estação tratamento agua2

estação tratamento agua2

(Parte 4 de 7)

Para que se tenha uma idéia da importância do pré-tratamento da água a ser submetida à filtração lenta, nas Figuras 2.7 e 2.8 são mostradas, respectivamente, a variação do teor de sólidos suspensos totais-SST e de turbidez, após o período de amadurecimento em um ensaio realizado em uma instalação piloto composta de: dois pré-filtros dinâmicos em série, três linhas distintas funcionando em paralelo cada uma tendo diferentes unidades de pré-filtros de pedregulho com escoamento ascendente, e seguido de quatro filtros lentos com meios filtrantes distintos.

Sólidos Suspensos (mg/l) - carreira 1B - 10/12/97

AB PFD 1 PFD 2

A f l uente FL FL1 FL2 FL3 FL4

Figura 2.7 – Teor de Sólidos Suspensos Totais da Água Bruta e dos Efluentes de um Sistema FiME (taxa de aplicação no pré-filtro dinâmico 1 = 36 m/d; taxa de aplicação no pré-filtro dinâmico 2 = 24 m/d; taxa de aplicação nos pré-filtros de pedregulho com escoamento vertical = 8 m/d; taxa de filtração nos filtros lentos = 3 m/d)

Turbidez(uT) - carreira 1B - 10/12/97

AB PF D 1 PF

Af l uent e

FL FL 1 FL 2 FL 3 FL

Figura 2.8 –Turbidez da Água Bruta e dos Efluentes de um Sistema FiME (taxa de aplicação no pré-filtro dinâmico 1 = 36 m/d; taxa de aplicação no pré-filtro dinâmico 2 = 24 m/d; taxa de aplicação nos pré-filtros de pedregulho com escoamento vertical = 8 m/d; taxa de filtração nos filtros lentos = 3 m/d)

No pré-tratamento, o teor de SST diminuiu de aproximadamente 90 mg/L para cerca de 15 mg/L, evidenciando a importância da pré-filtração, enquanto no efluente da filtração lenta, resultou entre 2 e 4 mg/L. A turbidez diminuiu de aproximadamente 270 para 40 uT no pré-tratamento e para valores entre 2 e 8 uT na filtração lenta. Nesse dia, o pré-tratamento reduziu o NMP de coliformes totais por 100 mL de 24.192 para 1 586 e o NMP de coliformes fecais por 100 mL de 8.164 para 524. Os efluentes dos filtros lentos apresentaram nesse dia, NMP de coliformes totais e fecais iguais a, respectivamente, 50 e 3, possibilitando que a desinfecção final pudesse ser realizada de forma eficiente.

Brandão et al (1998), utilizando água proveniente de lago eutrofizado como afluente a uma instalação piloto de FiME, constituída de 1 pré-filtro dinâmico e duas linhas independentes de 1 pré-filtro ascendente seguido de 1 filtro lento de areia, estudaram a eficiência de tais unidades quanto à remoção de algas. A diferença básica entre as duas linhas era a constituição da camada de pedregulho nos dois pré-filtros ascendentes.

Nas Figuras 2.9 e 2.10 são apresentados, respectivamente, dados de turbidez e de clorofila a durante uma carreira de filtração para as condições especificadas. Este último parâmetro foi utilizado como indicador da quantificação do fitoplâncton (biomassa algal), uma vez que foi obtida correlacão superior a 90 % entre biomassa algal, expressa em mg/L, e clorofila a, expressa em μg/L. Houve redução considerável de turbidez e do teor de clorofila a, de forma que a FiME pode ser considerada uma tecnologia com grande potencial de aplicação também no tratamento de águas com concentrações elevadas de algas.

Turbidez (uT) - Carreira 2 - 24/1/97

AB PFD PFA1 PFA2 FL1 FL2

Figura 2.9: Turbidez nas diversas etapas da FiME (taxa de aplicação no pré-filtro dinâmico = 36 m/d; taxa de aplicação nos pré-filtros ascendentes = 18 m/d; taxa de filtração nos filtros lentos = 3 m/d)

Clorofila-a (μg/L) - Carreira 2 - 24/1/97

AB PFD PFA1 PFA2 FL1 FL2

Figura 2.10 - Teor de clorofila-a nas diversas etapas da FiME (taxa de aplicação no pré-filtro dinâmico = 36 m/d; taxa de aplicação nos pré-filtros ascendentes = 18 m/d; taxa de filtração nos filtros lentos = 3 m/d)

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Capítulo 3 – APLICABILIDADE, LIMITAÇÕES, EFICIÊNCIA E CUSTOS

A Filtração Lenta

A filtração lenta tem sido usada no tratamento de água para abastecimento público desde o começo do século XIX e tem se mostrado um sistema eficaz de tratamento, desde que projetado de forma apropriada e aplicado nas situações corretas. É um processo de tratamento que não requer a adoção de coagulante, trabalha com taxas de filtração baixas e utiliza meio filtrante de granulometria fina. O uso de baixas taxas de filtração levam a um maior tempo de detenção da água sobre o meio filtrante e no seu interior, o que favorece uma intensa atividade biológica no filtro lento e garante a produção de água com qualidade apropriada para uma desinfecção efetiva.

Uma das principais vantagens atribuídas ao filtro lento é a elevada eficiência de remoção de bactérias, vírus e cistos de Giardia. A Tabela 3.1 mostra alguns valores de remoção reportados por vários autores.

Tabela 3.1 - Remoção de microrganismos em filtros lentos segundo vários pesquisadores

Microrganismo Percentagem de remoção (*) Autor

Coliformes Totais >9% Bellamy et al. (1985a) Vírus (Poliovirus 1) 98,25 - 9,9 Poynter e Slade (1977)(**) Cistos de Giardia > 98% Bellamy et al. (1985a) Oocistos de Cryptosporidium >9,9% Timms et al. (195)

Cercárias de Schistosoma 100% Galvis et al. (1997)

(*) valores obtidos em estudos realizados em escala piloto ( **) apud Wheeler et al. (1988)

A remoção de bactérias patogênicas e vírus no filtro lento é atribuída a vários fatores, destacando-se: o decaimento natural, devido o filtro lento ser um ambiente relativamente hostil para esses microrganismos; a predação; o efeito biocida da radiação solar; e, a adsorção no biofilme aderido ao meio filtrante (Hespanhol, 1987; Haarhoff e Cleasby, 1991). A adsorção parece ser um dos principais mecanismos de redução do número desses organismos, particularmente dos vírus (Wheeler et al., 1988).

O desempenho dos filtros lentos na remoção de microrganismos depende da taxa de filtração (remoção diminui com o aumento da taxa), da temperatura (menores temperaturas resultam em menores remoções), da espessura do meio filtrante (o meio mais espesso tende a ser mais eficiente), do tamanho dos grãos da areia (maior granulometria resulta em menor remoção), da idade da “Shmutzdecke” e da maturidade microbiológica do meio filtrante, entre outros. Desses fatores, Bellamy et al. (1985a e 1985b) consideram que a maturidade biológica do meio filtrante é o mais significativo. Em experimentos desenvolvidos em escala piloto, esses pesquisadores observaram que ao utilizar-se areia nova como meio filtrante, a remoção de coliformes e de cistos de Giardia foi de, respectivamente, 85% e 98%. Entretanto, quando o meio filtrante encontrava-se biologicamente maduro, a eficiência de remoção de coliformes foi superior a 9%, e a remoção de cistos de Giardia foi virtualmente de 100%. De acordo com esses pesquisadores, o desenvolvimento da “Shmutzdecke” resultou na melhora da eficiência de remoção de coliformes, mas não influenciou a remoção de cistos de Giardia.

Poucos são os estudos que apresentam dados sobre remoção de Cryptosporidium na filtração lenta, destacando-se, entre eles, o trabalho de Fogel et al. (1993) no qual foi avaliada, em uma instalação em escala real, a remoção de cistos de Giardia e a de oocistos de Cryptosporidium. A eficiência de remoção média observada para cistos de Giardia foi de 93% enquanto para oocistos de Cryptosporidium foi de apenas 48%. Os autores atribuíram o baixo desempenho com relação aos oocistos de Cryptosporidium ao elevado coeficiente de uniformidade (3,5 a 3,8) do material filtrante, que excede o valor máximo de 3 recomendado para esse parâmetro pela literatura americana. Outro fator que pode ter afetado negativamente a remoção das fases dormentes dos dois protozoários é a baixa temperatura da água durante o período monitorado (cerca de 1oC, após vários meses sob esta temperatura), e seu efeito sob a atividade microbiológica no meio filtrante.

Mais recentemente, Timms et al. (1995) realizaram experiências em instalações piloto visando estabelecer a eficácia da filtração lenta na remoção de oocistos de Cryptosporidium. Essas experiências foram motivadas pelo fato dos oocistos desse protozoário serem resistentes à desinfecção pelo cloro. Para taxas de filtração variando de 7,2 a 9,6 m/dia, e uma concentração de 4000 oocistos/L na água afluente ao filtro lento, os autores observaram eficiências de remoção de superiores a 9,97%. Os autores observaram também, que todos os cistos ficaram retidos nos 2,5 centímetros iniciais do meio filtrante.

Os estudos Fogel et al. (1993) e Timms et al. (1995) mostram, ao mesmo tempo, o potencial da filtração lenta na remoção de oocistos de Cryptosporidium, e a necessidade de se avaliar a influência das condições ambientais e dos parâmetros operacionais e de projeto na eficiência de remoção desses organismos.

O fato da filtração lenta caracterizar-se como uma eficiente barreira microbiológica não significa que a desinfecção da água filtrada deva ser questionada ou, sob qualquer pretexto, abandonada como parte integrante do tratamento. É imprescindível a desinfecção contínua do efluente do filtro lento como barreira final de segurança (particularmente quando a água bruta apresenta níveis altos de contaminação fecal) e para garantir os residuais na rede de distribuição.

A principal limitação atribuída à filtração lenta convencional (único tratamento precedendo a desinfecção) é sua utilização restrita a águas que apresentam valores de cor verdadeira, turbidez e teor de sólidos suspensos relativamente baixos (Galvis, et al., 1998, Di Bernardo, 1993). Segundo Wegelin (1988) nenhum processo unitário de tratamento pode melhorar as qualidades físicas, químicas e bacteriológicas de uma água como o filtro lento, porém a sua utilização é limitada pela qualidade da água bruta afluente ao filtro. A Tabela 3.2 apresenta alguns critérios de qualidade que as águas a serem tratadas pela filtração lenta devem atender. Atentar no Capítulo 4 para a alteração dos valores de alguns parâmetros.

Tabela 3.2 - Qualidade da água recomendável para tratamento por filtração lenta.

Características da água Di Bernardo (1993) Cleasby (1991) Turbidez (uT) 10 5

Cor verdadeira (uC) 5 - Ferro (mg Fe/L) 1 0,3 Manganês (mg Mn/L) 0,2 0,05

Algas 250 UPA/mL 5μg clorofila-a/L Coli. Totais (NMP/100ml) 1000 -

A cor verdadeira está relacionada à presença na água de substâncias dissolvidas ou coloidais, particularmente substâncias húmicas, que não são passíveis de separação da água através de processo unicamente físicos. A remoção eficaz dessas substâncias depende da coagulação química e, dessa forma, a filtração lenta não é capaz de remover eficientemente cor verdadeira.

A presença, em quantidades significativas, de sólidos em suspensão e turbidez (argila, silte) na água afluente aos filtros lentos, pode levar a problemas operacionais e de qualidade da água filtrada. O material em suspensão, quando em excesso, pode criar condições ambientais adversas para a biomassa que coloniza o meio filtrante, particularmente para os grupos de protozoários que predam bactérias, comprometendo a qualidade microbiológica da água produzida (Lloyd, 1996). Além disso, observa-se a rápida obstrução dos vazios intergranulares das camadas superiores do meio filtrante e a redução da duração da carreira de filtração.

O filtro lento também é muito sensível aos picos de turbidez e de sólidos suspensos. A ocorrência de valores muito superiores aos recomendados na Tabela 3.2, por mais de 1 ou 2 dias, acarreta carreiras de filtração de curta duração e necessidade de limpezas mais freqüentes.

As algas, juntamente com bactérias, protozoários e outras formas de vida, colonizam os filtros lentos, e têm um papel importante na atividade biológica que ocorre nesses filtros. Entretanto, segundo Di Bernardo et al. (1990), elevadas concentrações de algas exercem influência negativa no processo da filtração lenta, pois, como são continuamente removidas da água afluente, causam a obstrução rápida do meio filtrante e contribuem para a formação de uma “schmutzdecke” mais impermeável, resultando no rápido crescimento da perda de carga e conseqüente diminuição da carreira de filtração. Os autores observaram, também, que a eficiência de remoção de algas no filtro lento depende das características das algas (espécie, tamanho e mobilidade) e da concentração das mesmas na água bruta.

A presença de algas na água bruta ou filtrada pode provocar problemas de sabor e odor. As algas, e seus subprodutos dissolvidos, também são considerados potenciais precursores de triahalometanos, e, além disso, algumas espécies de algas cianofíceas (atualmente mais conhecidas como cianobactérias) exibem propriedades tóxicas. Dessas espécies, algumas liberam toxinas na água durante todo o ciclo de vida, enquanto outras só o fazem quando suas células começam a morrer. As toxinas de cianobactérias diferem no modo de ação e no potencial tóxico, e seus efeitos sobre a saúde podem variar de desordens gastro-intestinais, irritação da pele, disfunção neuro-muscular ou hepática, mau funcionamento dos rins, e até mesmo morte.

Yoo et al. (1995), ao mesmo tempo que consideram pouco provável a ocorrência de danos agudos letais via ingestão de água contaminada por toxinas de cianobactérias, alertam para o fato de que danos crônicos associados à exposição a algumas hepatotoxinas já foram identificados, o que sugere a necessidade de intensificar-se o desenvolvimento de estudos sobre a eficiência dos processos de tratamento de água no que tange à remoção destes compostos. Keijola et al. (1988), em estudos em escala de laboratório e piloto, verificaram que a filtração lenta foi significativamente mais eficiente na remoção de toxinas do que o tratamento convencional, mas a adsorção em carvão ativado foi o processo que apresentou melhor resultado.

Vários autores apontam o fato de que a filtração lenta necessita de grandes áreas para sua instalação, o que, praticamente, inviabiliza a sua adoção quando se trata do abastecimento de água de grandes centros urbanos, que demandam grandes vazões. Entretanto, é importante observar que a filtração lenta, mesmo quando considera-se a adoção de uma taxa de filtração de 3 m/dia, requer uma área de 0,05 a 0,10 m2 de filtro por habitante, para, respectivamente, um consumo per capta de 150 a 300 litros por dia. Esta área é inferior à sugerida por Arceivala (1986) para o tratamento de esgotos domésticos através do processo convencional de lodos ativados (0,16 a 0,20 m2/pessoa, em regiões de clima quente), de lagoas facultativas (1 a 2,8 m2/pessoa em regiões de clima quente) e outros processos aeróbios de tratamento.

É importante lembrar que o excesso de material em suspensão, seja de origem mineral ou devido às algas, na água afluente ao filtro lento tem como efeito a diminuição da duração da carreira de filtração e o aumento da freqüência da limpeza da superfície do meio filtrante. O que, por sua vez, tem como conseqüência o aumento do custo de operação e manutenção e, também, a diminuição da qualidade da água filtrada, por não se desenvolver adequadamente a “schmutzdecke” e a película biológica no meio granular. Assim, para garantir a eficácia da filtração lenta, ou de qualquer outra tecnologia de tratamento, é fundamental que as características da água sejam compatíveis com a tecnologia selecionada.

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