida por sistemas de tratamento

simplificado, de baixo custo, como a Fossa Séptica associada a um Filtro Anaeróbio de Fluxo

Ascendente, deixariam de ser lançados ao rio, anualmente, cerca de 375Kg de Nitrogênio

Amoniacal e 26Kg de Fósforo.

Como não houve retenção do efluente infiltrado nos drenos, não foram realizadas

coletas de efluentes nos pontos 3 e 4, indicados na figura 49, o que impossibilitou a

realização de análises no efluente infiltrado no solo de modo a avaliar a ação deste meio,

juntamente com o milho, sobre o efluente.

Por conseguinte, para avaliar eventuais alterações no solo devido à ação do esgoto

infiltrado, foram realizadas análises de solo em três pontos, sendo um fora da área irrigada

(S), para servir de referência, e outros dois dentro da área irrigada (I1 e I2), nos sulcos. Em

todos os três pontos, foram coletadas amostras contendo no mínimo 1Kg de solo nas

profundidades de 0 a 10cm e de 40 a 50cm. As análises de solo foram feitas no laboratório da

CETREL, compreendendo os seguintes parâmetros:

a) Demanda Química de Oxigênio (DQO);

b) Potencial Hidrogeniônico (pH);

c) Fósforo Total;

d) Nitrogênio Amoniacal;

e) Nitrato;

f) Nitrito.

Os resultados das análises realizadas entre 0 e 10cm estão apresentados na tabela 44 e

os resultados das análises realizadas entre 40 e 50cm na tabela 45.

Tabela 44 – Resultado das análises de solo entre 0 e 10cm.

Parâmetro Unidade Método de Análise Ponto de Coleta S0 I1 0 I2 0

DQO1 mg/Kg - 248 257 225 Fósforo Total2 mg/Kg SMEWW, 21ªed. Part. 4500 - NO3 E <40 <40 <40 Nit. Amoniacal1 mg/Kg SMEWW, 21ªed. Part. 4500NH3 F <0,5 21 20 Nitrato1 mg/Kg SMEWW, 21ªed. Part. 4500 - NO3 E <0,5 18 40 Nitrito1 mg/Kg SMEWW, 21ªed. Part. 4500 - N org <0,1 <0,1 <0,1 pH1 - SMEWW, 21ªed. Part. 4500H 6,7 6 5,8 Nota: 1 – Ensaio realizado no extrato aquoso de uma solução 1:10. 2 – Abertura da amostra em bomba Parr.

160

Tabela 45 – Resultado das análises de solo entre 40 e 50cm.

Parâmetro Unidade Método de Análise Ponto de Coleta

S 40 I1 40 I2 40 DQO1 mg/Kg - 237 254 95 Fósforo Total2 mg/Kg SMEWW, 21ªed. Part. 4500 - NO3 E <40 <40 <40 Nit. Amoniacal1 mg/Kg SMEWW, 21ªed. Part. 4500NH3 F <0,5 <0,5 0,9 Nitrato1 mg/Kg SMEWW, 21ªed. Part. 4500 - NO3 E <0,5 17 2,6 Nitrito1 mg/Kg SMEWW, 21ªed. Part. 4500 - N org <0,1 <0,1 <0,1 pH1 - SMEWW, 21ªed. Part. 4500H 7,6 7,1 7,7 Nota: 1 – Ensaio realizado no extrato aquoso de uma solução 1:10. 2 – Abertura da amostra em bomba Parr.

Os resultados apresentados na tabela 44 mostram que não houve um aumento

significativo dos teores de matéria orgânica no solo em função da aplicação do esgoto. Em um

dos pontos analisados, I1, o aumento da DQO foi de apenas 3,6% e no outro ponto analisado,

I2, houve redução de 9,3%. Comparando-se os resultados para profundidade entre 40 e 50cm,

apresentados na tabela 44, o aumento da DQO no ponto I1 em relação ao ponto de referência,

S, foi de 6,8%, enquanto que no ponto I2 houve uma redução de 57,2%.

Analisando-se os resultados em relação à diferença de profundidade, os resultados

relativos ao ponto tomado como referência, S, indicam uma diminuição do teor de matéria

orgânica de 4,4%, superior a que ocorreu no ponto I1, 1,2%. No outro ponto, I2, a diminuição

do teor foi de muito superior a ocorrida nos demais pontos, 57,8%.

De acordo com Feigin e outros (1991 apud DUARTE et al., 2008), muitas vezes os

efluentes secundários contêm altas concentrações de nitrogênio orgânico, o qual é susceptível

a decomposição microbiana do solo, que o transforma em compostos inorgânicos simples

disponíveis às plantas, como a amônia e o nitrato. Os microrganismos heterotróficos do solo

utilizam os compostos orgânicos que contêm nitrogênio como fonte de energia, mineralizando

assim a matéria orgânica. Segundo Artiola e Pepper (1992 apud FOSNSECA, 2001) a

umidade constante do solo provocada pela irrigação, em associação com altas temperaturas,

promove uma rápida mineralização do material orgânico adicionado ao solo.

Além da concentração de nitrogênio, as concentrações de carbono nos efluentes

secundários também favorecem a proliferação da biota do solo que, por sua vez, transforma o

nitrogênio orgânico em nitrogênio assimilável às plantas.

Fonseca (2001), estudando a disponibilidade de Nitrogênio, alterações nas

características químicas do solo e do milho irrigado com efluente tratado, constatou a rápida

mineralização da matéria orgânica nos solos irrigados com esgoto tratado.

161

Em relação aos teores de Fósforo Total, os resultados da tabela 44 não mostraram

diferença entre o ponto de referência, S, e os demais, I1 e I2. Os resultados da tabela 45

também indicaram que em nenhum dos pontos houve variação do teor de Fósforo Total em

função da profundidade.

Estes resultados indicam que o Fósforo foi todo absorvido pelas plantas ou lixiviado a

profundidades superiores a da coleta. Ambas as situações são atípicas, pois a mobilidade do

Fósforo no solo é muito restrita em razão de sua forte retenção por óxidos do solo

(principalmente de Fe, Al e Mn) e minerais de argila (MARQUES et al., 2003). A

possibilidade de lixiviação é mais remota, pois solos do tipo do franco-argiloso, como o do

local do plantio, caracterizam-se por terem baixa capacidade de infiltração (FONSECA,

2005).

Segundo Fonseca (2001), a quantidade de Fósforo adicionada ao solo pela irrigação

com efluentes domésticos normalmente não tem sido excessiva. Entretanto, aumentos nos

teores deste elemento têm sido comuns em sistemas agrícolas, bem como em pastagens e

florestas, principalmente na camada superficial do solo.

No que refere-se a Nitrogênio Amoniacal, os resultados da tabela 44 mostram um

aumento significativo, e semelhante, dos teores nos pontos que foram submetidos à irrigação,

em relação ao ponto de referência, onde o limite de detecção do método de análise utilizado

não foi ultrapassado.

Analisando os resultados apresentados na tabela 45, observa-se que os teores do ponto

de referência, S, não sofrem alteração com a profundidade. Nos pontos que foram submetidos

à irrigação o teor ou foi inferior ao limite de detecção, ponto I1, tal como no ponto de

referência ou foi pouco superior a este, I2, indicando em ambas as situações que a ação do

efluente na profundidade entre 40 e 50cm já não é significativa. A diminuição no teor de

Nitrogênio Amoniacal pode ter sido devida à volatização ou a absorção pelo cultivo ou ainda

por adsorção pelas partículas de argila do solo (USEPA, 2006).

Os resultados das análises de Nitrato da tabela 44 mostram um aumento significativo

dos teores nos pontos que foram submetidos à irrigação, tal como os de Nitrogênio

Amoniacal, em relação ao ponto de referência, onde o limite de detecção do método de

análise utilizado não foi ultrapassado. Entretanto, o teor no ponto I2 foi mais do que o dobro

do verificado no ponto I1. O aumento do teor de Nitrato indica que houve nitrificação do

162

Nitrogênio Amoniacal contido no efluente aplicado, já que não foram detectadas

concentrações significativas de Nitrato no efluente.

Os resultados da tabela 45 também mostram aumento no teor de Nitrato nos pontos que

foram submetidos à irrigação em relação ao ponto de referência, onde o limite de detecção do

método de análise utilizado não foi ultrapassado. Comparando-se os resultados das tabelas 44

e 45, observa-se que no ponto I1 os teores nas duas profundidades analisadas são semelhantes,

indicando que não teria acontecido absorção pelo cultivo, sendo todo o Nitrato lixiviado.

Segundo Schlascha e outros (1979 apud FONSECA, 2001) e Smith e Bond (1999 apud

FONSECA, 2001) a lixiviação é devida ao excesso de nutrientes aportado pelo efluente em

relação à quantidade requerida pelas plantas.

Entretanto, os resultados do ponto I2 mostram que houve uma redução da ordem de

94%, o que poderia ser indicativo de absorção pelas plantas ou denitrificação (USEPA, 2006).

Comparando-se os resultados relativos à Nitrogênio Amoniacal com os relativos a

Nitrato observa-se que nos pontos que foram submetidos à irrigação, os resultados não

indicam transformação do Nitrogênio Amoniacal do solo em Nitrato com o aumento da

profundidade, fenômeno conhecido como nitrificação (MELO et al., 2000; USEPA, 2006).

Em relação aos teores de Nitrito, em nenhum dos pontos analisados foram detectados

teores acima do limite de detecção dos métodos utilizados para realizar as análises.

Os resultados das análises referentes a pH, apresentados na tabela 44, mostram que

houve uma ligeira redução, semelhante, nos pontos que foram submetidos à irrigação, I1 e I2,

em relação ao ponto de referência, S. Os resultados mostrados na tabela 45, indicam que em

todos os pontos houve aumento em relação aos resultados observado na superfície, mostrados

na tabela 44. Entretanto, os resultados dos pontos que foram submetidos à irrigação foram

semelhantes ao observado no ponto de referência.

De acordo com Bauwer e Idelovitch (1987 apud FONSECA, 2001) e Carvalho e outros

(2005) não seria de esperar alterações no pH do solo em virtude da capacidade tampão que o

solo tem. Entretanto Vasquez-Montiel e outros (1996 apud FONSECA, 2001) observaram

redução no pH em solo cultivado com milho e irrigado com efluente tratado. Os autores

creditaram esta redução a nitrificação ocasionada pela adição de fertilizante nitrogenado.

Segundo Bouwer e Chaney (1974 apud FONSECA, 2001), em solos onde há aplicação de

resíduos biodegradáveis, como o esgoto doméstico, mediante a degradação destes resíduos

163

pelos microorganismos, pode haver diminuição no valor do pH devido a produção de CO2 e

ácidos orgânicos.

164

5. CONCLUSÃO E RECOMENDAÇÕES

O objetivo desta pesquisa foi avaliar a eficiência do reúso agrícola, associado a um

sistema de tratamento simplificado e de baixo custo de implantação e operação, como

estratégia de redução da poluição de rios localizados em regiões semiáridas.

Para tanto, parte do esgoto da cidade de Sto. Antônio, distrito de São Domingos, situado

em região do Estado da Bahia, que é lançado no rio Jacuípe, sem tratamento, foi desviada para

um sistema de tratamento composto de fossa séptica seguida de filtro anaeróbio de fluxo

ascendente. O efluente tratado foi utilizado em um sistema de irrigação superficial, composto

por sulcos nivelados, onde foi plantado milho. Embaixo da linha de plantio foram assentados

drenos subterrâneos com o propósito de coletar o efluente infiltrado, de modo a poder analisá-

lo e avaliara a influência do sistema solo-planta na remoção de nutrientes e de matéria

orgânica.

A alta taxa de evaporação, característica das regiões semiáridas, aliada ao fato de que os

drenos terem sido assentados embaixo da linha de plantio e não dos sulcos, pode ter sido a

causa da não retenção pelos drenos do efluente infiltrado, o que impossibilitou a análise direta

do efluente e posterior comparação com os resultados das análises do efluente tratado para

verificar o efeito do solo em uma eventual melhoria da qualidade do efluente. Isto levou a que

se procedesse análise do solo, de modo a tirar-se conclusões sobre a eficácia do reúso

agrícola na retenção de matéria orgânica e na remoção do Nitrogênio Amoniacal e do Fósforo

contido no efluente tratado.

No que refere-se eficiência do reúso agrícola na retenção de matéria orgânica, os

resultados não mostraram aumento significativo da DQO na área irrigada, indicando que esta

pode ter sido mineralizada e portanto sido retida pelo solo.

Os resultados mostraram aumento significativo dos teores de Nitrogênio Amoniacal na

superfície da área irrigada, os quais, na profundidade de 50cm, ou não foram detectados ou o

foram em teor muito baixo, próximo do limite de detecção da análises. Isto indica que o

sistema solo planta foi capaz de remover todo o Nitrogênio Amoniacal contido no esgoto.

Em relação à eficiência do reúso agrícola na remoção Fósforo, os resultados não

mostraram aumento deste elemento na área irrigada, indicando que a quantidade aplicada foi

absorvida pelo cultivo, sendo portanto retida no sistema solo-planta.

165

Na região semiárida onde os rios ou são intermitentes ou têm seu volume de água

bastante reduzido nas épocas de seca, muito freqüentes nesta região, a adoção do reúso

agrícola, associado a sistemas de tratamento simplificado de baixo custo, como o sistema

Fossa-Filtro, pode ser uma estratégia a ser adotada para solucionar o problema de falta de

tratamento do efluente oriundo das cidades situadas nesta região, a maioria de pequeno porte,

nas quais, de outra maneira, dificilmente terão seus esgotos tratados, tendo em vista que

quanto menor for o volume disponível para diluição dos esgotos, maior a exigência de

eficiência no tratamento e quanto maior for esta eficiência, maiores serão os custos de

implantação e operação dos sistemas de tratamento.

Este benefício do ponto de vista sanitário e ambiental faz com o reúso agrícola,

associado a um sistema de tratamento simplificado, como o formado pelo conjunto Fossa-

Filtro, possa ser uma ferramenta a ser utilizada na Gestão dos Recursos Hídricos, que no

Brasil é regida pela Política Nacional de Recursos Hídricos, estabelecida pela Lei 9.433 de

2007.

Apesar de não explicitado na referida lei, a prática do reúso agrícola associado a

sistemas simplificados de tratamento pode intervir em três dos cinco instrumentos previstos

na lei Política Nacional de Recursos Hídricos, estabelecida pela Lei 9.433 de 2007, que são a

outorga dos direitos de uso de recursos hídricos; a cobrança pelo uso de recursos hídricos e o

enquadramento dos corpos de água em classes, segundo os usos preponderantes da água.

Segundo o artigo 11 da lei 9.433/97, o regime de outorga de direitos de uso de recursos

hídricos tem como objetivos assegurar o controle quantitativo e qualitativo dos usos da água e

o efetivo exercício dos direitos de acesso à água. No artigo 12 da referida lei, é dito que o

lançamento em corpo de água de esgotos e demais resíduos líquidos ou gasosos, tratados ou

não, com o fim de sua diluição, transporte ou disposição final está sujeito a outorga pelo

Poder Público.

Como o reúso agrícola, associado a um sistema de tratamento simplificado, mostrou-se

capaz de remover os nutrientes e a matéria orgânica contida nos efluentes, com a adoção desta

estratégia não é necessário reservar um volume de água para proceder à diluição dos

efluentes, liberando este volume para outros usos, o que possibilita a ampliação dos usuários.

Como a água é um recurso escasso, que pode ser usado para diversas finalidades, tais como

abastecimento humano, dessedentação animal, irrigação, indústria, geração de energia

elétrica, preservação ambiental, paisagismo, lazer, navegação, etc; muitas vezes, esses usos

166

podem ser concorrentes, acontecendo de um uso impossibilitar o outro, o que pode provocar

conflitos entre os setores usuários.

No que tange à cobrança, o artigo 20 da Lei 9.433/97 diz que todos os usos de recursos

hídricos sujeitos a outorga, nos termos do artigo 12, serão cobrados. Segundo o artigo 21

desta lei, na fixação dos valores a serem cobrados pelo uso dos recursos hídricos devem ser

observados, dentre outros, o volume lançado e seu regime de variação e as características

físico-químicas, biológicas e de toxidade do afluente, nos lançamentos de esgotos e demais

resíduos líquidos ou gasosos.

Como os resultados da pesquisa mostraram que os nutrientes e a matéria orgânica foram

removidos, não houve lançamento, ainda que indireto, no rio, não cabendo, portanto, a

cobrança pelo volume de efluente tratado.

Quanto ao enquadramento, a lei 9.433/97, no artigo 9° diz que este visa assegurar às

águas qualidade compatível com os usos mais exigentes a que forem destinadas e diminuir os

custos de combate à poluição das águas, mediante ações preventivas permanentes. Os

resultados mostraram que reúso agrícola, associado a um sistema de tratamento simplificado,

pode ser uma estratégia de ação preventiva permanente de diminuição dos custos de combate

à poluição das águas.

Além dos benefícios ambientais, há também um benefício econômico, resultante da

produção agrícola que de outra forma, contando somente com as chuvas, é incerta e,

geralmente, baixa.

Entretanto, os resultados também evidenciaram os riscos do reúso agrícola, sendo um

deles o potencial de salinização do solo devido à utilização de efluentes domésticos urbanos,

como mostraram os resultados de Condutividade Elétrica e de Sólidos Dissolvidos que

indicam que o efluente tratado tem uma restrição severa de aplicação conforme os padrões de

qualidade da água para irrigação, estabelecidos por Ayers e Westcot.

O grande potencial de provocar salinização requer um monitoramento mais freqüente do

solo, através dos resultados de análises de Percentual de Sódio Trocável (PST) e

Condutividade Elétrica do extrato de solução, de modo a poder constar-se a efetiva

salinização do solo.

Outro risco evidenciado pelos resultados foi a formação de Nitratos, decorrente da

nitrificação do Nitrogênio Amoniacal contido no efluente aplicado. Um dos resultados das

167

análises mostrou que o teor de Nitrato permaneceu constante como aumento da profundidade,

indicando que pode haver transporte deste elemento para as águas do rio quando houver uma

chuva de grande intensidade. Como foram poucos os pontos e as profundidades analisadas,

recomenda-se que sejam realizadas coletas de material para análise em mais pontos e em

outras profundidades de modo a avaliar se realmente há lixiviação do Nitrato.

Como não houve retenção do efluente infiltrado nos drenos subterrâneos assentados

embaixo da linha de plantio, deve se alterar o posicionamento e/ou as profundidades dos

drenos de modo a coletar o efluente e realizar análises em meio líquido para avaliar a

influência do sistema solo-planta na remoção de nutrientes e de matéria orgânica. Outras

estratégias para coleta do efluente infiltrado no solo podem ser tentadas.

Tendo em vista que a literatura sugere que os custos de implantação e operação de

sistemas anaeróbios de tratamento de esgoto, como o Fossa-Filtro utilizado na pesquisa, são

baixos, recomenda-se que sejam realizados estudos econômicos para comparar os custos de

implantação e operação de sistemas de tratamento como estes, associados aos custos de

implantação e operação dos sistemas de irrigação; com as receitas advindas da produção

obtida na área irrigada com efluentes.

Considerando que eventuais receitas advindas da produção obtida na área irrigada com

efluentes depende da compra por parte da população, recomenda-se que sejam realizados

estudos visando avaliar a eventuais restrições da população sobre produtos irrigados com

efluentes.

168

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189

ANEXO A

LAUDOS DE ANÁLISES DE SOLO - EMAPA

190

ANEXO B

LAUDOS DE ANÁLISES DE ESGOTO - EMBASA

191

ANEXO C

LAUDOS DE ANÁLISES DE SOLO - CETREL

RELATÓRIO DE ENSAIOS Nº.

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Cliente: ROGÉRIO DE MEDEIROS NETTO

Endereço: RUA Vicente Batalha, 406, Apt 04, Costa Azul, SALVADOR/BA - 41760030.

Solicitante: Rogério de Medeiros Netto CS/CR: 29911

Referência: Avaliação da Qualidade do Solo Proposta: 0767/11

DADOS DA AMOSTRA

Matriz: Solo Amostra: S 0

Código: 215615 Coleta: 27/07/2011 00:00 Recebimento: 28/07/2011 Previsão: 17/08/2011

LABORATÓRIO DE FÍSICO-QUÍMICA - ETE RESULTADOS ANALÍTICOS

Parâmetros Referência LQ(1) Resultado Unidade Análise

Fósforo Total SMEWW, 21ªed. Part. 4500-NO3 E 40 < 40 mg/Kg 09/08/2011

Nitrogênio Amoniacal SMEWW, 21ªed. Part. 4500NH3 F 0,5 < 0,5 mg/Kg 10/08/2011

pH 1:10 SMEWW, 21ªed. Part. 4500H 1 6,7 pH 28/07/2011

DQO (extrato aquoso) --- 50 248 mg/Kg 09/08/2011

Nitrato (extrato aquoso) SMEWW, 21ªed. Part. 4500-NO3 E 0,5 < 0,5 mg/Kg 12/08/2011

Nitrito (extrato aquoso) SMEWW, 21ªed. Part. 4500-N org 0,1 < 0,1 mg/Kg 12/08/2011

Observações dos Métodos pH 01- Ensaio de pH ajustado para temperatura de 25 °C.

DQO 01- DQO: Demanda Química de Oxigênio. Fosfato e Fósforo Total 01- Abertura da amostra em Bomba Parr.

Condições de Recebimento Método Recipiente Preservação

pH Frasco de Vidro 250g Refrigerada

DQO Frasco de DQO 500g Refrigerada

Nitrato, Nitrito Frasco de Polietileno ou Vidro 500g Refrigerada

N-NH3 INDOF Frasco de Polietileno ou Vidro 500g Ac. sulf.até pH<2 /Refrigerada

Fosfato e Fósforo Total Frasco de Vidro. 250mL pH<2 H2SO4/Refrigerada a 4ºC

Abertura bomba Parr Frasco de Vidro 250g Refrigerada

Observações da Amostra Nitrato 01- Ensaio realizado no extrato aquoso na proporção de 1:10.

Nitrito 01- Ensaio realizado no extrato aquoso na proporção de 1:10.

N-NH3 INDOF 01- Ensaio realizado no extrato aquoso na proporção de 1:10.

Observações Gerais

Relatório

O(s) resultado(s) expresso(s) neste relatório refere-se apenas à amostra ensaiada. Este relatório só deverá ser reproduzido na íntegra. O laboratório não se responsabiliza pela produção parcial deste relatório. Os dados brutos dessa amostra estão disponíveis para consulta até 60 dias após a data da emissão desse Relatório de Ensaio. Esse Relatório de Ensaio foi aprovado e assinado eletronicamente.

Coleta Responsável pela coleta da amostra: Cliente

Sem Comparativo --- Nota: (1) – Limite de Quantificação do Método. (2) – Número de registro único no banco de dados do “Chemical Abstracts Service”

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Endereço: RUA Vicente Batalha, 406, Apt 04, Costa Azul, SALVADOR/BA - 41760030.

Solicitante: Rogério de Medeiros Netto CS/CR: 29911

Referência: Avaliação da Qualidade do Solo Proposta: 0767/11

DADOS DA AMOSTRA

Matriz: Solo Amostra: S 40

Código: 215614 Coleta: 27/07/2011 00:00 Recebimento: 28/07/2011 Previsão: 17/08/2011

LABORATÓRIO DE FÍSICO-QUÍMICA - ETE RESULTADOS ANALÍTICOS

Parâmetros Referência LQ(1) Resultado Unidade Análise

Fósforo Total SMEWW, 21ªed. Part. 4500-NO3 E 40 < 40 mg/Kg 09/08/2011

Nitrogênio Amoniacal SMEWW, 21ªed. Part. 4500NH3 F 0,5 < 0,5 mg/Kg 10/08/2011

pH 1:10 SMEWW, 21ªed. Part. 4500H 1 7,6 pH 28/07/2011

DQO (extrato aquoso) --- 50 237 mg/Kg 10/08/2011

Nitrato (extrato aquoso) SMEWW, 21ªed. Part. 4500-NO3 E 0,5 < 0,5 mg/Kg 12/08/2011

Nitrito (extrato aquoso) SMEWW, 21ªed. Part. 4500-N org 0,1 < 0,1 mg/Kg 12/08/2011

Observações dos Métodos pH 01- Ensaio de pH ajustado para temperatura de 25 °C.

DQO 01- DQO: Demanda Química de Oxigênio. Fosfato e Fósforo Total 01- Abertura da amostra em Bomba Parr.

Condições de Recebimento Método Recipiente Preservação

pH Frasco de Vidro 250g Refrigerada

DQO Frasco de DQO 500g Refrigerada

Nitrato, Nitrito Frasco de Polietileno ou Vidro 500g Refrigerada

N-NH3 INDOF Frasco de Polietileno ou Vidro 500g Ac. sulf.até pH<2 /Refrigerada

Fosfato e Fósforo Total Frasco de Vidro. 250mL pH<2 H2SO4/Refrigerada a 4ºC

Abertura bomba Parr Frasco de Vidro 250g Refrigerada

Observações da Amostra pH 01-Ensaio realizado em duplicata, resultado confrimado.

Nitrato 01- Ensaio realizado no extrato aquoso na proporção de 1:10.

Nitrito 01- Ensaio realizado no extrato aquoso na proporção de 1:10.

N-NH3 INDOF 01- Ensaio realizado no extrato aquoso na proporção de 1:10.

Observações Gerais

Relatório

O(s) resultado(s) expresso(s) neste relatório refere-se apenas à amostra ensaiada. Este relatório só deverá ser reproduzido na íntegra. O laboratório não se responsabiliza pela produção parcial deste relatório. Os dados brutos dessa amostra estão disponíveis para consulta até 60 dias após a data da emissão desse Relatório de Ensaio. Esse Relatório de Ensaio foi aprovado e assinado eletronicamente.

Coleta Responsável pela coleta da amostra: Cliente

Sem Comparativo --- Nota: (1) – Limite de Quantificação do Método. (2) – Número de registro único no banco de dados do “Chemical Abstracts Service”

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Endereço: RUA Vicente Batalha, 406, Apt 04, Costa Azul, SALVADOR/BA - 41760030.

Solicitante: Rogério de Medeiros Netto CS/CR: 29911

Referência: Avaliação da Qualidade do Solo Proposta: 0767/11

DADOS DA AMOSTRA

Matriz: Solo Amostra: I 140

Código: 215618 Coleta: 27/07/2011 00:00 Recebimento: 28/07/2011 Previsão: 17/08/2011

LABORATÓRIO DE FÍSICO-QUÍMICA - ETE RESULTADOS ANALÍTICOS

Parâmetros Referência LQ(1) Resultado Unidade Análise

Fósforo Total SMEWW, 21ªed. Part. 4500-NO3 E 40 < 40 mg/Kg 09/08/2011

Nitrogênio Amoniacal SMEWW, 21ªed. Part. 4500NH3 F 0,5 < 0,5 mg/Kg 10/08/2011

pH 1:10 SMEWW, 21ªed. Part. 4500H 1 7,1 pH 28/07/2011

DQO (extrato aquoso) --- 50 254 mg/Kg 10/08/2011

Nitrato (extrato aquoso) SMEWW, 21ªed. Part. 4500-NO3 E 0,5 17 mg/Kg 12/08/2011

Nitrito (extrato aquoso) SMEWW, 21ªed. Part. 4500-N org 0,1 < 0,1 mg/Kg 12/08/2011

Observações dos Métodos pH 01- Ensaio de pH ajustado para temperatura de 25 °C.

DQO 01- DQO: Demanda Química de Oxigênio. Fosfato e Fósforo Total 01- Abertura da amostra em Bomba Parr.

Condições de Recebimento Método Recipiente Preservação

pH Frasco de Vidro 250g Refrigerada

DQO Frasco de DQO 500g Refrigerada

Nitrato, Nitrito Frasco de Polietileno ou Vidro 500g Refrigerada

N-NH3 INDOF Frasco de Polietileno ou Vidro 500g Ac. sulf.até pH<2 /Refrigerada

Fosfato e Fósforo Total Frasco de Vidro. 250mL pH<2 H2SO4/Refrigerada a 4ºC

Abertura bomba Parr Frasco de Vidro 250g Refrigerada

Observações da Amostra pH 01-Ensaio realizado em duplicata, resultado confrimado.

Nitrato 01- Ensaio realizado no extrato aquoso na proporção de 1:10. 02- Amostra reanalisada. Resultado confirmado.

Nitrito 01- Ensaio realizado no extrato aquoso na proporção de 1:10.

N-NH3 INDOF 01- Ensaio realizado no extrato aquoso na proporção de 1:10.

Observações Gerais

Relatório

O(s) resultado(s) expresso(s) neste relatório refere-se apenas à amostra ensaiada. Este relatório só deverá ser reproduzido na íntegra. O laboratório não se responsabiliza pela produção parcial deste relatório. Os dados brutos dessa amostra estão disponíveis para consulta até 60 dias após a data da emissão desse Relatório de Ensaio. Esse Relatório de Ensaio foi aprovado e assinado eletronicamente.

Coleta Responsável pela coleta da amostra: Cliente

Sem Comparativo --- Nota: (1) – Limite de Quantificação do Método.

RELATÓRIO DE ENSAIOS Nº.

29423/2011.0 Emissão: 23/08/2011

Página 2 de 2

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(2) – Número de registro único no banco de dados do “Chemical Abstracts Service”

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Referência: Avaliação da Qualidade do Solo Proposta: 0767/11

DADOS DA AMOSTRA

Matriz: Solo Amostra: I 10

Código: 215619 Coleta: 27/07/2011 00:00 Recebimento: 28/07/2011 Previsão: 17/08/2011

LABORATÓRIO DE FÍSICO-QUÍMICA - ETE RESULTADOS ANALÍTICOS

Parâmetros Referência LQ(1) Resultado Unidade Análise

Fósforo Total SMEWW, 21ªed. Part. 4500-NO3 E 40 97 mg/Kg 09/08/2011

Nitrogênio Amoniacal SMEWW, 21ªed. Part. 4500NH3 F 0,5 21 mg/Kg 10/08/2011

pH 1:10 SMEWW, 21ªed. Part. 4500H 1 6,0 pH 28/07/2011

DQO (extrato aquoso) --- 50 257 mg/Kg 10/08/2011

Nitrato (extrato aquoso) SMEWW, 21ªed. Part. 4500-NO3 E 0,5 18 mg/Kg 12/08/2011

Nitrito (extrato aquoso) SMEWW, 21ªed. Part. 4500-N org 0,1 < 0,1 mg/Kg 12/08/2011

Observações dos Métodos pH 01- Ensaio de pH ajustado para temperatura de 25 °C.

DQO 01- DQO: Demanda Química de Oxigênio. Fosfato e Fósforo Total 01- Abertura da amostra em Bomba Parr.

Condições de Recebimento Método Recipiente Preservação

pH Frasco de Vidro 250g Refrigerada

DQO Frasco de DQO 500g Refrigerada

Nitrato, Nitrito Frasco de Polietileno ou Vidro 500g Refrigerada

N-NH3 INDOF Frasco de Polietileno ou Vidro 500g Ac. sulf.até pH<2 /Refrigerada

Fosfato e Fósforo Total Frasco de Vidro. 250mL pH<2 H2SO4/Refrigerada a 4ºC

Abertura bomba Parr Frasco de Vidro 250g Refrigerada

Observações da Amostra pH 01-Ensaio realizado em duplicata, resultado confrimado.

Nitrato 01- Ensaio realizado no extrato aquoso na proporção de 1:10. 02- Amostra reanalisada. Resultado confirmado.

Nitrito 01- Ensaio realizado no extrato aquoso na proporção de 1:10.

N-NH3 INDOF 01- Ensaio realizado no extrato aquoso na proporção de 1:10. 02- Amostra reanalisada. Resultado confirmado.

Observações Gerais

Relatório

O(s) resultado(s) expresso(s) neste relatório refere-se apenas à amostra ensaiada. Este relatório só deverá ser reproduzido na íntegra. O laboratório não se responsabiliza pela produção parcial deste relatório. Os dados brutos dessa amostra estão disponíveis para consulta até 60 dias após a data da emissão desse Relatório de Ensaio. Esse Relatório de Ensaio foi aprovado e assinado eletronicamente.

Coleta Responsável pela coleta da amostra: Cliente

Sem Comparativo --- Nota:

RELATÓRIO DE ENSAIOS Nº.

29424/2011.0 Emissão: 23/08/2011

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Av. Tancredo Neves, 3343, Edf. Cempre, Torre A, 41.820-021, Salvador, Bahia, Brasil | Tel.: + 55 71 3273.2200 | Fax: + 55 71 3273.2212 Via Atlântica, km. 9, Polo Industrial de Camaçari, 42.810-000, Camaçari, Bahia, Brasil | Tel.: + 55 71 3634.6832 | Fax: + 55 71 3634.6923

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(1) – Limite de Quantificação do Método. (2) – Número de registro único no banco de dados do “Chemical Abstracts Service”

RELATÓRIO DE ENSAIOS Nº.

29422/2011.0 Emissão: 23/08/2011

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Cliente: ROGÉRIO DE MEDEIROS NETTO

Endereço: RUA Vicente Batalha, 406, Apt 04, Costa Azul, SALVADOR/BA - 41760030.

Solicitante: Rogério de Medeiros Netto CS/CR: 29911

Referência: Avaliação da Qualidade do Solo Proposta: 0767/11

DADOS DA AMOSTRA

Matriz: Solo Amostra: I 20

Código: 215617 Coleta: 27/07/2011 00:00 Recebimento: 28/07/2011 Previsão: 17/08/2011

LABORATÓRIO DE FÍSICO-QUÍMICA - ETE RESULTADOS ANALÍTICOS

Parâmetros Referência LQ(1) Resultado Unidade Análise

Fósforo Total SMEWW, 21ªed. Part. 4500-NO3 E 40 < 40 mg/Kg 09/08/2011

Nitrogênio Amoniacal SMEWW, 21ªed. Part. 4500NH3 F 0,5 20 mg/Kg 10/08/2011

pH 1:10 SMEWW, 21ªed. Part. 4500H 1 5,8 pH 28/07/2011

DQO (extrato aquoso) --- 50 225 mg/Kg 10/08/2011

Nitrato (extrato aquoso) SMEWW, 21ªed. Part. 4500-NO3 E 0,5 40 mg/Kg 12/08/2011

Nitrito (extrato aquoso) SMEWW, 21ªed. Part. 4500-N org 0,1 < 0,1 mg/Kg 12/08/2011

Observações dos Métodos pH 01- Ensaio de pH ajustado para temperatura de 25 °C.

DQO 01- DQO: Demanda Química de Oxigênio. Fosfato e Fósforo Total 01- Abertura da amostra em Bomba Parr.

Condições de Recebimento Método Recipiente Preservação

pH Frasco de Vidro 250g Refrigerada

DQO Frasco de DQO 500g Refrigerada

Nitrato, Nitrito Frasco de Polietileno ou Vidro 500g Refrigerada

N-NH3 INDOF Frasco de Polietileno ou Vidro 500g Ac. sulf.até pH<2 /Refrigerada

Fosfato e Fósforo Total Frasco de Vidro. 250mL pH<2 H2SO4/Refrigerada a 4ºC

Abertura bomba Parr Frasco de Vidro 250g Refrigerada

Observações da Amostra pH 01-Ensaio realizado em duplicata, resultado confrimado.

Nitrato 01- Ensaio realizado no extrato aquoso na proporção de 1:10. 02- Amostra reanalisada. Resultado confrimado.

Nitrito 01- Ensaio realizado no extrato aquoso na proporção de 1:10.

N-NH3 INDOF 01- Ensaio realizado no extrato aquoso na proporção de 1:10. 02- Amostra reanalisada. Resultado confirmado.

Observações Gerais

Relatório

O(s) resultado(s) expresso(s) neste relatório refere-se apenas à amostra ensaiada. Este relatório só deverá ser reproduzido na íntegra. O laboratório não se responsabiliza pela produção parcial deste relatório. Os dados brutos dessa amostra estão disponíveis para consulta até 60 dias após a data da emissão desse Relatório de Ensaio. Esse Relatório de Ensaio foi aprovado e assinado eletronicamente.

Coleta Responsável pela coleta da amostra: Cliente

Sem Comparativo --- Nota: (1) – Limite de Quantificação do Método.

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Endereço: RUA Vicente Batalha, 406, Apt 04, Costa Azul, SALVADOR/BA - 41760030.

Solicitante: Rogério de Medeiros Netto CS/CR: 29911

Referência: Avaliação da Qualidade do Solo Proposta: 0767/11

DADOS DA AMOSTRA

Matriz: Solo Amostra: I 240

Código: 215616 Coleta: 27/07/2011 00:00 Recebimento: 28/07/2011 Previsão: 17/08/2011

LABORATÓRIO DE FÍSICO-QUÍMICA - ETE RESULTADOS ANALÍTICOS

Parâmetros Referência LQ(1) Resultado Unidade Análise

Fósforo Total SMEWW, 21ªed. Part. 4500-NO3 E 40 < 40 mg/Kg 09/08/2011

Nitrogênio Amoniacal SMEWW, 21ªed. Part. 4500NH3 F 0,5 0,9 mg/Kg 10/08/2011

pH 1:10 SMEWW, 21ªed. Part. 4500H 1 7,7 pH 28/07/2011

DQO (extrato aquoso) --- 50 95 mg/Kg 09/08/2011

Nitrato (extrato aquoso) SMEWW, 21ªed. Part. 4500-NO3 E 0,5 2,6 mg/Kg 12/08/2011

Nitrito (extrato aquoso) SMEWW, 21ªed. Part. 4500-N org 0,1 < 0,1 mg/Kg 12/08/2011

Observações dos Métodos pH 01- Ensaio de pH ajustado para temperatura de 25 °C.

DQO 01- DQO: Demanda Química de Oxigênio. Fosfato e Fósforo Total 01- Abertura da amostra em Bomba Parr.

Condições de Recebimento Método Recipiente Preservação

pH Frasco de Vidro 250g Refrigerada

DQO Frasco de DQO 500g Refrigerada

Nitrato, Nitrito Frasco de Polietileno ou Vidro 500g Refrigerada

N-NH3 INDOF Frasco de Polietileno ou Vidro 500g Ac. sulf.até pH<2 /Refrigerada

Fosfato e Fósforo Total Frasco de Vidro. 250mL pH<2 H2SO4/Refrigerada a 4ºC

Abertura bomba Parr Frasco de Vidro 250g Refrigerada

Observações da Amostra pH 01-Ensaio realizado em duplicata, resultado confrimado.

Nitrato 01- Amostra reanalisada. Resultado confrimado.

N-NH3 INDOF 01- Ensaio realizado no extrato aquoso na proporção de 1:10.

Observações Gerais

Relatório

O(s) resultado(s) expresso(s) neste relatório refere-se apenas à amostra ensaiada. Este relatório só deverá ser reproduzido na íntegra. O laboratório não se responsabiliza pela produção parcial deste relatório. Os dados brutos dessa amostra estão disponíveis para consulta até 60 dias após a data da emissão desse Relatório de Ensaio. Esse Relatório de Ensaio foi aprovado e assinado eletronicamente.

Coleta Responsável pela coleta da amostra: Cliente

Sem Comparativo --- Nota: (1) – Limite de Quantificação do Método. (2) – Número de registro único no banco de dados do “Chemical Abstracts Service”

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