Vol8 no1 2015

REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. http://www.journals.unam.mx/index.php/aidis/index

Vol. 8, No. 1 6 de abril de 2015 ISSN 0718-378X Con el patrocinio de:

Foto: Edegar Morando Planta de tratamiento de aguas residuales municipales Vassoural Guarapuava, Paraná, Brasil

REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica.

Temática y alcance La Revista AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica es una publicación electrónica cuatrimestral coeditada por AIDIS y el Instituto de Ingeniería UNAM. Publica contribuciones originales de calidad y actualidad evaluadas por pares, dentro de su área de competencia. Se presentan trabajos que abarcan aspectos relacionados con el conocimiento científico y práctico, tanto tecnológico como de gestión, dentro del área de Ingeniería y Ciencias Ambientales en Latinoamérica.

El enfoque es multidisciplinario, buscando contribuir en forma directa a la generación de conocimiento, al desarrollo de tecnologías y a un mejor desempeño profesional. Entre los temas cubiertos por la revista están los siguientes: agua potable, calidad de agua, aguas residuales, residuos sólidos, energía, contaminación, reciclaje, cambio climático, salud ambiental, nuevas tecnologías, ética, educación, legislación y política ambiental, gestión ambiental, sostenibilidad y participación social, entre otros.

Cada edición muestra los trabajos que derivan del arbitraje académico estricto de carácter internacional. También se publican números especiales de temas particulares que fueron presentados en los diversos Congresos Interamericanos realizados por la Asociación Interamericana de Ingeniería Sanitaria y Ambiental (AIDIS) y que en forma adicional fueron sometidos al proceso de revisión interno de la revista.

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Dr. Rolando Chamy Maggi Universidad Católica de Valparaíso, Chile.

Vol. 8, No. 1 6 de abril de 2015

Tabla de Contenido Vol. 8, No 1.

1.-

EFEITOS DE REAGENTES QUÍMICOS NO EFLUENTE DA INDÚSTRIA DE BIODIESEL: CONTRIBUIÇÃO NA CARGA ORGÂNICA E ECOTOXICIDADE EFFECTS OF CHEMICAL REAGENTS IN THE BIODIESEL INDUSTRY EFFLUENT: CONTRIBUTION IN THE ORGANIC LOAD AND ECOTOXICITY *Fernando Pedro Dias, Bruno Lucio Meneses Nascimento, Ronaldo Ferreira do Nascimento, Ronaldo Stefanutti, Erika Almeida Sampaio Braga

1 – 13

2.-

NITROGEN REMOVAL FROM SEWAGE IN A SERIE OF AEROBIC‐ANOXIC SUBMERGED BIOFILTERS *Weliton F. Bezerra Filho, Cícero O. Andrade Neto, André L. Calado Araújo

14 - 25

3.-

CONDICIONANTES ENVOLVIDOS NA PRESENÇA DE DIFERENTES MODELOS DE PRESTAÇÃO DE SERVIÇOS DE ABASTECIMENTO DE ÁGUA NO BRASIL CONDITIONS INVOLVED IN DIFFERENT MODELS OF WATER SUPPLY SERVICES IN BRAZIL * Hygor Aristides Victor Rossoni, Marco Túlio da Silva Faria, Nathalia Roland de Souza Ribeiro, Léo Heller

26 - 43

4.-

ANÁLISE E PROJETO DE SOFTWARE PARA GESTÃO PÚBLICA INTEGRADA DE RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS ANALYSIS AND DESIGN SOFTWARE FOR INTEGRATED PUBLIC MANAGEMENT OF URBAN SOLID WASTE *André Fernando Rollwagen, Luciana Londero Brandli, Pedro Domingos Marques Prietto

44 - 56

5.-

CARACTERIZAÇÃO DO LODO AUTOTRÓFICO DE SISTEMAS DE LODO ATIVADO GERADO A PARTIR DE DIFERENTES SUBSTRATOS CHARACTERIZATION OF AUTOTROPHIC SLUDGE IN ACTIVATED SLUDGE SYSTEMS GENERATED FROM DIFFERENT SUBSTRATES *Alice Rocha de Souza, Adrianus Cornelius van Haandel, Paula Frassinetti Feitosa Cavalcanti

57 - 70

6.-

EFFECTS OF NUTRIENT DEPLETION ON THE GROWTH AND CELL CONCENTRATION OF Cylindrospermopsis Raciborskii EFEITOS DA DEPLEÇÃO DE NUTRIENTES NO CRESCIMENTO E NA DENSIDADE DE CÉLULAS DA ESPÉCIE Cylindrospermopsis Raciborskii *Mário Ubirajara Gonçalves Barros, Ismael Keslley Carloto Lopes, Wladimir Ronald Lobo Farias, José Capelo Neto

71 - 83

7.-

ESTUDO COMPARATIVO ENTRE REATORES DE CRESCIMENTO ADERIDO E DISPERSO PÓS TANQUES SÉPTICOS TRATANDO ESGOTOS DOMÉSTICOS COMPARATIVE STUDY BETWEEN ADHERED AND SUSPENDED GROWTH REACTORS AFTER SEPTIC TANKS TREATING DOMESTIC WASTEWATER *José Dorivaldo Florêncio de Oliveira, Gilson Barbosa Athayde Junior, Sofia Fernandes Lemos de Souza, Afonso Eris Ferreira de Andrade

84 - 101

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8.-

ESTIMATIVA DO POTENCIAL DE GERAÇÃO DE BIOMASSA, METANO E ENERGIA PELAS PRINCIPAIS CRIAÇÕES PECUÁRIAS DO BRASIL ESTIMATE OF THE POTENTIAL GENERATION OF BIOMASS, METHANE AND ENERGY BY MAJOR ANIMAL BREEDING OF BRAZIL *DenisePeresin, Taison Anderson Bortolin, Andréia Cristina Trentin, Jardel Cocconi, Vania Elisabete Schneider

102 – 113

9.-

AGRUPAMENTO DA QUALIDADE DA ÁGUA DE POÇOS DE UM PEQUENO AQUÍFERO ALUVIAL: ESTUDO DE CASO DA BACIA DO RIACHO FORQUILHA EM QUIXERAMOBIMCE/ BRASIL GROUPING OF WATER QUALITY OF WELLS FROM A SMALL ALLUVIAL AQUIFER: A CASE STUDY OF THE FORQUILHA WATERSHED OF QUIXERAMOBIMCE/ BRAZIL *João Roberto Façanha de Almeida, Horst Frischkorn

114 – 130

10.-

PROGRAMAS DE SEGURANÇA DA ÁGUA: CONCEITOS E PRÁTICAS WATER SECURITY PROGRAMS: CONCEPTS AND PRACTICES *Maria Inês Teixeira Pinheiro, José Nilson B. Campos, Ticiana M. de Carvalho Studart, Renata Mendes Luna, Emília Maria Alves Santos

131 – 146

11.-

SISTEMA DE GESTIÓN DE RESIDUOS SOPORTADO POR TECNOLOGÍAS DE INFORMACIÓN WASTE MANAGEMENT SYSTEM SUPPORTED IN INFORMATION TECHNOLOGIES *Adriel Alejandro Aliaga Benavides, Yudisel Santana Pacheco

147 - 160

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EFEITOS DE REAGENTES QUÍMICOS NO EFLUENTE DA INDÚSTRIA DE BIODIESEL: CONTRIBUIÇÃO NA CARGA ORGÂNICA E ECOTOXICIDADE

*Fernando Pedro Dias1 Bruno Lucio Meneses Nascimento1 Ronaldo Ferreira do Nascimento1 Ronaldo Stefanutti1 Erika Almeida Sampaio Braga2

EFFECTS OF CHEMICAL REAGENTS IN THE BIODIESEL INDUSTRY EFFLUENT: CONTRIBUTION IN THE ORGANIC LOAD AND ECOTOXICITY Recibido el 22 de enero de 2014; Aceptado el 22 de enero de 2015

Abstract The technologies used for the biodiesel production, utilizing chemical reagents such as ethanol, methanol, sodium hydroxide among others during the purification of the biodiesel, is the usage of water in an amount of about 30%, as compared to the volume of the biodiesel in question. The potential effects of these said reagents in the industrial effluent, as well as the environment, are unknown in this particular study, however, this study is aimed in formulating a synthetic effluent of each chemical reactant (analyte), in order to evaluate the physico-chemical and its toxicity against organisms, such as the Daphnia magna and the Daphnia similis. In the process of quantifying the physico-chemical parameters, the following effects were also observed: organic contaminants such as ethanol, methanol, propanol and glycerol showed acid characters and the inorganic sodium hydroxide, showed basic characters in synthetic effluents. Furthermore, it was observed as well that the chemical oxygen demand (COD), was influenced by the presence of oxygen in the chemical composition of the analyte, and the propanol showed a higher experimental COD, duly searched among all the analytes in all the concentrations. Concerning toxicity, the sodium hydroxide and the propanol analytes showed a high toxic effect for both Daphnia similis and daphnia magna, in all predetermined concentrations.

Keywords: Biodiesel, chemical reagent, environmental legislation, effluent and ecotoxicity.

1 Universidade

Federal do Ceará (UFC), Brasil Núcleo de Tecnologia Industrial do Ceará (NUTEC), Brasil *Autor corresponsal: Departamento de Engenharia Hidráulica e Ambiental, Universidade Federal do Ceará, Bloco 713, Avenida Humberto Monte S/N Campus do Pici Fortaleza - CE CEP 60451-970, Brasil. Email: fpedrodias2001@gmail.com 2 Fundação

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Resumo As tecnologias utilizadas para produção de biodiesel utilizam reagentes químicos como: etanol, metanol, hidróxido de sódio, entre outros e durante o processo de purificação do biodiesel faz-se o uso da água em quantidade de aproximadamente 30% em relação ao volume de biodiesel. Os efeitos potenciais desses reagentes no efluente industrial e no ambiente são desconhecidos e desta feita o trabalho teve por objetivo formular efluente sintético de cada reagente químico (analito) e avaliar os parâmetros físico-químicos e a sua toxicidade frente aos organismos daphnia similis e daphnia magna. Na quantificação dos parâmetros físico-químicos foram observados os seguintes efeitos: os contaminantes orgânicos (etanol, metanol, glicerina e propanol) apresentaram caráter ácido e o inorgânico (hidróxido de sódio) caráter básico nos efluentes sintéticos. Observou-se que a demanda química de oxigênio (DQO) foi influenciada pela presença de oxigênio na composição química do analito e o propanol apresentou maior valor de DQO experimental entre todos os analitos pesquisados em todas as concentrações. Para toxicidade, os analitos hidróxido de sódio e propanol apresentaram efeito muito tóxico tanto para daphnia similis quanto para daphnia magna em todas as concentrações preestabelecidas.

Palavras-chave: Biodiesel, ecotoxicidade, efluente, legislação ambiental e reagente químico.

Introdução À medida que a humanidade aumenta sua capacidade tecnológica de intervir na natureza, para satisfazer suas necessidades e desejos crescentes, surgem os conflitos quanto ao uso do espaço, dos recursos e da disposição dos resíduos no ambiente. Nos dois últimos séculos, um modelo de civilização se impôs, trazendo a industrialização como forma de produção e organização de trabalho e, como consequência de sua produção, a disponibilidade de uma diversidade enorme de produtos químicos potencialmente tóxicos e a geração de resíduos em quantidade significativamente prejudicial ao ambiente (Zagatto & Bertoletti, 2008).

Apesar de ser dito com muita frequência que estamos “esgotando” os combustíveis fósseis, existem poucas evidências capazes de sustentar essa argumentação em nível global a curto e médio prazo. Realmente, o principal problema do uso de combustíveis fósseis no século 21 diz respeito às emissões de CO2 resultantes de sua combustão, e não a uma escassez de fornecimento. Desde a revolução industrial, a taxa de emissão de CO2 sobe em relação direta com o crescimento do uso da energia comercial, dado que grande parte deste (mais precisamente 78%) tem como fonte o emprego de combustíveis fósseis (Baird, 2002).

A grandiosidade do projeto de utilização do biodiesel devido à geração de emprego e renda, inclusão social, preservação de recursos naturais, utilização de excedentes agrícola, acabam criando dificuldades para avaliar seus potenciais impactos ambientais e as suas limitações.

Pensando em longo prazo, a sustentabilidade de programas de biocombustíveis está associada à minimização de impactos ambientais (Vieira, 2006).

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Para Zagatto & Bertoletti (2008) as propriedades inerentes dos agentes químicos, tais como transformação no ambiente, potencialidade de bioacumulação, persistência e concentração ambiental ou dose administrada, assim como os processos metabólicos dos organismos (absorção, distribuição, excreção e mecanismos de destoxificação), determinam o efeito específico num determinado alvo (órgão, indivíduo, população e comunidade).

As tecnologias utilizadas na produção de biodiesel, tendo como insumo básico o óleo vegetal e gordura animal, ocorre predominantemente através da reação de transesterificação, que consiste em misturar o óleo/gordura, álcool de cadeia curta (etanol ou metanol) em meio alcalino (NaOH ou KOH) e sob efeito da agitação e temperatura se processa a reação química gerando o biodiesel e glicerina.

A composição dos efluentes da indústria de biodiesel varia quantitativa e qualitativamente dependendo da origem da matéria prima (óleo e gordura), insumo (tipo de álcool: metanol, etanol, propanol), tipo de catalisador (básico ou ácido), coprodutos formados (glicerina, sabão, tri, di e monoglicerídeos, H2O, etc.), processo/reação empregado (transesterificação ou esterificação), produto final e a limpeza dos equipamentos de processo (reator, tanques de armazenamento, bombas, entre outros), e pisos da fábrica (Piveli, 2005; Prado, 2010).

No Brasil, o Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA), normatizou o lançamento de efluentes industriais por intermédio das Resoluções nº 357/2005 e 430/2011, fixando os limites dos parâmetros para o lançamento após o tratamento do efluente bruto, e delegando aos órgãos estaduais e municipais de controle ambiental a responsabilidade pelo apoio técnico e fiscalização quanto ao cumprimento da legislação disponível e aplicável ao local. A pesquisa teve por objetivo formular efluente sintético com os reagentes químicos potencialmente encontrados no efluente da indústria de biodiesel e identificar a contribuição de cada contaminante (reagente químico) na carga orgânica do efluente.

Materiais e Métodos Os experimentos foram desenvolvidos no Laboratório de Saneamento (LABOSAN), do Departamento de Engenharia Hidráulica e Ambiental (DEHA), Laboratório de Traços, do Departamento de Química Analítica e Físico-Química ambos da Universidade Federal do Ceará (UFC) e Laboratório de Referência em Biocombustíveis, Eng. Prof. Expedito José de Sá Parente (LARBIO), da Fundação Núcleo de Tecnologia Industrial do Ceará (NUTEC).

Reagentes Químicos Foram utilizados os reagentes químicos de grau para análise (P.A.) das marcas VETEC e SIGMA que são: etanol, metanol, propanol, glicerina, e hidróxido de sódio, comumente utilizados nas usinas de produção de biodiesel.

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Formulação de efluente sintético As concentrações de analitos (0.5, 1.0 e 1.5%) foram escolhidas tendo em conta a quantidade mínima e máxima de reagente químico (hidróxido de sódio) comumente apontado na literatura como catalisador para produção de biodiesel por reação de transesterificação. Na formulação de efluente sintético foram adicionados à água destilada os reagentes químicos (analitos): metanol, etanol, propanol, glicerina e hidróxido de sódio separadamente e combinando os demais analitos com a glicerina (glicerina + metanol; glicerina + etanol; glicerina + propanol), pois a glicerina é o principal coproduto da reação de transesterificação, sendo os demais adicionados propositadamente para favorecer a reação de produção de biodiesel.

Determinação dos parâmetros físico-químicos dos efluentes sintéticos Para determinação dos parâmetros físico-químicos das amostras de efluente sintético foram utilizados os equipamentos e procedimentos descritos na tabela 1.

Tabela 1. Parâmetros físico-químicos, equipamentos e métodos adotados na pesquisa Ensaios Parâmetro Método e referência 1 pH Potenciômetro – APHA, 2005 2 Turbidez (NTU) Turbidímetro 2100P HACH – APHA, 2005 3 Condutividade(m/Scm) Condutivímetro – HI 9828/HANNA 4 DQO (mg.L-1) Método Colorimétrico por refluxo fechado APHA – American Public Health Association; TECBIO – Tecnologias Bioenergéticas; mS – milisiemens; mg.L-1 – miligrama/litro; NTU – unidades nefelométricas de turbidez; pH – potencial hidrogeniônico; DQO – demanda química de oxigênio

Avaliação ecotoxicológica dos reagentes químicos da indústria do biodiesel O ensaio de toxicidade aguda permite determinar a concentração efetiva das amostras que causa imobilidade a 50% dos organismos jovens (CE50) expostos por um período de 48 horas de acordo com a NBR 12713:2009 para as Daphnias (simillis e magna). Foram feitos ensaios de toxicidade aguda para cada espécie. Para realização do ensaio de toxicidade inicialmente foram preparados soluções aquosas estoque de cada reagente citados acima na concentração de 1%.

A partir da solução estoque foram preparadas soluções diluídas de concentrações iguais a 0.20, 0.40, 0.60, 0.80 e 1% para cada reagente.

Os ensaios foram realizados em até 12 h contadas a partir da preparação da solução estoque, em frascos de vidro transparente de 150 mL, rosqueável e mantidos fechados para evitar contaminação e a perda de reagentes por volatilização. Para o inicio de teste de toxicidade utilizou-se sete neonatos (indivíduos) em cada frasco para as concentrações descritas acima em triplicata, sendo esses armazenados em câmara de germinação em temperatura de 18°C e 22°C por 48h. Transcorrido o tempo de ensaio foram feitos as contagens dos indivíduos imóveis e/ou 4

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mortos para cada diluição. Com os resultados das contagens foram realizados os cálculos de imobilidade de indivíduos por concentração expresso em CE50 48h (Concentração Efetiva), por meio do programa TrimmedSperman-Karber.

Tratamento Estatístico Foi feito análises de variância para todas as variáveis analisadas em função dos analitos, concentrações e interação entre analitos e concentrações, sendo as médias avaliadas pelo teste Tukey a 1 e a 5% de probabilidade utilizando o programa ASSISTAT, versão 7.6 Beta conforme demonstra Silva e Azevedo (2002).

Resultados e Discussões O monitoramento da qualidade de efluentes domésticos e industriais é normatizado pelos órgãos ambientais em diferentes partes do mundo com a finalidade de preservar, conservar e garantir o uso sustentável dos recursos naturais para as gerações presente e futura. Nesse contexto, procurou-se discutir os resultados deste trabalho com base nos parâmetros físicos, químicos e biológicos do efluente da indústria de biodiesel tratado com diferentes analitos.

Resultados de pH de efluentes sintéticos A tabela 2 apresenta o pH dos efluentes sintéticos formulados em função de vários analitos em concentrações distintas (0.5, 1.0 e 1.5%) com a finalidade de identificar a contribuição individual de cada reagente e a característica físico-química do efluente final. O pH é uma medida da intensidade do caráter ácido, básico e neutro de uma solução. Percebe-se que todos os efluentes sintéticos apresentaram os valores de pH abaixo do limite superior recomendado pelos órgãos ambientais (CONAMA 357/2005 e 430/11), que fixaram a faixa de pH 9 e 10 respectivamente. Já para o limite inferior (pH 6) observou-se que os analitos etanol, metanol e propanol apresentaram o valor de pH abaixo desse limite em todas as concentrações investigadas. Porém, no efluente sintético que continha hidróxido de sódio foi encontrado valores de pH básico (12.5, 12.4 e 12.6) nas concentrações de 0.5, 1.0 e 1.5% respectivamente.

Tabela 2. Resultados de analises de pH de efluentes sintéticos com diferentes analitos Ensaios 1 2 3 4 5

Analito H2O GlOH EtOH MeOH PrOH

0.5

6.74± 0.0aA 6.40 ± 0.04 bA 5.61 ± 0.03 cA 5.11 ± 0.04 dA 4.75 ± 0.03 eA

Concentrações (%) 1.0

6.74± 0.0 aA 6.24 ± 0.05 bB 5.40 ± 0.02 cB 5.02 ± 0.03 dA 4.75 ± 0.02 eA

1.5

6.74± 0,0 aA 6.21 ± 0.04 bB 5.23 ± 0.07 cC 5.00 ± 0.02 dA 4.73 ± 0.03 eA

Médias seguidas por letras distintas maiúscula na linha e minúscula na coluna, diferem entre si pelo teste de Tukey a 5% de probabilidade. EtOH-etanol; MeOH-metanol; GlOH-glicerina; PrOH-Propano; NaOH-hidróxido de sódio. As médias seguidas pela mesma letra não diferem estatisticamente entre si. Foi aplicado o Teste de Tukey ao nível de 5% de probabilidade

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Os resultados observados anteriormente confirmam o efeito provocado pelos reagentes químicos na acidez ou basicidade dos efluentes oriundos da etapa de purificação do biodiesel, sendo que os reagentes orgânicos conferem caráter ácido e o inorgânico o caráter básico ao efluente respectivamente. Percebeu-se que não houve aumento do pH com aumento da concentração do analito hidróxido de sódio, entretanto esta basicidade poderá ser eliminada pelo processo de hidrólise com ácido, no qual geralmente se utiliza o ácido clorídrico e/ou sulfúrico.

Embora seja possível observar pouco efeito das concentrações de cada analito no pH do efluente sintético, o teste de Tukey revela diferenças significativas de pH entre a concentração 0.5% e as demais concentrações de glicerina, sendo que na maior concentração (1.5%) observou-se o menor de pH. Esse mesmo resultado pode ser visualizado no pH obtido quando se utilizou o álcool etílico. Para os demais analitos, o teste de Tukey não revela diferenças significativas entre as concentrações investigadas, indicando que o aumento de suas concentrações não afetou de forma significativa o pH do efluente. No entanto, observou-se diferenças significativas entre o pH obtido nas concentrações 0.5 e 1.0% do analito glicerina através do teste de Tukey à 5% de probabilidade (tabela 2). O mesmo ocorreu entre a concentração 0.5 e 1.5% da glicerina. Esse resultado observado implica dizer que o aumento da concentração de glicerina, embora pouco tenha afetado o pH do efluente, diferenças significativas foram observadas entre as diferentes concentrações.

Resultados de turbidez e condutividade de efluente sintético Para o parâmetro turbidez observou-se que todos os efluentes sintéticos orgânicos e inorgânicos apresentaram valores inferiores ao limite máximo (40 NTU) estabelecido pelos órgãos ambientais para o lançamento neste quesito em corpos hídricos. Já o parâmetro condutividade elétrica, que é uma medida da habilidade de uma solução aquosa de conduzir a corrente elétrica devido à presença de íons, observou-se que todos os efluentes sintéticos orgânicos dos analitos em todas as concentrações apresentaram zero de condutividade elétrica.

Esse resultado foi diferente do ocorrido para o efluente sintético inorgânico, hidróxido de sódio, o qual teve valores altíssimos de condutividade (28.4, 54.9 e 75.5 mS/cm) nas concentrações de 0.5, 1.0 e 1.5% respectivamente. Com o resultado observado para o hidróxido de sódio, nota-se que o aumento linear da condutividade está diretamente relacionado com o aumento da concentração desse analito no efluente. No que se refere ao descarte de efluentes, poucos estudos evidenciam a condutividade elétrica, pois esse parâmetro não está regulamentado nas legislações do CONAMA. A variação da condutividade elétrica observada neste trabalho pode estar relacionada à concentração total de substâncias ionizadas dissolvidas, temperatura, mobilidade, a valência dos íons e com as concentrações real e relativa de cada íon existente no efluente.

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Demanda Química de Oxigênio (DQO) DQO teórica Segundo os autores Sperling (2005) e Pohling (2009), a demanda química de oxigênio (DQO) é a medida da quantidade de oxigênio requerida para oxidar quimicamente a matéria orgânica presente em uma amostra. Para Van Haandel e Lettinga (1994), a DQO teórica da solução é calculada a partir da estequiometria de sua oxidação. O valor teórico pode ser comparado com o valor experimentalmente obtido. Formulando a matéria orgânica como CxHyOz , a reação de oxidação é expressa como: CxHyOz + ¼ (4x + y - 2z) O2 → x CO2 + (y/2)H2O

Equação (1)

A partir dos pesos atômicos dos elementos químicos envolvidos na reação pode-se, então, calcular a DQO teórica de uma solução de CxHyOz como: DQO total = 8(4x + y - 2z) / (12x + y + 16z) mg de DQO / mg de CxHyOz

Equação (2)

Considerando que todos os analitos pesquisados são orgânicos pode-se admitir a utilização das equações 1 e 2 para calcular a demanda química de oxigênio teórica, conforme ilustrado na tabela 3.

Tabela 3. Resultados de calculo de demanda química de oxigênio teórica dos analitos testados na pesquisa Formula Massa Molar DQOteórica Analito química (g/mol) (mg/L) Etanol C2H6O 46.07 2.09 Glicerina

C3H8O3

92.08

1.22

Metanol

CH4O

32.04

1.50

Propanol

C3H8O

60.10

2.40

Percebe-se na tabela 3 que dentre os analitos investigados o propanol apresenta maior DQOteórica (2.40 mg/L), seguido do analito etanol (2.09 mg/L). Observou-se que quanto maior a quantidade de átomos de oxigênio na composição química do reagente químico menor será a quantidade de oxigênio requerida para oxidar o mesmo.

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DQO experimental Na tabela 4 estão ilustrados os valores de DQO experimental dos analitos pesquisados e de acordo com o teste de Tukey a 5% de probabilidade, observaram-se diferenças significativas nos valores de DQO experimental encontrados entre o propanol e os demais analitos em todas as concentrações. Os resultados demonstraram ainda que o propanol apresentou os maiores valores de DQO em todas as concentrações testadas como pode ser visualizado na tabela 4 e figura 1.

Tabela 4. Resultados de Demanda Química de Oxigênio (DQO) de efluentes sintéticos. DQO (mg.L-1) Concentrações (%) Ensaios Analitos 0.5 1.0 1.5 1 GlOH 10818.6 ± 37.7 c 30977.1 ± 108.7 d 42972.9 ± 552.8 d 2 EtOH 12296.7 ± 270.2 b 40333.7 ± 428.6 b 65179.8 ± 1639.6 b 3 MeOH 11354.0 ± 140.2 c 33482.5 ± 303.4 c 63502.6 ± 611.7 c 4 PrOH 17653.0 ± 637.9 a 57240.1 ± 1365.9 a 85582.6 ± 526.0 a Médias seguidas por letras distintas maiúscula na linha e minúscula na coluna diferem entre si pelo teste de Tukey a 5% de probabilidade. MeOH – metanol; GlOH – glicerina; PrOH – Propanol

Figura 1. Demanda Química de Oxigênio (DQO) de efluentes sintéticos

Na concentração de 0.5% observou-se que os analitos glicerina e metanol não diferem estatisticamente e isso pode ser explicado possivelmente pelo excesso de metanol durante a preparação das soluções sintéticas, pela baixa concentração e volatilidade do metanol, dentre outros.

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Para as misturas de analitos foram observadas altos valores de DQO experimental, praticamente o dobro dos analitos investigados separadamente. Esse resultado já era esperado devido à contribuição individual e o aumento de número de carbono no efluente. A mistura (GlOH+PrOH) apresentou maior valor de DQO experimental em todas as concentrações conforme pode ser visualizado na tabela 5 e figura 2.

Tabela 5. Resultados de Demanda Química de Oxigênio (DQO) de mistura de analitos de efluentes sintéticos.

DQO (mg/L) Concentrações (mg/L) Mistura de Ensaio Analitos 0.5 1.0 1.5 1 (GlOH + EtOH) 39956.3 ± 851.4 b 107248.4 ± 1184.0 b 144437.1 ± 1362.4 b 2 (GlOH + MeOH) 35104.2 ± 503.4 c 76003.6 ± 1070.2 c 128425.4 ± 1230.2 c 3 (GlOH + PrOH) 44981.5 ± 771.4 a 118904.0 ± 569.5 a 185239.8 ± 1448.8 a Médias seguidas por letras distintas maiúscula na linha e minúscula na coluna diferem entre si pelo teste de Tukey a 5% de probabilidade. MeOH – metanol; GlOH – glicerina; PrOH – Propanol

Figura 2. DQO experimental do efluente sintético de mistura de analitos. PrOH – propanol; EtOH – etanol; MeOH – metanol; GlOH. – glicerina

A análise de DQO experimental da mistura de analitos teve o objetivo de avaliar o efeito combinatório dos contaminantes presentes no efluente bruto em uma situação real resultante do processo de produção e purificação do biodiesel, pois este normalmente apresenta possibilidade de ter vários contaminantes, dentre os quais está o metanol e/ou etanol, glicerina livre, hidróxido, sabão, entre outros. Era esperado que os valores destas misturas fossem maiores do que seus analitos investigados individualmente e foi confirmado para todas as misturas.

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Na figura 2 percebe-se o comportamento crescente e nítido de DQO experimental com aumento de concentração de mistura de analitos e isto demonstra que quanto maior a concentração e analito maior será o potencial de causar impacto ambiental negativo.

Teste de toxicidade As tabelas 7 e 8 apresentam os resultados de análise de toxicidade aguda dos analitos com os organismos Daphnia similis e Daphnia magna e a classificação de toxicidade de proposto por Bulich (1982). Percebe-se que para o individuo teste Daphnia similis, os analitos propanol e hidróxido de sódio apresentaram o efeito muito tóxico, diferentemente dos efeitos apresentados pelo analito glicerina (levemente tóxico). Era esperado para metanol o efeito tóxico, por ser derivado de uma fonte não renovável (petróleo), mas este apresentou o mesmo efeito com o analito etanol, reagente químico oriundo da biomassa (cana de açúcar, milho, beterraba), ambos, com efeito, moderadamente tóxico.

Tabela 7. Toxicidade aguda de amostras de analitos com as Daphnia similis para de 48 h Analito CE50 (mg/L) Limite de Confiança 95% Classificação CE50 (BULICH) MeOH 4750.6 4130.3-5464.0 Moderadamente tóxico GlOH > 9200 N.C Levemente tóxico PrOH < 2000 N.C Muito tóxico NaOH < 2000 N.C Muito tóxico EtOH 5127.4 4491.9-5852.8 Moderadamente tóxico PrOH – propanol; EtOH – etanol; MeOH – metanol; GlOH – glicerina e NaOH – hidróxido de sódio

Tabela 8. Toxicidade aguda de amostras de analitos com as Daphnia magna para de 48 h Analito CE50 (mgL) Limite de Confiança 95% Classificação CE50 (BULICH) MeOH 3227.7 2765.6-3767.0 Tóxico GlOH > 9200 N.C Levemente tóxico PrOH < 2000 N.C Muito tóxico NaOH < 2000 N.C Muito tóxico EtOH 5127.4 4698.9-5745.0 Moderadamente tóxico PrOH – propanol; EtOH – etanol; MeOH – metanol; GlOH. – glicerina e NaOH – hidróxido de sódio

Para a Daphnia magna observou-se um comportamento similar ao verificado para analitos com a Daphnia similis e apenas com uma diferença para em relação ao analito metanol que apresentou o efeito tóxico para Daphnia magna. Esse comportamento apresentado pelo metanol explica a vulnerabilidade e a sensibilidade desses organismos aos possíveis efeitos causados no meio ambiente pelos efluentes industriais e/ou domésticos. É interessante lembrar que os efluentes do analito hidróxido de sódio com alta condutividade elétrica apresentou 10

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maior efeito tóxico em todas as concentrações nos microrganismos investigados, o que pressupõem a necessidade de eliminação deste contaminante a níveis não prejudicial à biota aquática.

Para Zagatto & Bertoletti, (2008) as propriedades inerentes dos agentes químicos, tais como transformação no ambiente, potencialidade de bioacumulação, persistência e concentração ambiental ou dose administrada, assim, como os processos metabólicos dos organismos (absorção, distribuição, excreção e mecanismos de destoxificação), determinam o efeito específico num determinado alvo (órgão, indivíduo, população, comunidade). Os efeitos adversos dos poluentes sobre os organismos vivos podem ser quantificados por uma variedade de critérios, como: número de organismos mortos ou vivos, taxa de reprodução, comprimento e massa corpórea, número de anomalias ou incidência de tumores, alterações fisiológicas e, mesmo, a densidade e diversidade de espécies numa determinada comunidade biológica, dentre outros.

Nesta pesquisa observou-se que o mesmo analito, por exemplo, metanol teve efeitos diferentes para ambos os indivíduos: para Daphnia similis apresentou efeito moderadamente tóxico e enquanto que para Daphnia magna apresentou efeito tóxico, o que pressupõe a necessidade de eliminar completamente a presença deste nos efluentes brutos oriundo do processo de purificação do biodiesel por lavagem úmida com água nas indústrias de biodiesel, com a possibilidade de causar impacto ambiental negativo nos recursos hídricos e no solo.

Conclusões Os efluentes sintéticos dos reagentes químicos pesquisados comumente utilizados na reação de transesterificação e transferidos para água na purificação de biodiesel apresentaram dois comportamentos distintos: caráter ácido para os reagentes orgânicos (etanol, metanol, propanol e glicerina) e caráter básico para o reagente inorgânico hidróxido de sódio.

Em relação à demanda química de oxigênio observada nos efluentes sintéticos formulados este é influenciada pelo número de átomos de carbono e também pelo oxigênio presente na composição química da substância e quanto maior o número de átomo de oxigênio menor será a DQO experimental.

Dentre os analitos investigados o propanol apresentou a maior contribuição de DQO experimental no efluente sintético seguida de etanol, metanol e finalmente a glicerina praticamente em todas as concentrações conforme previsto nos cálculos de DQO teórica. Essa contribuição na carga orgânica indica a necessidade de eliminação de resíduos de álcool por evaporação na fase éster antes de submetê-lo ao processo de lavagem aquosa. Em relação à glicerina livre formada durante a reação de transesterificação recomenda-se a permanência da 11

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mistura reacional por um período suficiente para que seja alcançado o equilíbrio entre as fases éster e glicerina, para que com isso resulte em menor quantidade de glicerina no efluente durante a lavagem da fase éster (biodiesel).

Sobre os efeitos tóxicos dos reagentes químicos pesquisados, os analitos hidróxido de sódio e propanol apresentaram-se como os mais deletérios de acordo com o teste de toxicidade aguda para os microrganismos Daphnias similis e magna. Este comportamento adverso aos organismos vivos é um indicativo biológico da capacidade negativa dos efluentes brutos oriundos do processo de purificação do biodiesel com a água nas indústrias pode apresentar no meio ambiente e sendo assim, é necessário adequar os efluentes as condições de lançamento estabelecidas pela legislação 430/2011 do Conselho Nacional do Meio Ambiente do Brasil.

Agradecimentos Os autores agradecem aos órgãos e instituições: CAPES, FUNCAP, CNPQ, FINEP, UFC e NUTEC que financiaram e disponibilizaram os recursos para a realização desta pesquisa.

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Superintendência Estadual do Meio Ambiente do Caerá (2002) Dispõe sobre padrões e condições para lançamento de efluentes líquidos gerados por fontes poluidoras, Portaria nº 154, de 22 de julho de 2002, Diário Oficial do Estado [do] Ceará, Poder Executivo, Fortaleza, 1 out. 2002, Serie 2, Ano V, n. 187, 32-34. Acesso em: 10 de maio de 2013. Disponível em: http://imagens.seplag.ce.gov.br/pdf/20021001/do20021001p01.pdf Van Haandel, A.C., Lettinga, G. (1994) Tratamento Anaeróbio de Esgotos: um manual para regiões de clima quente, Epgraf, Universidade Federal da Paraíba, Campina Grande, 240 pp.

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica.

NITROGEN REMOVAL FROM SEWAGE IN A SERIE OF AEROBIC-ANOXIC SUBMERGED BIOFILTERS

*Weliton F. Bezerra Filho1 Cícero O. Andrade Neto2 André L. Calado Araújo3

Recibido el 9 de febrero de 2015; Aceptado el 9 de marzo de 2015

Abstract This paper presents the results of an alternative technology with combination of aerated and anoxic biofilters, filled with corrugated cut conduit, low cost and simple operation. These filters receiving domestic sewage previously treated in anaerobic reactors. The study was divided in three phases: during the first phase the air flow to the aerated filter was 0.10 m3/minute, and in phases 2 and 3 air flow increased to 0.15 m3/minute. In the last phase 1 m3/day of the anaerobic effluent was used as a supplemental source of carbon to the anoxic filter. The filters were capable of reducing the ammonia concentration to below 10 mg/L. In addition, the system was able to produce the final effluent concentrations of TSS and COD of 5.3 mg/L and 25 mg/L, respectively, without sludge removal, or any other step for phase separation.

Keywords: sewage, denitrification, nitrification, nitrogen removal, submerged biofilter, sludge retention.

1 Departament

of Civil Engineering, Federal University of Ceará, Brazil Department of Civil Engineering, Federal University of Rio Grande do Norte, Brazil.

3 Federal Institute for Education, Science and Technology of Rio Grande do Norte, Brazil. *Autor corresponsal: Departament of Civil Engineering, Federal University of Ceará, Rua Humberto Monte, 1894, Ap. 504. Capim Macio, CEP: 59082-190. Natal-RN, Brazil. Email: weliton.freire@gmail.com 2

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Introdução The nitrogen present in wastewater is mainly composed of ammonia (gas, NH3, and salt, NH4+) and organic nitrogen (urea, amino acids and other organic substances such as amino group).

Occasionally result in traces of oxidized forms of nitrogen such as nitrite (NO-2) and nitrate (NO-3).

One of the recurrent problems in water bodies, especially in lentic systems, is the cultural eutrophication caused by the increase in nutrient availability. In addition, the ammonia nitrogen in the environment when disposed in inadequate concentrations generates some drawbacks, such as toxicity to living organisms, oxygen consumption to meet the nitrogen demand and also by nitrate contamination of aquifers. For this reason it is often necessary to performed a complementary treatment of wastewater in order to remove or reduce the concentration of nitrogen in final effluents, and one of the most simple and safe procedures is the biological removal.

Generally sewage treatment plants designed to achieve the biological removal of nitrogen include two different reactors: the aerated reactor, where oxidation occurs until ammonia becomes nitrate and the anoxic reactor, where the nitrate will be reduced to molecular nitrogen and thus being eliminated from the system. However, studies have shown that it is possible to nitrify and denitrify using the same environment. The simultaneous nitrification and denitrification (SND) occurs when ammonia is oxidized in an aerobic environment and oxidized compounds are reduced within the same reactor (Meyer et al., 2005, and Chiu, et. al., 2007).

This paper discusses the aerated filter with a support media bed consisting of plastic pieces (high density polyethylene), which provides a high void ratio. In fact is an approach of new treatment technology. This system is in fact an approach because both it contains suspended solids in the interstices, as retains biomass by attaching to the filler material. Although being the same working principle of submerged aerated biofilters, it differs enough of these, because the large amount of sludge retained in the interstices that has an important role in biodegradation, and also from the Moving Bed Biofilm Reactor (MBBR), because the bed is fixed and retains more solids in the interstices of the filler material.

The high void ratio and the accumulation of silt in the interstices may also favor the formation of anoxic zones inside the aerated reactor, providing the occurrence of simultaneous nitrification and denitrification. Aeration through the retained sludge allows respiration of the biomass to enter the endogenous phase, reducing the need for disposal of sludge. Although, eventually a small part of the mineralized sludge escapes through the sludge bed, the final effluent still maintain low concentrations of TSS and turbidity.

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This paper aims to contribute to the development of wastewater treatment technology, using a variation of aerated biofilter, filled with plastic material with high void ratio, capable of removing nitrogen and produce effluent with low concentrations of TSS without generating excess sludge.

Materials and Methods The studied system is located in the Wastewater Treatment Plant of the Federal University of Rio Grande do Norte (UFRN), in Natal, northeast of Brazil, and treats mainly domestic sewage.

The system consists of two in series submerged biofilters being the first aerated (AER) and the second non-aerated (ANX). The initial idea was that the second filter had performed as an anoxic reactor, but the remainder oxygen from the first aerated filter still provided dissolved oxygen to the second, although at low concentrations. However, for the purpose of reporting the results, it was adopted the terminology anoxic for the second filter (ANX). The filters were 4.00 m long and 0.70 m wide and with total and working height of 1.22 m and 1.10 m, respectively, resulting in total and working volumes of 3.42 m3 and 3.08 m3, respectively. The filters were filled with 2 cm in diameter corrugated cut conduit, with an average length of 2.90 cm, a specific surface area of 277 m2/m3 and a void ratio of 90% (see Figure 1).

Figure 1: Schematic details of the system.

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The biofilter startup was made under anaerobic conditions to avoid the agitation caused by aeration on biofilm adherence and development on support plastic media. After one week, aeration was initiated at a flow rate of 0.05 m3/min and, after another week, the aeration flow rate was increased to the value adopted in first phase of the research (0.10 m 3/min). Then, for one month, bacterial community was allowed to growth and stabilize. During this period of bacterial acclimatization, samples were taken twice a week and analyzed for the same parameters presented in Table 2.

The air was supplied by means of two parallel working compressors with the flow rates calibrated by two rotameters. Inside the filter the air was distributed through three ½ inch hoses, with 1/32 inch holes each 5 cm; for protection each hose was placed inside a 3 inch PVC pipe with ¼ inch holes each 5 cm, located at the bottom, which were used to distribute the influent. The aerated biofilter was fed with the effluent from an anaerobic system consisting of septic tank followed by two parallel anaerobic filters.

The research was conducted in three phases, with the influent flow rate of 10 m3/day. The air flow to the aerated filter was 0.10 m3/minute, during the first phase, and 0.15 m3/minute in following phases corresponding to oxygen application rates of 51 and 77 m3/m2.day, respectively. During the third phase 1 m3/day of the anaerobic effluent with mean concentration of 56 mg/L of ammonia, 167 mg/ L of COD, 352 mgCaCO3/L of alkalinity, and 57 mg/L of TSS, was diverted directly to the ANX filter as a supplemental source of carbon. In the first two phases the hydraulic retention times (HRT) were 7 h and 20 min in two filters. In phase three, with the diversion of part of the anaerobic effluent to the ANX filter the HRT rose to 8 h and 10 min in the AER filter and was not changed in the ANX filter. (Table 1).

A total of 35 samples from effluents of anaerobic treatment (septic tank + anaerobic filter ANA), aerated filter (AER) and anoxic filter (ANX) were collected from August/2010 to April/2012, being 14 in phase 1, 11 in phase 2 and 10 in phase 3. During this period there was no sludge removal. Table 1 summarized the operational variables.

Table 1. Operational variables Sewage flow (m3/d)

Air flow (m3/min)

source of carbon (m3/d)

EAR

samples

ANX

Phase duration (Days)

HRT (hh:mm)

AER

ANX

Phase 1

10

10

0.10

-

07:20

07:20

92

14

Phase 2

10

10

0.15

-

07:20

07:20

77

11

Phase 3

9

10

0.15

1

08:10

07:20

60

10

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Results and discussion Table 2 shows the averages (in bold) and standard deviations (in parentheses) of the parameters analyzed in the three phases of the research and Table 3 presents the loadings of COD and total nitrogen. As a general view was observed that the system have a great capacity to retain the solids within the interstices favoring the increase on cell retention time which may leads to biomass respiration through endogenous phase and the consumption of retained sludge and, thus eliminating the secondary sedimentation unit.

Table 2. Means (bold) and standard deviations (in brackets) during the three research phases Phase 01 ANA

AER

Phase 02 ANX

Phase 03

ANA

AER

ANX

ANA

AER

ANX

N- Ammonia (mg/L)

59.6 (9.3)

27.7 28.3 (12.0) (10.0)

53.3 (9.8)

9.4 (3.1)

8.9 (4.8)

51.9 (11.3)

11.2 (5.5)

9.6 (5.8)

N-Organic (mg/L)

2.4 (0.8)

0.9 (1.1)

0.6 (0.7)

2.1 (0.9)

1.6 (0.8)

0.8 (0.3)

2.5 (0.8)

1.7 (0.8)

1.5 (0.8)

0.0 (0.0) 0.0 (0.0)

2.3 (1.5) 7.3 (5.2)

1.3 (1.6) 5.9 (4.5)

0.0 (0.0) 0.0 (0.0)

0.1 (0.1) 18.4 (4.0)

0.0 (0.0) 16.0 (4.9)

0.0 (0.0) 0.1 (0.0)

0.1 (0.1) 22.5 (3.7)

0.0 (0.0) 17.5 (3.8)

2.6 (1.1)

0.7 (1.1)

2.9 (1.5)

1.0 (0.7)

0.3 (0.3)

1.1 (1.1)

7.3 (0.3)

7.4 (0.3)

6.5 (0.3)

6.6 (0.3)

6.0 (0.6)

6.7 (0.5)

N-NO2 (mg/L) N-NO3 (mg/L) DO (mg/L) pH

7.6 (0.2)

Alkalinity (mgCaCO3/L)

381 217 244 357 95 106 365 79 99 (54.4) (69.5) (72.1) (33.8) (23.3) (42.0) (43.0) (30.3) (46.8)

T (º C)

25.6 (1.8)

COD (mg/L)

140 59 52 146 63 50 104 55 25 (31.1) (21.6) (24.5) (40.3) (54.8) (30.8) (23.8) (31.1) (21.5)

Turbidity (UT)

39.2 (8.1)

7.6 (7.9)

2.0 (1.3)

TSS (mg/L)

32.5 (15.1)

8.7 (8.7)

4.5 (7.2)

25.8 (1.9)

25.7 (1.9)

7.2 (0.0)

27.0 (0.6)

34.7 (5.0)

27.1 (0.6)

12.2 (9.7)

27.3 (0.7)

5.0 (8.3)

7.3 (0.3)

27.3 (1.2)

34.9 (7.0) 27.6 (8.0)

27.8 (1.5)

12.1 (16.1)

27.7 (1.3)

4.1 (3.5) 5.3 (4.2)

It is observed in Table 2 that the system was capable of producing final effluents with low mean values of turbidity (2 – 5 UT) and TSS (4.5 – 5.3 mg/L). The system was also effective in the removal of COD (63 to 76%) reaching final concentrations around 50 mg/L, in phases 1 and 2, and 25 mg/L in phase 3. The increase of the HRT and oxygen flow rate in the AER filter, changes in the ANA effluent quality, and the best performance of ANX filter may be influenced for best efficiency on COD removal during phase 3.

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Table 3. Volumetric loadings of COD and total nitrogen COD (kg/m3.d)

Total Nitrogen (kg/m3.d)

AER

ANX

AER

ANX

Phase 1

0.51

0.21

0.22

0.11

Phase 2

0.53

0.23

0.20

0.11

Phase 3

0.34

0.24

0.18

0.14

However, the good efficiency displayed by the system in the three phases could have contributed to the inefficiency of denitrification due to the low input concentrations of COD to the anoxic filter which may have been insufficient to meet the demand of carbonaceous denitrifying bacteria. This ability of COD removal is presented by more complex systems than the ones commonly used in the treatment of sewage in Brazil. As an example is the combination of UASB-MBBR presented by Tawfik et al. (2010), which reached the same efficiency with a HRT of 13.5 h.

The low rate of denitrification may also be explained by the high concentration of DO. This element is priority in the respiratory chain and may have inhibited the respiration of nitrate.

Analyzing the concentration of dissolved oxygen it was observed average values of 2.6 and 2.9 mg/L in AER filter effluent (phases 1 and 2, respectively) being in the range (1 to 4 mg/L) which Yuan e Gao (2010) observed the nitrification in domestic wastewater, and within the range of 0.8 and 4.0 mg/L stated by Jun et al. (2007) that it is possible to occur simultaneous nitrification and denitrification. The dissolved oxygen values were sufficient to oxidize up to 82% of the ammonia. However, the accumulation of sludge in the interstices, which on one hand may favors the respiration of biomass to get into the endogenous phase, on the other hand may hinders the contact of oxygen with the biomass located in the center of the sludge mass, not allowing a higher ammonia oxidation.

In ANX the average values of dissolved oxygen between 0.7 and 1.1 mg/L were above the 0.3 â&#x20AC;&#x201C; 0.5 mg/L recommended by Hocaoglu et al. (2011) as the maximum concentration to achieve denitrification, and well above the value reported by Hu et al. (2010), which observed denitrification of synthetic wastewater in anoxic environment with the absence of dissolved oxygen. Besides, the mean dissolved oxygen in the ANX filter was 1.0 mg/L which Ferreira (2000) indicates as the maximum level prior to the inhibition of denitrification to occurs. Thus the dissolved oxygen concentrations in the ANX filter, combined with low concentrations of COD, may have contributed to the inefficiency of denitrification.

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Figure 2 presents the ANOVA factor analysis for the ammonia nitrogen comparing the points of analysis and research phases. It is possible to observe a significant difference (p < 0.05) between the collection points, anaerobic effluent (ANA) and aerated effluent (AER), and also among the phases, suggesting that aeration causes a significant impact on the concentration of the N-NH3.

As expected there was no significant difference between the concentrations of ammonia nitrogen from AER and ANX filters (p > 0.05). The ANX filter N-NH3 remained almost unchanged, however, it is normal to have a slight decrease as occurred in phases 2 and 3, due to ammonia assimilation by the retained biomass and other complex processes and phenomena.

Figure 2. ANOVA factor analysis comparing Ammonia Nitrogen in sampling points and research phases

The increase in 50% in aeration flow rate from phase 1 to phase 2 leads to a significant decrease in the concentration of ammonia nitrogen in AER and ANX filters (Figure 2), to 27.7 mg/L and 28.3 mg/L, respectively (first phase), to 9.4 mg/L and 8.9 mg/L, respectively (second phase), resulting in overall removal of 83%. The increase in HRT of AER filter in phase 03 appears to have caused no impact on final N-NH3 concentration and, as well as adding 1 m3/day from the ANA effluent directly to ANX filter, as an additional carbon source, caused no considerable change in the final concentration of N-NH3.

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The concentration of nitrite was found to be statistically different in AER and ANX filters from phase 01 in relation to other phases. This was due to the untypical accumulation of nitrite in the filters during the first phase, probably caused by the large period of nitrating biomass acclimation. It is noteworthy, however, that there was a downward trend in nitrite concentration at the end of phase 1. Low oxygen concentrations can inhibit nitration resulting in nitrite accumulation in the media. Ruiz et al. (2006) observed that the maximum nitrite accumulation occurred when the dissolved oxygen concentration was between 0.7 and 1.4 mg/L. Ge et al. (2012) argue that the accumulation of nitrite can also occurs during the adaptation of microbial community to substrate type, pH and temperature.

As expected the aeration in all phases was sufficient to produce a nitrate concentration statistically higher than its concentration in the anaerobic step. However, during phase 1, the average nitrate concentration was only 7.3 mg/L and, although nitrification obviously occurred, the results were below expectations and the main factor may have been insufficient aeration to meet the nitrogen demand. Then, an increase in the aeration for the following phases was performed.

Referring to Figure 3, it is noted that denitrification, although occurring, especially during phase 3, the nitrate concentration did not differ statistically from AER and ANX filter effluents in all phases (p > 0.05). The most likely cause is the absence of carbonaceous material to efficiently meet the need of responsible bacteria for the conversion of nitrate into molecular nitrogen. In addition, the dissolved oxygen in the ANX filter may have presented peak concentrations that inhibited denitrification. Taking phase 3 as example, it is observed that the C/N-NO3 relation was 2.45, below the ideal relation of 4.50 proposed by Ivanovic and Leiknes (2011) on works with denitrification of wastewater using MBBR. Also in phase 3, although it has been observed an increase in denitrifying activity in the ANX filter is possible to say that the prevailing environmental conditions were not efficient to impose a significant denitrification. In this case the problem may have been primarily the failure of supplementary carbon source.

Comparing nitrate concentrations during the three phases of the study (Figure 3), it is noted that the increase in aeration resulted in a substantial increase in nitrate concentration from phases 1 to 2 due to a most efficient ammonia oxidation. However, a detail should be noted, analyzing phase 1, the ANA total nitrogen (62.0 mg/L) was reduced in 42% in the ANX final effluent (36.1 mg/L). A concentration of 1.4 mg/L (Concentration of NO3 in AER minus concentration of NO3 in ANX) was removed by denitrification in the ANX filter; another part may have been removed by ammonia volatilization, mainly as a result of the agitation caused by aeration. Another small part of nitrogen may have been assimilated by the biomass retained within the reactor. So, it is likely to have occurred simultaneous nitrification and denitrification 21

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in the aerobic filter. Making the same calculation for the phases 2 and 3, there have been removal efficiencies of 54% and 48% nitrogen, respectively. Therefore, even with low capacity of denitrification in the ANX filter, the system still was significantly capable of removing nitrogen compounds being the occurrence of simultaneous nitrification and denitrification the most likely hypothesis for the elimination of much of the nitrogen.

Figure 3. ANOVA Factorial Analysis comparing the Nitrate at sampling points and research phases

The simultaneous nitrification and denitrification is justified because the difficulty of penetration of oxygen inside the concentrated sludge in the interstices and/or its unequal distribution within the reactor, as well as low concentrations of dissolved oxygen, occurrence of anaerobic zones. The processes of nitrification and denitrification may occur in the same reactor as studied by Jun et al. (2007), Zhang and Qi (2007) and Meyer et al. (2005).

The mean concentration of total nitrogen in phases 1, 2 and 3 decreased, respectively, from 62 mg/L (influent) to 36.1 mg/L (effluent); 55.4 mg/L (influent) to 25.7 mg/L (effluent) and 54.4 mg/L (influent) to 28.6 mg/L (effluent), corresponding to removals of 40%, 54% and 47%, respectively, in phases 1, 2 and 3.

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Alkalinity concentrations were significantly higher in ANA when compared with the AER effluent (p < 0.05) which is clearly explained by its consumption during nitrification (Figure 4), but because the low denitrifying activity, a proportional generation of alkalinity was not observed and, as a result, the alkalinity concentration were not statistically different in AER and ANX effluents (p > 0.05) during all phases (Figure 4). From Figure 4 is can observed that the consumption of alkalinity in phases 2 and 3 was significantly higher than that of phase 1. During phase 1, the average influent alkalinity was 381 mg CaCO3/L, decreased to 217 mg CaCO3/L through the nitrification process in AER, increased slightly during the low activity of the denitrifying bacteria in the ANX, reaching in the final effluent a mean concentration of 244 mg CaCO3/L.

Figure 4. ANOVA factorial analysis comparing the alkalinity at collection points and the phases of the research

Therefore, it can be inferred that 164 mg CaCO3, were consumed to the production of 7.3 mg of N-NO3 or 22.5 mg CaCO3 were consumed/mg of N-NO3 produced. On the other hand, for the denitrification to 1.4 mg of N-NO3 were supplied 27 mg of CaCO3, which means that it was produced 19.3 mg of CaCO3 per mg of N-NO3 converted into N2. In phase 2, with the most pronounced nitrifying activity, the consumption of alkalinity was therefore more intense: 262 23

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mg CaCO3/L were consumed to produce 18.4 mg/L of N-NO3, or 14.24 mg CaCO3 for each mg of nitrate formed. In the ANX filter a reduction of 2.4 mg/L of N-NO3 was observed, caused by denitrification, and an increase of 10 mg of CaCO3/L, which means that for each mg of N-NO3 reduced to N2 were provided 4.2 mg of CaCO3. In phase 3, the relation of consumed alkalinity and nitrate produced was 12.7 CaCO3. The effluent from AER filter showed a mean alkalinity of 79.0 mg CaCO3/L, and thus theoretically still have sufficient alkalinity to oxidize about 6 mg/L ammonia to nitrate. Denitrification provided 19.7 mg CaCO3/L for removal of 5mg/L of nitrate and, therefore, it has been produced 3.94 mg CaCO3/mg of N-NO3 removed.

Phase 3 showed the highest production of N-NO3 among the three phases and consequently the greater consumption of alkalinity. However, it had the lowest consumption of CaCO3 per mg of N-NO3 produced. The consumption of alkalinity in phase 3 is still greater than the theoretical consumption of 7.07 mg CaCO3/mg N proposed by Metcalf & Eddy (2004), but it is similar to 11 mg CaCO3/mg N found by AraĂşjo et al (2009). Among the three studied phases of the average alkalinity supply to the environment in relation to the amount of reduced nitrogen of 3.94 mg CaCO3/mg in phase 3, was the lowest. This value is similar to the theoretical value of 3.57 mg CaCO3/mg N proposed by Metcalf & Eddy (2009).

Conclusions The aeration flow rate of 0.10 m3/minute was insufficient to efficiently meet the nitrogen demand under the studied conditions. With the aeration rate 50% higher (0.15 m3/minute) the ammonia oxidation was more efficient, producing effluent with a final concentration of ammonia around 9 mg/L. Therefore, it was concluded that it was possible to promote the nitrification in submerged biofilter filled with cut conduit, using a simple aeration system, and without sludge removal.

For the operating conditions applied, it was possible to promote significant denitrification without the addition of an external source of substrate for the denitrifying bacteria. The use of effluent from the anaerobic treatment unit as a carbon source provided an increase in denitrification but, according to the statistical tests, the increase was not significant. This result may have been caused by insufficient amount of carbon to supply the nitrogen demand.

A large influence of simultaneous nitrification and denitrification in aerobic environment was observed. This ensured that even with denitrification not significantly occurring in the anoxic filter, the system was able to remove up to 57% of the influent nitrogen. The consumption of alkalinity performed within the considered normal in the literature. The alkalinity in the influent was sufficient to meet the demand of the nitrifying bacteria.

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica.

CONDICIONANTES ENVOLVIDOS NA PRESENÇA DE DIFERENTES MODELOS DE PRESTAÇÃO DE SERVIÇOS DE ABASTECIMENTO DE ÁGUA NO BRASIL

* Hygor Aristides Victor Rossoni1 Marco Túlio da Silva Faria2 Nathalia Roland de Souza Ribeiro3 Léo Heller3

CONDITIONS INVOLVED IN DIFFERENT MODELS OF WATER SUPPLY SERVICES IN BRAZIL Recibido el 10 de marzo de 2014; Aceptado el 27 de enero de 2015

Abstract The purpose of this study is to understand the reasons why cities choose a certain management model for water supply services in Brazil. In order to achieve such purpose, the researchers used microdata from the 2008 National Survey of Basic Sanitation conducted by the Brazilian Institute of Geography and Statistics. The results were assessed by means of non-parametric statistic methods of analysis of variance and multiple comparisons, characterized by different indicators of each urban area studied. It was shown that the administrative nature of the service provider varies among Brazilian macroregions and that, statistically, the size of the population, the total number of areas assisted and the non-payment rates in the last 12 months are significantly different. In that sense, it was observed that Autarchies, Public Corporations and Government Controlled Companies operate in the most populated cities with the most areas assisted. On the other hand, Private Companies and Public Consortium, Foundation and Association had the lowest non-payment rate. It was further observed that the kind of service provision model for water supply in Brazil is related to different implementation of public policies by the governors and to the way the population responds differently to sanitation problems due to regional, social-economical, demographic, cultural and historical divergences in Brazil.

Keywords: Public policies; sanitation; management of water supply services.

1 Instituto

de Ciências Exatas e Tecnológicas do Campus Florestal, Universidade Federal de Viçosa, Brasil Federal de Educação Tecnológica de Minas Gerais (CEFET-MG), Brasil 3 Programa de Pós-Graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos, Escola de Engenharia, Universidade Federal de Minas Gerais (UFMG), Brasil 4 Universidade Federal de Minas Gerais (UFMG), Brasil *Autor corresponsal: Programa de Pós-Graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos, Universidade Federal de Minas Gerais, Salas 4618 e 4619, 4º andar do Bloco 1. Escola de Engenharia, Campus Pampulha – Avenida Antônio Carlos 6627, CEP 31270-901 - Belo Horizonte - MG – Brasil. Email: rossoni@ufmg.br; rossoni@ufv.br

2 Centro

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Resumo O presente estudo busca compreender os motivos que levam os titulares – municípios – a optarem por determinado modelo de gestão no abastecimento de água no Brasil. Para tanto, foram utilizados microdados obtidos a partir da Pesquisa Nacional de Saneamento Básico, realizada pelo Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística, referente ao ano de 2008. Os resultados foram avaliados segundo análise de variância não paramétricas e de comparações múltiplas, caracterizados por diferentes indicadores dos distritos-sede analisados. Demostrou-se que a natureza administrativa do prestador de serviço possui variações em relação às macrorregiões brasileiras e apresentam diferenças estatisticamente significativas em relação ao porte populacional, ao número total de economias abastecidas e à inadimplência nos últimos 12 meses. Neste sentido, constatou-se que as Autarquias, seguidas pelas Empresas Públicas e de Sociedade de Economias, atuam em cidades mais populosas e com o maior número total de economias abastecidas. Por outro lado, o grupo formado pelas Empresas Privadas e Consórcio Público, Fundação e Associação apresentaram menor índice de inadimplência. No mais, foi possível verificar que o tipo de modelo de prestação dos serviços de abastecimento de água no Brasil está relacionado às discrepâncias na implantação de Políticas Públicas pelo poder público e na resposta dada aos problemas sanitários pela população em função dos diferenciais regionais, socioeconômicos, demográficos, culturais e do contexto histórico e político existentes no Brasil.

Palavras-chave: Políticas Públicas; Saneamento; Gestão de Serviços de Abastecimento de Água.

Introdução Com o advento da Política Nacional de Saneamento Básico no Brasil (Lei 11.445/07), foi estabelecida a conceituação atualizada de saneamento básico, que não mais se restringe apenas ao abastecimento de água e esgotamento sanitário, incorporando, também, os serviços de limpeza urbana e o manejo de resíduos sólidos, bem como o manejo das águas pluviais. A partir deste entendimento, os quatro componentes podem passar a ser gerenciados de forma integrada (Magalhães, 2009).

Nos últimos anos, verificou-se certo avanço na cobertura dos serviços de saneamento básico no Brasil (Campos e Montenegro, 2011). Entretanto, conforme a Pesquisa Nacional de Saneamento Básico (PNSB), 12 milhões de domicílios do País ainda não têm acesso à rede geral de abastecimento de água (IBGE, 2010).

Em uma resolução histórica, a Organização das Nações Unidas (ONU, 2010), declarou o acesso à água potável e ao saneamento básico como direito humano. Este novo cenário, inquestionavelmente, requalifica os papéis dos agentes públicos e sociais que atuam no saneamento brasileiro.

Conforme preconiza a Política Nacional de Saneamento (Brasil, 2007), os serviços públicos de saneamento básico devem ser prestados com base nos seguintes princípios fundamentais: universalização do acesso; integralidade; os serviços de saneamento devem ser realizados de forma adequada à promoção da saúde pública e à proteção do meio ambiente; disponibilidade 27

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em todas as áreas urbanas; adoção de métodos, técnicas e processos que considerem as peculiaridades locais e regionais; articulação com as políticas de relevante interesse social; eficiência e sustentabilidade econômica; utilização de tecnologias apropriadas; transparência das ações; controle social; segurança, qualidade e regularidade e, por último, integração das infraestruturas e serviços com a gestão eficiente dos recursos hídricos.

Segundo Rezende (2005), as primeiras companhias de saneamento que atuaram no Brasil, no início do Século XX, eram privadas. Rio de Janeiro foi a cidade onde houve a primeira experiência privada no país, seguida das cidades de Recife, Porto Alegre, São Paulo, Belém, Maranhão e Fortaleza. Devido ao fato de grande parte das empresas não estar realizando os serviços de saneamento adequadamente, o Governo Federal articulou politicamente a criação de um modelo de administração direta dos serviços de saneamento pelos municípios e os estados. Assim, na década de 30, iniciou-se a implantação deste modelo prioritariamente nas cidades de economia mais dinâmica e com maior população. Na década de 50, este modelo começou a ser criticado principalmente devido ao poder centralizador, à política tarifária inadequada e às dificuldades de arrecadação pela administração dos serviços.

Por outro lado, em 1952 foi criado o primeiro Serviço Autônomo de Água e Esgotos – SAAE – em Governador Valadares. Na década de 60, este modelo foi implantado em algumas cidades do Vale do Rio Doce, em Minas Gerais e no Espírito Santo. (Rezende, 2005) Na década de 1970, o governo federal criou o Plano Nacional de Saneamento (PLANASA) com a intenção de levar o saneamento às regiões industriais do país que passavam por aumento demográfico em função do incremento das atividades econômicas. Como forma de exploração destes serviços, optou-se pela empresa estatal, pois a prestação do serviço constitui um monopólio natural. Como destaca Sousa (2011), o monopólio natural se caracteriza por atividades em que a concorrência de mercado gera ineficiência produtiva do ponto de vista econômico, por conta dos efeitos da economia de escala. De acordo com o mesmo autor, o governo, com esta opção, garantiria que o prestador não obtivesse lucro excessivo e que os serviços teriam quantidade e qualidade para o consumidor.

Com estas medidas, foram criadas e ou adaptadas 27 companhias estaduais que assumiriam os custos de investimentos, instalação, manutenção e operação do sistema de abastecimento de água e esgotamento sanitário. O mecanismo de manutenção dos gastos na prestação do serviço à população seria feito por meio de cobrança de tarifas diferenciadas para pessoas de alta e baixa renda. De acordo com Sousa (2011), para conseguir a adesão dos municípios a este programa, o governo federal vinculou o acesso aos principais recursos do setor à concessão dos direitos de exploração para as companhias estaduais.

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Como os recursos financeiros adquiridos pelas companhias poderiam ser utilizados conforme as prioridades e estratégias de gestão, foi estabelecida uma relação delicada entre Estados e municípios, afinal, o acesso aos serviços de saneamento deveria ser submetido à aceitação dos Estados (Sousa, 2011). Isto pode explicar o porquê destas companhias serem o principal modelo de prestação de serviços de abastecimento de água no Brasil.

Conforme compilação realizada com base nos trabalhos desenvolvidos por Peixoto (2010) e Heller (2012), no Brasil, são adotados diferentes modelos de prestação dos serviços de abastecimento de água, conforme descrição a seguir: i) Serviços vinculados à Administração Direta Municipal – modelo gerencial em que a Prefeitura Municipal, por meio de departamento, secretaria ou repartição, é a responsável pelas atividades de planejamento, projeto, operação e administração. Não há, nesse modelo, autonomia financeira e patrimonial ou uma personalidade jurídica definida – a mesma se confunde com a da esfera do poder público – bem como não há vinculação exclusiva das receitas tarifárias aos serviços. ii) Administração Indireta Municipal – caracteriza-se por ser uma administração em que o domínio é transferido, por meio de lei específica, do poder público para uma entidade de gestão descentralizada. Comumente assumem a forma de autarquias. Esse modelo goza de autonomia jurídica, administrativa e financeira, o que pode resultar em maior efetividade e eficiência no processo de gestão. iii) Companhias Municipais – Modelo de gestão empresarial atuante no âmbito municipal.

São empresas de economia mista, ou seja, são dotadas de personalidade jurídica de direito privado, criadas por lei para a prestação de serviço público, sob a forma de sociedade anônima, compostas por capital majoritariamente público. iv) Companhias Estaduais/Regionais – consistem em empresas públicas e/ou de economia mista que obedecem a um sistema centralizador administrativo e financeiro, sendo que a operação dos serviços e manutenção é usualmente realizada por meio de escritórios regionais.

Nesse modelo são adotados os princípios da autossustentação tarifária – a receita tarifária deve cobrir os custos inerentes à prestação dos serviços – e do subsídio cruzado, o que consiste em cobrança de tarifas únicas, de modo que os serviços superavitários sustentem os deficitários. v) Empresas Privadas – consiste em delegação da prestação do serviço pela administração pública a entes privados, por meio de licitação pública, os quais estabelecem contrato entre si, visando à implantação e prestação, no todo ou em parte, dos serviços. Essa modalidade tem participação não muito expressiva no setor de saneamento brasileiro, mas crescente nas últimas décadas.

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vi) Consórcios intermunicipais – são formas de auto-organização, com baixa participação dos governos estaduais e federal, regulada pela Lei nº 11.107/05, e prevista também na Lei nº 11.445/07, que oficializa a oportunidade de gestão associada entre os municípios. Em Consórcios Intermunicipais de Saneamento, deve ser celebrado convênio específico entre o Município consorciado e o Consórcio, em que devem ficar bem definidas as competências atribuídas ao consórcio. Em geral, os municípios consorciados têm afinidades geográficas e políticas e os consórcios contam com baixa participação dos governos estaduais e federal. O intuito é assegurar a adequada prestação dos serviços através do ganho em escala.

No caso específico de trabalhos científicos que envolvem a avaliação das diferentes modalidades de prestação de serviços de saneamento, apesar de recentes, encontram-se no Brasil importantes estudos que verificaram que os diferentes modelos de gestão da prestação dos serviços de saneamento levaram a distintos desempenhos. Dentre estes, podem ser destacados os trabalhos de Ogera e Philippi Jr (2005); Heller et al. (2006); Rezende et al. (2007); Heller et al. (2009); Loureiro (2009) e Heller et al. (2012).

Ao estudar a gestão de água e esgoto dos municípios de Campinas (gestão indireta por meio de empresa de economia mista de capital aberto), Santo André (autarquia municipal) e São José dos Campos e Santos (companhias estaduais), Ogera e Philippi Jr (2005), confrontaram os instrumentos de políticas públicas (Constituição Federal, Política Nacional de Meio Ambiente, Política Nacional de Recursos Hídricos, entre outros), com os resultados das políticas dos governos de cada município selecionado. Verificaram que todos os instrumentos avaliados faziam menção de forma direta ou indireta ao saneamento, cabendo, aos gestores, as articulações e integrações por meio de planos, programas e projetos, de forma a transformá-los em políticas públicas locais, integradas ao planejamento da cidade.

No trabalho realizado por Heller et al. (2006), tendo o objetivo de comparar diferentes categorias de gestores de serviços de saneamento básico encontrados em Minas Gerais, adotando como referência os anos de 1989 e 1998, foram obtidos como principais resultados, que: i) existem diferenças entre a forma de prestação dos serviços em relação aos tipos de gestores; ii) o bom desempenho da companhia estadual em aspectos operacionais; iii) as autarquias municipais destacaram-se com os maiores valores de cobertura por rede de água.

Por outro lado, Rezende et al. (2007), avaliaram os determinantes da presença de serviços de abastecimento de água e esgotamento sanitário nos domicílios urbanos brasileiros, verificando que, dentre os modelos de prestação dos serviços, as maiores chances de presença de redes domiciliares pertencem aos municípios da Região Sudeste e com gestão do tipo autarquia.

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Heller et al. (2009), ao realizarem a avaliação comparativa na dimensão tecnológica para os serviços de abastecimento de água e esgotamento sanitário de quatro municípios integrantes da bacia do rio das Velhas em Minas Gerais, constatou que os serviços administrados diretamente por prefeitura municipal apresentaram o pior desempenho tecnológico, apesar dos altos valores de cobertura por rede de água e de esgotos. Os autores mostraram, ainda, que os serviços disponibilizados pela companhia regional se destacaram pelo alto desempenho tecnológico empregado na operação dos serviços e pelos maiores valores de tarifas adotados.

Em trabalho conduzido por Loureiro (2009), foram comparados diferentes modelos de gestão de serviços de saneamento no Estado da Bahia. Nele, a pesquisadora destaca a pequena quantidade de municípios titulares dos serviços com um planejamento estruturado, ficando essa função a cargo do próprio prestador.

Em outro estudo, Heller et al. (2012) avaliam comparativamente as principais modalidades de prestação de serviços públicos de abastecimento de água no conjunto dos municípios brasileiros, por meio de indicadores de desempenho referentes aos aspectos operacionais e gerenciais dos serviços. Os resultados apontaram diferenças significativas entre os modelos avaliados. Neste trabalho, destacaram-se positivamente os modelos regionais e empresas privadas no tocante a aspectos financeiros – maior índice de hidrometração e menor inadimplência –; por outro lado, os serviços de administração indireta se sobressaíram por valores inferiores de reclamações sobre o valor cobrado pelos serviços.

Partindo da premissa de que as políticas públicas e a gestão dos serviços de saneamento devem ser formuladas e avaliadas considerando os modelos de organização do Estado – marcos legais, políticos e institucionais – para sua provisão universal, visando consolidá-lo como um direito social dos cidadãos, buscar-se-á, neste trabalho, compreender, com base em características municipais, quais são os condicionantes que influenciam a presença de determinado modelo de gestão no abastecimento de água no Brasil.

Métodos A fim de entender o comportamento das informações sobre os serviços de abastecimento de água dos municípios brasileiros, foram utilizados, neste trabalho, microdados obtidos a partir da Pesquisa Nacional de Saneamento Básico – PNSB, realizada pelo Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística – IBGE, referente ao ano de 2008 (IBGE, 2010).

Como pressuposto principal para a montagem do banco de dados, estabeleceu-se que a entidade mais representativa da gestão do abastecimento de água no distrito-sede foi aquela que atende ao maior número de economias abastecidas. Além disso, criou-se uma hierarquização para os modelos de gestão, visando à verificação da consistência da variável 31

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“número de economias abastecidas”, em que, para a sequência de modelos de gestão principal no distrito-sede foi estabelecido um agrupamento de acordo com similaridade da natureza jurídica dos modelos de gestão (Tabela 1).

Tabela 1. Descrição do agrupamento da natureza jurídica dos modelos de prestação dos serviços de abastecimento de água Agrupamento da Nº de Sigla Descrição Natureza Jurídica Casos* Serviços prestados pela administração indireta, com campo de Autarquia AUT 551 atuação municipal Administração Direta Municipal

ADD

1008

Serviços diretamente prestados por secretarias, departamentos ou repartições da administração direta em esfera de atuação municipal

Empresa Privada

EPP

248

Serviços administrados por empresas com capital predominante privado

3686

Correspondente, em sua maioria, às Companhias Estaduais de Água e Esgoto (CESB), as quais consistem em empresas públicas e/ou sociedades de economia mista, ambos os casos com abrangência territorial estadual sob a administração do respectivo governo.

Empresa Pública e Sociedade de Economia Mista Consórcio Público, Fundação e Associação

EPM

FCA

38

Auto-organização de municípios com afinidades geográficas e políticas, com baixa participação dos governos estaduais e federal

Nota: * Corresponde à quantidade de distritos-sede, totalizando 5.531 casos.

Fonte: Elaborado pelos próprios autores do trabalho.

Dessa forma, foram levantadas informações dos serviços de abastecimento de água de 5531 casos (distritos-sede), atingindo, assim, a quase totalidade dos municípios brasileiros, uma vez que, no período de analise, estes totalizavam 5565 municípios (IBGE, 2010).

Após a realização de todas as análises preliminares de consistência dos dados, procedeu-se à seleção das variáveis de interesse para o estudo. Foram realizadas análises de frequência, por meio de estatísticas descritivas básicas, visando ao conhecimento do comportamento das variáveis e da qualidade de seus dados. A partir da montagem e sistematização dos bancos de dados, foram avaliadas as observações atípicas, faltantes ou infrequentes – denominados “outliers” ou “missing” – de acordo com a natureza de cada indicador. Em alguns casos, estas foram excluídas das amostras de dados.

Na Tabela 2, são apresentados os indicadores analisados em função da natureza jurídica do prestador de serviço de abastecimento de água.

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Tabela 2. Descrição dos indicadores analisados no estudo Indicador Unidade Descrição Representa as regiões geográficas Norte (N); Nordeste (NE); Centro Oeste (CO); Sul (S); e Sudeste (SE), com o intuito de verificar a ocorrência de quantidade padrões, condicionados por fatores diversos que abrangem atributos do Macrorregião por região meio físico, cultural, financeiro e regional, que podem influenciar a análise em questão.

habitantes

Consiste no número populacional da área urbana do distrito-sede.

Pretendeu-se verificar se ocorre uma preferência por atuação entre os diferentes modelos de prestação dos serviços públicos de saneamento em relação ao porte populacional.

Inadimplência

%

Descreve o percentual médio de inadimplência nos últimos 12 meses (%).

Relaciona-se indiretamente com a maneira em que o modelo de gestão está associado à renda média ou à capacidade de pagamento pelo serviço dos habitantes de determinada localidade.

Número de economias abastecidas

quantidade total de ligações

Número total de economias abastecidas, incluindo consumo residencial, comercial, industrial, público e outras. Foi utilizada com o objetivo de verificar a formação de economia de escala, o que pode representar, para o prestador, um maior retorno econômico

População

Fonte: Elaborado pelos próprios autores do trabalho.

Os dados obtidos durante a fase de execução do experimento foram testados quanto à normalidade, homogeneidade e aderência das variâncias, utilizando os testes Shapiro-Wilk e Qui-quadrado disponíveis no software Statsoft Statistica® (STATSOFT, 2007).

Diante da verificação de que a distribuição normal não se aplicou às amostras de dados, fato já esperado conforme estudos encontrados na literatura especializada (Heller, 2012; Rezende, 2009; e Oliveira, 2006), recorreu-se a um escopo de métodos inferenciais compostos por testes não paramétricos.

Os resultados foram avaliados segundo análise de variância de medianas por meio do teste Kruskal-Wallis e, quando detectadas diferenças significativas entre as amostras independentes, aplicou-se o teste de comparações múltiplas, ao nível de 5% de probabilidade, disponível no programa Statsoft Statistica®.

Para o auxílio de apresentação, interpretação e discussão dos dados, utilizaram-se gráficos “box-plot” e buscou-se inferir sobre a distribuição dos valores das variáveis monitoradas em termos de medida de posição.

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Resultados e Discussão A natureza jurídica das entidades prestadoras dos serviços de abastecimento de água no Brasil e a proporção de sua participação no total de distritos-sede brasileiros em função das macrorregiões são apresentados na Tabela 3.

Destaca-se a significativa participação das Empresas do Poder Público e Sociedades de Economia Mista, principalmente as Companhias Estaduais de Saneamento (CESB), que representam cerca de dois terços do total de sistemas de abastecimento de água no Brasil.

Este panorama é um reflexo da política praticada durante as duas primeiras décadas (1970/80) do PLANASA – Plano Nacional de Saneamento, implementado durante o governo militar, o qual condicionava os investimentos em saneamento à transferência da dos serviços, por meio de concessões, aos Estados, tendo um contingente elevado de municípios cedido a esta exigência. É importante salientar que os investimentos não priorizaram municípios com porte populacional pequeno, sendo preferencialmente direcionados àqueles com mais de 50 mil habitantes.

Entretanto, alguns destes municípios, cujos serviços estavam sob a gestão de autarquias, não transferiram a prestação dos serviços de saneamento às companhias estaduais.

Para Peixoto (2010), o panorama apresentado pela má organização institucional e da gestão administrativa dos serviços de saneamento básico no Brasil é reflexo do modo confuso como evoluíram as intervenções dos diferentes entes da federação na gestão desses serviços, cujas características centrais podem ser relacionadas à falta de adequado ordenamento constitucional e legal ao longo de toda a história republicana. Nesse período, foi inibido o desenvolvimento e o uso adequado dos instrumentos de coordenação e de cooperação interfederativa pelos três níveis de governo.

Cabe ressaltar que a participação do poder público no fornecimento, financiamento e nas intervenções nas ações de saneamento representa uma questão de soberania e interesse institucional. Afinal, são serviços essenciais para a população e constituem monopólios naturais.

Já a participação do investimento privado, que no Brasil representa 4.5% do total de distritosede (Tabela 3), é questionada por Hall e Lobina (2009), que a considera historicamente pouco relevante, em termos de desempenho e pertinência, nos países em desenvolvimento.

Mesmo assim, na região Norte pode-se encontrar a maior proporção de municípios que adotam as empresas privadas como modelo de gestão de serviço de abastecimento de água, representando 31.2% dos casos.

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Conforme destacam Sampaio e Sampaio (2007), vários exemplos de atuação privada mostram que não há contribuição significativa no aumento da cobertura, no investimento em infraestrutura e nem em melhoria na qualidade do serviço prestado. Além disso, a ausência de marco regulatório pode reforçar ainda mais as distorções na desigual provisão desses serviços entre regiões e entre estratos sociais.

Por outro lado, as empresas públicas e sociedades de economias mistas tendem a ser mais bem preparadas e equipadas, além de possuírem um maior acesso a recursos financeiros. Seguidas pelas autarquias municipais, são os prestadores de serviço que possuem maior controle sobre seus sistemas, quando comparadas à administração direta pelo município.

Tabela 3 – Natureza jurídica dos prestadores de serviços de abastecimento de água em relação às macrorregiões brasileiras Natureza Jurídica Macrorregião Total ADD AUT EPM EPR FCA Norte Nordeste Sudeste Sul CentroOeste Total

n % n % n % n % n % n %

118 26.7 222 12.5 351 21.0 209 17.0 108 23.3 1008 18.2

50 11.3 167 9.4 215 12.9 90 7.6 29 6.3 551 10.0

136 30.8 1360 76.7 1068 64.0 834 70.4 288 62.1 3686 66.6

138 31.2 13 0.7 31 1.9 28 2.4 38 8.2 248 4.5

0 0.0 10 0.6 3 0.2 24 2.0 1 0.2 38 0.7

442 100 1772 100 1668 100 1185 100 464 100 5531 100

Nota: n: número de casos ou distritos-sede e %: porcentagem em relação ao total

Já em termos de modelo de prestação dos serviços, Heller et al. (2012) verificaram que, apesar da predominância das companhias estaduais na gestão dos serviços de abastecimento de água, as autarquias aparecem mais destacadas quando analisado indicador referente a cobertura por rede de água (%).

Outro dado que chama a atenção é a maior proporção de atuação de Fundações, Consórcios e Associações (2.0%) nos estados localizados na região Sul (Tabela 3). Isso pode indicar um fator regional nas organizações e provisão dos serviços de saneamento, o que influencia favoravelmente na auto-organização de municípios com afinidades geográficas e políticas.

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Quando analisada a natureza jurídica em função da população urbana do distrito-sede (Figura 1), percebe-se uma maior participação das autarquias, seguidas das empresas públicas e de sociedades mistas e empresas privadas nos distritos-sede em que as populações são mais numerosas. Isso pode indicar uma maior predominância de ações desses tipos de prestadores em locais onde existem maior quantidade de potenciais consumidores dos serviços.

População (nº habitantes)

5000000

Natureza Jurídica*

500000

AUT EPM EPR ADD FCA

50000

5000

a b b c c

População (nº habitantes) Mediana

Média

21907 10148 7969 5540 2684

51730 28613 36047 10885 13179

*Naturezas jurídicas seguidos pela mesma letra não diferem estatisticamente ao nível de 5% de significância

500

50 AUT

EPM

ADD

EPR

FCA

Natureza Jurídica

Figura 1. Gráfico box-plot e quadro resumo da análise comparativa de variância não paramétrica (teste de KruskalWallis) da natureza jurídica em função da população urbana do distrito-sede

Estudo conduzido por Souza (2011) verificou que o percentual de oferta também é maior nos municípios com mais de 200 mil habitantes, sendo observado o seu crescimento com o aumento do porte municipal. Nesses, fica evidente a situação desfavorável do esgotamento sanitário em relação ao abastecimento de água, visto que os municípios com mais de 200 mil habitantes apresentam cerca de 92% de cobertura de rede de água e 69.5% de rede de esgoto.

Ao analisar as tentativas de privatização de sistemas municipais de saneamento básico no Estado de São Paulo, Sanchez (2001) constatou que, dos 54 municípios do Estado com sistemas municipais e mais de 50 mil habitantes, 47 apresentavam um índice de cobertura de abastecimento de água superior a 90%, e, em 43 deles, a cobertura de esgotos canalizados era de aproximadamente 75%.

Por outro lado, é preciso destacar que, nos municípios pequenos e médios, as soluções individuais são comumente utilizadas, podendo ser adequadas no contexto em que se inserem.

Nesse sentido, é bom ressalvar que essa baixa cobertura nem sempre implica uma situação desfavorável, como no caso do grupo de gestores formados por Consórcio Público, Fundação e Associação (Figura 1).

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De acordo com Bessa (2006), a Associação dos Serviços Municipais de Saneamento (ASSEMAE), entidade que também prevê a luta pela manutenção da titularidade municipal e pela gestão pública dos serviços de saneamento, defende que municípios com população inferior a 30 mil habitantes formulem convênios de cooperação técnica junto ao Governo Federal, através da Fundação Nacional de Saúde (FUNASA) – órgão executivo do Ministério da Saúde, é uma das instituições do Governo Federal responsável em promover a inclusão social por meio de ações de saneamento para prevenção e controle de doenças – e os municípios. E, para os de médio porte, com população entre 30 mil e 100 mil habitantes, assim como para os de grande porte, ou seja, com mais de 100 mil habitantes, sugere-se o desenvolvimento de um programa, no âmbito da Secretaria Nacional de Saneamento (SNSA), órgão do Ministério das Cidades, cuja finalidade é promover a melhoria da gestão dos serviços de saneamento por meio de convênios técnico-institucionais entre a própria SNSA e os municípios ou da secretaria com a ASSEMAE e a Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental (ABES).

Ao comparar os resultados da natureza jurídica em função do percentual de inadimplência nos últimos 12 meses (Figura 2), verifica-se que os modelos de gestão formados pelas Empresas Privadas e pelo grupo Consórcio Público, Fundação e Associação, apresentam menores índices de falta de pagamento das tarifas. Bessa (2006) destaca que esse tipo de cooperação tem um efeito em cadeia, na medida em que as experiências ou mesmo as ações desenvolvidas servem de referência aos municípios menores e a eventuais consórcios intermunicipais de saneamento.

Além disso, devem-se desenvolver algumas ações que ajudem a melhorar a gestão dos serviços, entre elas a política tarifária com a proposta de realização de permanentes estudos sócioeconômicos que permitam estabelecer o justo valor tarifário, sem que as empresas percam a sua capacidade de gerar recursos para manutenção dos investimentos necessários.

Inadimplência nos Últimos 12 Meses (%)

100

80

Inadimplência (%) Natureza Jurídica*

60

AUT EPM ADD EPR FCA

40

20

0

-20 EPR

ADD

FCA

AUT

EPM

a b c cd d

Mediana

Média

18.00 10.00 9.50 7.50 3.50

25.98 21.39 17.99 16.60 6.71

*Naturezas jurídicas seguidos pela mesma letra não diferem estatisticamente ao nível de 5% de significância

Natureza Jurídica

Figura 2. Gráfico box-plot e quadro resumo da análise comparativa de variância não paramétrica (teste de KruskalWallis) da natureza jurídica em função do percentual de inadimplência nos últimos 12 meses 37

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Por outro lado, ao analisar o desempenho das Empresas Privadas (Figura 2), pode-se inferir que a visão empresarial aplicada aos serviços de saneamento está ligada à intenção de substituir o princípio desses serviços como direito social (Heller e Castro, 2007). Assim, tal enfoque requer uma avaliação crítica, uma vez que essa situação envolve princípios mercantilistas, em que os usuários são entendidos como consumidores ou clientes, e não como cidadãos portadores de direitos e que demandam esses serviços. O grupo formado pelas Autarquias e Empresas Públicas e Sociedade de Economia Mistas foi o que apresentou maiores percentuais de inadimplência (Figura 2).

Em seu estudo envolvendo os 625 municípios paulistas, Sanchez (2001) verificou que 330 eram operados pela companhia estadual de saneamento, dos demais 295 em condições legais de privatizar os sistemas municipalizados, 54 possuíam mais de 50 mil habitantes, porte mínimo para garantir a rentabilidade esperada. Além disso, as autarquias municipais eram pouco endividadas (até mesmo devido à pouca possibilidade de acesso a financiamentos); os níveis de cobertura já instalados eram altos; a modalidade de concessões escolhida era não-onerosa (não implica desembolso imediato por compra de ativos) e ainda havia recursos disponíveis para investimentos através do Banco Nacional do Desenvolvimento (BNDES).

Outro recorte importante para a análise dos déficits de acesso aos serviços de saneamento básico se refere à renda da população. Zveibil (2003) afirma que a diferença de acesso aos serviços de saneamento, incluindo abastecimento de água, rede coletora de esgotamento sanitário e coleta de lixo, segrega os 40% mais pobres e os 10% mais ricos, sedo que os maiores déficits na disponibilidade dos serviços se concentram no primeiro segmento. Isso permite traçar uma relação direta entre a renda e a capacidade desta população custear os serviços oferecidos.

Nos municípios com baixo Índice de Desenvolvimento Humano (IDH), a quase totalidade dos domicílios atendidos por rede de água, o eram através da gestão municipal direta ou com sua participação (40%) ou da gestão estadual (47%). Nestes mesmos municípios, todos os domicílios atendidos por rede de esgotamento sanitário o eram através da atuação direta das prefeituras ou com sua participação. Este modelo de gestão era, também, o mais importante no atendimento aos domicílios com médio e alto IDHs (IPEA e PNUD, 1996).

Municípios com alto IDH possuem os maiores percentuais de cobertura de sistemas com redes de abastecimento de água e esgotamento sanitário no país. Os municípios classificados como de baixo desenvolvimento humano apresentam baixíssimos percentuais de cobertura de rede de esgoto e médios percentuais de cobertura por rede de água. Conforme apontaram Rezende et al. (2007), isto reflete a maior universalização do abastecimento de água por redes e o enorme déficit em redes de esgotamento sanitário, abrangendo municípios com baixo desenvolvimento humano.

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População Economicamente Ativa (habitantes)

Na Figura 3, são apresentados os dados obtidos da natureza jurídica do prestador dos serviços de abastecimento de água em função do número total e economias abastecidas. Verifica-se que as Autarquias e as Empresas Públicas e Sociedades de Economias Mistas atuam em distritossede com maior número de economias abastecidas.

5000000

500000

Natureza Jurídica*

50000

AUT EPM ADD EPR FCA

5000

500 EPM

AUT

ADD

EPR

FCA

a b c c d

Economias Abastecidas (nº) Mediana Média 5527 15350 2334 8596 1300 6980 1292 6038 330 1289

*Naturezas jurídicas seguidos pela mesma letra não diferem estatisticamente ao nível de 5% de significância

Natureza Jurídica

Figura 3. Gráfico box-plot e quadro resumo da análise comparativa de variância não paramétrica (teste de KruskalWallis) da natureza jurídica em função do número total de economias abastecidas

Esta constatação pode indicar que ocorre uma preferência por atuação dessas naturezas jurídicas visando à formação de economia de escala, em que os custos médios de longo prazo diminuem ao aumentar a produção, tornando as empresas maiores mais eficientes que as menores, o que pode representar para o prestador um maior retorno econômico.

Os modelos de gestão formados pelas naturezas jurídicas Administração Direta Municipal, Empresas Privadas e o grupo Fundação, Consórcio e Associação foram os que apresentaram a atuação nas localidades de menor número de economias abastecidas (Figura 3).

Ao estudarem os indicadores de cobertura por serviços de saneamento segundo a taxa de urbanização dos municípios, Júnior e Saiani (2006) verificaram uma tendência de elevação da cobertura, tanto em água quanto em esgoto, à medida que aumenta a taxa de urbanização dos municípios – fato observado em todas as regiões do Brasil, o que sugere maior facilidade de prover os serviços em aglomerações/concentrações do que em populações (domicílios) dispersos – economias de densidade.

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Por outro lado, como destacam os mesmos autores, o acesso aos serviços de saneamento está associado à capacidade de pagamento dos habitantes de determinada localidade – por exemplo, pode ser que um domicílio de baixa renda situado em um município de renda elevada possa ter acesso mais facilitado aos sistemas de saneamento (inclusive por subsídio cruzado dentro do município) que uma família com renda maior em um município com renda per capita menor (Júnior e Saiani, 2006).

Em termos de oferta de serviços de saneamento, Rezende (2005) constatou que a perspectiva individual, representada pelas soluções adotadas para o abastecimento de água e o esgotamento sanitário, está intrinsecamente associada aos aspectos do meio físico, tais como a disponibilidade de recursos hídricos, a distância entre o domicílio e os mananciais de água e a existência de áreas para a disposição dos esgotos.

Considerações Finais O presente estudo demonstrou que a natureza administrativa do prestador de serviço possui variações em relação às macrorregiões brasileiras e apresentam diferenças estatisticamente significativas em relação ao porte populacional, ao número total de economias abastecidas e à inadimplência nos últimos 12 meses.

Constatou-se que as Autarquias, seguidas pelas Empresas Públicas e de Sociedade de Economias, atuam em cidades mais populosas e com o maior número total de economias abastecidas. Este fato pode ser explicado pelo fortalecimento destes modelos de gestão pelos programas e planos do governo, que influenciaram positivamente em seus desempenhos econômicos e financeiros.

Por outro lado, o grupo formado pelas Empresas Privadas e Consórcio Público, Fundação e Associação apresentaram menor índice de inadimplência. O desempenho das Empresas Privadas, pode ser explicado pelo provável fruto dos pressupostos relacionados ao ganho financeiro visado pelo capital privado. Por outro lado os Consórcio Público, Fundação e Associação por representarem um modelo de auto-organização territorial e política, estes vislumbram uma maior assimilação por parte do agente público de que o saneamento é um direito essencial da população.

Com base nos resultados e na discussão apresentada, é possível afirmar que o acesso ou não aos serviços de saneamento no Brasil estão relacionados às discrepâncias na implantação de Políticas Públicas pelo poder público e na resposta dada aos problemas sanitários, como produto da interação entre os condicionantes da demanda e da oferta, em função dos diferenciais regionais, socioeconômicos, demográficos, culturais e do contexto histórico e político existentes no Brasil, conforme apontam Rezende et al. (2007) e Heller (2012).

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Apesar de os resultados permitirem realizar inferências sobre a forma em que alguns indicadores condicionam a definição de determinado modelo de prestação de serviços de abastecimentos de água, ainda devem ser realizados estudos mais aprofundados e com consistência metodológica utilizando ferramentas estatísticas multivariadas.

Para tanto, devem ser avaliadas outras dimensões de análise em função das características dos municípios em relação, como por exemplo: i) socioeconômica – renda; trabalho; educação e tamanho do município e ii) demográfica – porte e densidade populacional.

Neste sentido, ainda emergem os seguintes questionamentos: Por quê da implantação nos municípios de determinados modelos de prestação? e Quais são as características predominantes dos municípios que estão associadas à implantação de determinado modelo de prestação de serviços de abastecimento de água e esgotamento sanitário?

Com o intuito de responder tais questionamentos e dar continuidade no desenvolvimento de estudos mais aprofundados, foi desenvolvido pelo mesmo grupo de pesquisa outro trabalho científico com maior abrangência, empregando quatro dimensões e onze variáveis de estudo.

Para tanto, foram utilizadas técnicas estatísticas uni e multivariadas, sendo possível evidenciar de forma mais consistente a existência de um padrão de preferência pela adoção de determinado modelo de prestação de serviços de abastecimento de água em função das características dos municípios (Rossoni, et al. [s.d.]).

Agradecimentos Ao CNPq, pelo auxílio – bolsa de doutorado (GD) e de iniciação científica (IC) – ao primeiro e segundo autores; e pelo financiamento do projeto de tese aprovado junto ao Edital Universal (Processo 475638/2012-3). Agradecemos, ainda, à professora Sonaly Cristina Rezende Borges de Lima e ao colega de pós-graduação do PPGSMARH Misael Dieimes de Oliveira pelas sugestões na formação do banco de dados e na seleção das análises estatísticas.

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica.

ANÁLISE E PROJETO DE SOFTWARE PARA GESTÃO PÚBLICA INTEGRADA DE RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS

*André Fernando Rollwagen1 Luciana Londero Brandli2 Pedro Domingos Marques Prietto2

ANALYSIS AND DESIGN SOFTWARE FOR INTEGRATED PUBLIC MANAGEMENT OF URBAN SOLID WASTE Recibido el 11 de abril de 2014; Aceptado el 11 de diciembre de 2014

Abstract The production of municipal solid waste has grown considerably in recent decades, mainly due to population growth and consumption of industrial products, which creates social, economic and environmental problems.

Considering the lack of computerized information systems in Brazil, the management of such waste occurs through disjointed and inaccurate actions. The aim of this paper is to present the analysis and design of an integrated information system for public management of urban solid waste to medium size municipalities. The methodology includes an investigation of the current structure of public management of urban solid waste in a city in the south of Brazil; requirements elicitation and the analysis and computerized information system design. This model allows the recording of data, reporting and performance indicators, storing date information seamlessly. We intent, therefore, the possibility of improvements in public management of urban solid waste, bringing advancements like organization and bringing greater reliability to the process.

Keywords: information system, solid waste management, urban solid waste.

1 Instituto

Federal de Educação Ciência e Tecnologia Sul-Rio-Grandense, Passo Fundo, RS, Brasil. de Pós-Graduação Engenharia Civil e Ambiental, Universidade de Passo Fundo, RS, Brasil. *Autor corresponsal: Universidade de Passo Fundo, São José District, BR 285, 99052-900, Passo Fundo, Brasil.

Email: brandli@upf.br 2 Programa

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Resumo A produção de resíduos sólidos urbanos cresceu consideravelmente nas últimas décadas, principalmente devido ao aumento populacional e ao consumo de produtos industrializados, o que gera problemas sociais, econômicos e ambientais. Considerando a inexistência sistemas de informação computadorizados no Brasil, a gestão desses resíduos acontece mediante ações desarticuladas e imprecisas. O objetivo deste artigo é apresentar a análise e projeto de um sistema de informação para gestão pública integrada de resíduos sólidos urbanos (RSU) de municípios de médio porte. A metodologia desenvolvida envolveu a investigação da atual estrutura de gestão pública de RSU em uma cidade no sul do Brasil; o levantamento de requisitos; e a análise e projeto do sistema de informação computadorizado. A partir dos dados coletados, foi proposta a implementação de um modelo computacional para auxílio no processo de gestão de resíduos e apoio à tomada de decisão. Este modelo permite o registro de dados, a geração de relatórios e de indicadores de desempenho, armazenando informações atualizadas de forma integrada. Busca-se, com isso, a possibilidade de melhorias na gestão pública de resíduos sólidos urbanos, trazendo avanços como organização e maior confiabilidade ao processo.

Palavras-chave: sistemas de informação, gerenciamento de resíduos sólidos, resíduos sólidos urbanos.

Introdução As atividades humanas geram resíduos que, se não são gerenciados de maneira adequada podem causar riscos a saúde da população e ao meio ambiente. (ZURBRÜGG, 2002) Esta problemática é reconhecida pela maioria dos governos e se agrava nos centros urbanos mais densos.

Segundo Massukado (2004), a partir do momento em que os resíduos sólidos foram gerados, são necessárias soluções para o seu tratamento, preferencialmente não agredindo o meio ambiente. Esta é uma meta com alto grau de dificuldade, se considerada a variedade de elementos que compõe os resíduos sólidos, os recursos financeiros e humanos disponíveis.

Além disto, os aspectos políticos, ambientais e sociais interferem no processo de decisão sobre qual a melhor solução para o tratamento do resíduo (Lima et al, 2013). Marchezetti, Kaviski e Braga (2011) atentam para a grave situação quanto ao tratamento dos resíduos sólidos no Brasil, justificada pela da falta de recursos destinados ao setor, do despreparo e desinteresse das administrações municipais, e falta de cobrança da sociedade.

A gestão de resíduos deve ser considerada de responsabilidade de todos os envolvidos, iniciando pelos geradores, passando pela coleta, transporte, reciclagem até sua deposição final (Rathi, 2006; Massukado, 2004).

Um dos motivos da deficiência na gestão de resíduos sólidos urbanos (RSU), segundo Pinho (2011), está relacionado à inconsistentes bancos de dados. O autor menciona que a falta de informações relacionadas à gestão de resíduos no Brasil é extensiva a todos os Estados.

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Após três anos da criação da Política Nacional de Resíduos Sólidos (PNRS) (Lei Federal n 12.305) que estabelece que os municípios brasileiros devem expor o diagnóstico da situação dos resíduos sólidos gerados no seu território; os procedimentos operacionais e especificações mínimas a serem adotados nos serviços públicos de limpeza urbana e de manejo de resíduos sólidos; os indicadores de desempenho operacional e ambiental para os mesmos serviços públicos; regras para o transporte e outras etapas do gerenciamento de resíduos sólidos; programas e ações de educação ambiental envolvendo a participação de grupos interessados, enfatizando as cooperativas de catadores, ainda há muito a ser feito (Brasil, 2010).

Segundo mostram os últimos dados do Panorama dos Resíduos Sólidos no Brasil 2012, cerca de 3 mil municípios brasileiros ainda não dispõe de condições técnicas e financeiras para solucionar a questão dos resíduos sólidos de maneira isolada, diante das disposições da PNRS. (ABRELPE, 2012). Esta realidade brasileira também é verificada no município utilizado como base empírica desta pesquisa: Passo Fundo.

O escopo do estudo envolve o sistema de informação do processo de gestão para os RSU de responsabilidade da administração pública de um município. Portanto, abrange os resíduos sólidos domiciliares, comerciais e públicos (varrição, poda e capina), não incluindo resíduos gerados em serviços de saúde, industriais e da construção civil.

Objetivo O objetivo deste artigo é apresentar um projeto de um sistema de informação para auxiliar a administração pública na gestão integrada de RSU de municípios de médio porte, buscando otimizar os processos mediante o cruzamento das informações disponibilizadas pelos setores envolvidos na gestão.

Metodologia Para a concepção metodológica do projeto de um sistema de informação partiu-se do estudo bibliográfico sobre o tema RSU para com isto identificar os aspectos essenciais de um sistema de informação para gestão integrada de RSU, especialmente quanto ao atendimento à Lei 12.305. Além disto, houve a necessidade de projetar a partir de situações reais, e neste caso, definiu-se o município de Passo Fundo, como base para extrair as informações empíricas para a identificação dos requisitos.

O trabalho foi desenvolvido em três etapas, divididas em estágios, iniciado pela identificação da atual estrutura de gestão pública de resíduos sólidos do município de Passo Fundo. Em função disso, foram identificados os setores e as respectivas pessoas envolvidas no processo administrativo e a forma de execução do mesmo.

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Na etapa seguinte foi efetuado o levantamento de requisitos para o sistema proposto, em que foram aplicadas técnicas de levantamento de requisitos nos seguintes setores: Secretaria de Transportes e Serviços gerais (STSG), Coordenadoria de Serviços Gerais, Secretaria Municipal de Meio Ambiente (SMAM), Núcleo de RSU, Companhia de Desenvolvimento de Passo Fundo (CODEPAS) e Projeto TransformAção.

Na SMAM, STSG e na Coordenadoria de Serviços Gerais foram aplicadas novas entrevistas para definir os requisitos considerados essenciais em um sistema de informação. No Núcleo de RSU foi efetuada a análise de documentos, onde foram verificados os relatórios de pesagem eletrônica de caminhões referentes aos resíduos depositados na área de transbordo. Também foram analisadas as planilhas eletrônicas com dados originários desses relatórios.

Na sede do Projeto TransformAção, obteve-se uma cópia das planilhas eletrônicas utilizadas no gerenciamento das cooperativas e associações de recicladores, a qual foi analisada e detalhada.

Para complemento dos requisitos levantados, foi efetuada uma visita na área de transbordo, momento em que se aplicou a técnica de levantamento de requisitos role playing junto à cooperativa de recicladores, método que facilitou o entendimento do processo de classificação e gerenciamento de resíduos recicláveis.

Já na CODEPAS aplicaram-se as seguintes técnicas de levantamento de requisitos: entrevista com o coordenador da Coleta de Resíduos Domiciliares; análise de formulários usados no controle de quilometragem da coleta seletiva; verificação de relatórios utilizados no controle de pesagem de veículos transportadores de resíduos.

Os dados obtidos neste procedimento foram registrados em um documento, identificado por Sommerville (2011) como Documento de Requisitos de Software.

A análise e projeto do sistema de informação computadorizado foram realizados na terceira etapa, tendo sua estrutura baseada nos requisitos obtidos junto aos órgãos gestores dos resíduos nas etapas anteriores, sendo complementado com pesquisas bibliográficas e análise de estudos de caso de gestão de RSU. A partir desse estudo são arquitetados modelos funcionais para representar o sistema a ser desenvolvido.

Para o desenvolvimento do protótipo da ferramenta computacional foi utilizada a linguagem de programação PHP (Hypertext Preprocessor) (Soares, 2011).

As informações processadas pela ferramenta computacional são armazenadas em um banco de dados. Damas (p. 16, 2007) define banco de dados como “uma coleção de dados estruturados, organizados e armazenados de forma persistente”.

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Para definir, construir, manipular e compartilhar um banco de dados entre aplicações de software e usuários do sistema é necessário um sistema de gerenciamento de banco de dados relacional, nesse processo optou-se pelo MySQL (Manzano, 2007). A Figura 1 apresenta a estrutura metodológica para o desenvolvimento desta pesquisa.

Figura 1. Estrutura metodológica para desenvolvimento da pesquisa Fonte: elaborado pelo autor

Resultados e Discussões Estrutura da Gestão Pública de Resíduos Sólidos Urbanos do Município de Passo Fundo Segundo dados do IBGE (2012), censo no ano de 2010, Passo Fundo possui 184,826 habitantes, sendo 180,120 habitantes residentes na área urbana, em uma área territorial de 783 km², com densidade demográfica de 235.92 habitantes/km², contabiliza 61,744 domicílios particulares permanentes, e apresenta um Produto Interno Bruto (PIB) per capita de R$ 19,887.14. A estrutura socioespacial do município caracteriza-se pela aglomeração urbana, diminuindo a área rural e resultando na predominância urbana.

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De acordo com Kalil (2008), o programa de coleta seletiva iniciou em Passo Fundo no ano de 2003, em algumas vilas e bairros. O centro da cidade passou a fazer parte do processo em 2005, alcançando a totalidade da área urbana em 2007. Esse programa está sob a responsabilidade da SMAM, sendo executado pela STSG e pela empresa pública Companhia de Desenvolvimento de Passo Fundo (CODEPAS). No final de 2010, foram instalados na região central da cidade 700 contêineres, preparados para coleta seletiva mecanizada de RSU (Gomes et al., 2012). No município a coleta informal de recicláveis é realizada por aproximadamente 1,500 catadores, sendo 97% autônomos e somente 3% trabalham em cooperativas de catadores. A usina de triagem de resíduos recicláveis é operada por uma cooperativa de catadores. Os custos mensais com a limpeza urbana e os serviços de coleta, transporte e disposição final são de R$ 650,000.00 ao mês para a prefeitura (Gomes et al., 2012).

O organograma apresentado na figura 2 demonstra a atual estrutura administrativa da prefeitura municipal de Passo Fundo, responsável pela gestão de RSU.

Figura 2. Organograma da estrutura administrativa de Passo Fundo na gestão de RSU Fonte: adaptada de Passo Fundo (2013)

Com base no organograma percebe-se a diversidade de setores envolvidos no processo de gestão de resíduos com sua variedade de responsabilidades. Assim, pode-se dizer que aumenta a complexidade do processo de gestão de RSU, evidenciando a necessidade de um sistema de informação computadorizado na gestão integrada de RSU do município de Passo Fundo e consequentemente em outros municípios de médio porte.

Um dos projetos na área ambiental em vigência no município de Passo Fundo é o TransformAção, com objetivos relacionados à questão ambiental e social. Este projeto auxilia as 49

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cooperativas e associações de recicladores em suas atividades de coleta, seleção e comercialização de materiais recicláveis. O registro de dados referentes a essas atividades acontece por meio de planilhas eletrônicas.

Na Secretaria de Transportes e Serviços Gerais não há um cronograma de serviços a serem prestados, nem histórico dos já executados, os trabalhos são realizados em ordem de prioridade e disponibilidade de equipes de trabalho.

Na CODEPAS, empresa responsável pela coleta dos RSU, os dados do transporte são anotados em formulários de controle de quilometragem dos caminhões e registrados em planilhas eletrônicas. O controle da frota de caminhões utilizados na coleta seletiva e dos contêineres também é executado em planilhas eletrônicas. Os veículos de recolhimento de resíduos são monitorados via GPS, validando a rota programada.

A partir do levantamento de informações sobre a estrutura administrativa dos RSU de Passo Fundo, constatou-se a inexistência de um sistema de informação para gestão de RSU deste município. Os dados são registrados manualmente e em planilhas eletrônicas, que estão restritos a seus setores de controle; essa deficiência havia sido relatada por Kalil (2008) em sua pesquisa.

Visão geral do sistema baseado nos requisitos Partiu-se do pressuposto de que o sistema de informação proposto deve proporcionar a gestão pública integrada de RSU de municípios de médio porte. Assim, deve permitir o registro de dados da coleta, transporte, transbordo e destinação de resíduos; armazenamento de informações sobre varrição, poda e capina; cadastro dos funcionários e equipes prestadoras de serviços de limpeza urbana e o registro dos serviços prestados; cadastros de veículos e registro de sua utilização no gerenciamento de resíduos.

Os serviços de limpeza urbana devem ser registrados, para isso é necessário o cadastro dos serviços, das equipes executoras do serviço e da frota de veículos. Uma funcionalidade importante é a utilização de um cronograma para estruturar os serviços a serem prestados. No momento da execução do serviço, este cronograma pode ser concretizado, transferindo as informações para o registro de serviços.

O sistema de informação computadorizado deve permitir o registro dos dados do sistema de pesagem eletrônica de caminhões, localizado na área de transbordo. Devem ser registrados dados do veículo e empresa responsável, condutor, horários de entrada e saída, peso do caminhão na entrada e na saída. Esses dados devem estar disponíveis para acesso online nas secretarias, coordenadorias e núcleos responsáveis pela coleta, transporte e destinação de resíduos.

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A emissão de relatórios também deve estar disponível no sistema, apresentando dados sobre usuários, frotas de veículos, equipes de prestação de serviços, serviços cadastrados e prestados, rotas de coleta de resíduos, cronogramas, coleta de resíduos e pesagem de caminhões. Vale ressaltar que os setores envolvidos no processo de gestão de RSU devem ter acesso ao sistema de informação computadorizado, respeitando as permissões e níveis de acesso.

O sistema deve conter um módulo de gestão de reciclagem relacionado aos catadores autônomos, cooperativas e associações de recicladores, materiais recicláveis e não recicláveis, e registro da reciclagem. Esse módulo deve abranger cadastros, registro dos materiais classificados para reciclagem e encaminhados para destinação final, permitindo emissão de relatórios.

O módulo com indicadores de desempenho apresentará índices sobre a quantidade de RSU coletados no município. Os indicadores da coleta podem ser apresentados conforme seleção, expondo as quantidades totais em ano, mês ou dia; o peso de resíduos coletados por habitante, período e região; as quantidades de resíduos reciclados em toneladas/mês, classificadas por tipo de material; o peso de resíduos separados para compostagem, destinação final em aterro sanitário, aterro controlado e lixão em toneladas/mês.

Análise e Projeto da Ferramenta Computacional Os modelos funcionais apresentados nesta etapa contemplam a análise e o projeto do sistema de informação computadorizado, tendo como base a visão geral do sistema. O diagrama de casos de uso apresentado na figura 3 expõe as relações dos usuários com o sistema de informação e apresenta as principais funcionalidades dessa ferramenta. Conforme este diagrama, o usuário do sistema pode cadastrar dados relacionados à frota, equipes, serviços, contêineres, rotas de coleta, catadores de resíduos, cooperativas de catadores, materiais.

Também é permitido registrar serviços prestados e cronogramas, coleta de resíduos, reciclagem e destinação final, sendo possível gerar relatórios das funcionalidades citadas. O diagrama mostra ainda o módulo com indicadores de desempenho.

Nesta etapa é exposto o protótipo da ferramenta computacional. Para isso, são apresentadas algumas telas do sistema, com cadastros, registros de dados, relatórios e indicadores de desempenho.

A figura 4 apresenta o Cadastro de Equipes prestadoras de serviço. Neste formulário é possível cadastrar equipes registrando o nome da equipe com o número de integrantes. Por meio dos menus é possível alterar e excluir dados, cancelar o processo e limpar os campos da tela, consultar equipes e retornar ao Menu Principal.

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Figura 3. Diagrama de casos de uso – funcionalidades do sistema de informação Fonte: elaborado pelo autor

Figura 4. Cadastro de equipes Fonte: elaborado pelo autor

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Os formulários para emissão de relatórios seguem o modelo do formulário de Relatórios de Coleta de Resíduos (figura 5), que permite a listagem de dados aplicando filtros nos campos código da coleta – com intervalo de códigos; data da coleta – intervalo de datas; rota da coleta de resíduos; veículo utilizado no transporte; empresa responsável e tipo de coleta.

Figura 5. Formulário para emissão de relatórios de coleta de resíduos Fonte: elaborado pelo autor

O relatório sobre a coleta de resíduos (figura 6) lista o código da coleta, data, rota executada, veículo utilizado, empresa responsável, quilometragem no inicio da coleta e ao chegar à área de transbordo, e o tipo da coleta.

Figura 6. Relatório de coleta de resíduos Fonte: elaborado pelo autor

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Informações sobre os resíduos classificados e destinados à reciclagem são gravadas no Registro de Reciclagem. Esses dados servem de base para geração de indicadores de desempenho. Por meio do formulário para geração de Indicadores de Desempenho da Reciclagem de Resíduos obtêm-se Relatórios de Indicadores de Desempenho da Reciclagem de Resíduos, um exemplo pode ser visualizado na figura 7. Este relatório lista o tipo de material reciclado, a quantidade de material em quilogramas / mês e o percentual correspondente a cada material.

Figura 7. Relatório de indicadores de desempenho sobre a reciclagem de resíduos Fonte: elaborado pelo autor (2013)

Os materiais não recicláveis também têm sua destinação registrada. Portanto, índices sobre a destinação desses materiais podem ser apresentados por meio do formulário para geração de indicadores de desempenho sobre resíduos separados para compostagem e destinação final.

Um relatório com esses apontadores é exposto na figura 8.

O relatório com indicadores de desempenho delineado na figura 8 detalha a destinação de resíduos no mês de setembro de 2013, em que foi optado por listar todos os tipos de destinação, classificando-os por dia. Portanto, são listados o tipo de destinação de resíduos, o peso em toneladas por dia e o percentual de cada tipo de destinação. Para mais detalhes sobre o protótipo do sistema de informação consultar (Rollwagen, 2013).

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Figura 8. Relatório de indicadores de desempenho sobre a destinação de resíduos Fonte: elaborado pelo autor

Considerações Finais Sistemas de informação computadorizados são necessários na gestão pública integrada de RSU, devido à grande quantidade de dados envolvidos neste processo e à participação de diferentes pessoas e organizações públicas e privadas. Além disto, a gestão requer uma variedade de ações e decisões relacionadas a coleta, segregação, disposição e tratamento, as quais certamente podem ser facilitadas a partir da implantação de um sistema de informações.

O modelo proposto neste estudo baseou-se em formulários de cadastro, registros, emissão de relatórios e geração de indicadores de desempenho, como por exemplo quantidade de resíduos gerados ou reaproveitados. Estes dados possibilitam a visualização de áreas de maior produção de resíduos, tipos de resíduos coletados e percentagem de população atendida, dando suporte a tomada de decisão coerente com a especificação de requisitos.

Com isto, a tomada de decisão da administração municipal ou mesmo dos agentes privados envolvidos, pode ser embasada em dados reais e atualizados, levando em consideração as peculiaridades de cada região.

Finalmente, é importante salientar que um sistema de informação para gestão pública integrada de RSU, para que torne efetivamente uma ferramenta da gestão pública dos RSU, deve ser incorporado ao dia a dia da administração, sendo este um processo adaptativo, pois necessita de investimentos em tecnologia, treinamento de recursos humanos e mudança de comportamento 55

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica.

CARACTERIZAÇÃO DO LODO AUTOTRÓFICO DE SISTEMAS DE LODO ATIVADO GERADO A PARTIR DE DIFERENTES SUBSTRATOS

*Alice Rocha de Souza1 Adrianus Cornelius van Haandel2 Paula Frassinetti Feitosa Cavalcanti2

CHARACTERIZATION OF AUTOTROPHIC SLUDGE IN ACTIVATED SLUDGE SYSTEMS GENERATED FROM DIFFERENT SUBSTRATES Recibido el 8 de mayo de 2014; Aceptado el 11 de diciembre de 2014

Abstract The association of anaerobic pre-treatment, for example in a UASB reactor with activated sludge systems has been an object of several studies and has been applied in practice of waste water treatment systems. Activated sludge systems with different substrates (for example raw or digested sewage) tend to produce sludges with different mechanical and biological characteristics. In order to evaluate the characteristics of the autotrophic fraction of sludge generated from different substrates an experimental investigation was carried out, where three activated sludge systems of the sequencing batch reactor (SBR) type, were operated with raw sewage, digested sewage an ammonium solution as substrates. The systems were evaluated with respect to the suspended solids, organic material and ammonium, settleability and activity of the sludges. The Volumetric Sludge Index (VSI) and the Oxygen Uptake Rate (OUR) were used for the assessment of the mechanical and biological characteristics. The obtained results during the experimental investigation showed that the systems were equally efficient in the removal of organic material and suspended solids with efficiencies of 83% for COD and 91% for TSS. The settleability of the sludge was considered good and median for systems fed with raw sewage and digested sewage, respectively.

However, the autotrophic sludge did not exhibit high biological activity having values of the specific growth rate constant for Nitrosomonas (m) in the range of 0.31 d-1 and 0.21 d-1 respectively for systems fed with raw sewage and ammonium substrate and, whereas no activity was detected in the system fed with digested sewage.

Key Words: wastewater treatment, activated sludge, respirometry, sludge autotrophic.

1 Instituto

Federal do Tocantins, Universidade Federal do Ceará, Brasil Federal de Campina Grande. Brasil *Autor corresponsal: Rua Ipê, nº 205, Cond. Vale dos Ipês, Torre 1, aptº 205. São Gerardo, Fortaleza, CE, CEP: 60320-040, Brasil.

Email: alycesouza@hotmail.com

2 Universidade

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Resumo A associação de pré-tratamento anaeróbio, por exemplo reator UASB, a sistemas de lodo ativado tem sido objeto de estudos e vem sendo aplicada no tratamento de águas residuárias. No entanto, sistemas de lodo ativado alimentados com diferentes substratos, por exemplo esgoto bruto ou digerido, podem gerar lodo biológico com características mecânicas e biológicas também diferentes. A fim de avaliar as características do lodo autotrófico gerado a partir de diferentes substratos, foi realizada uma investigação experimental, onde foram operados três sistemas de lodo ativado do tipo RBS, alimentados com esgoto bruto, esgoto digerido e substrato amoniacal. O desempenho dos sistemas foi avaliado quanto a remoção de sólidos suspensos, material orgânico e nitrogenado, sedimentabilidade e atividade biológica do lodo. Para avaliação das características mecânicas e biológicas do lodo foram utilizados o Índice Volumétrico de Lodo (IVL) e a Taxa de Consumo de Oxigênio (TCO). Os resultados mostraram que os três sistemas foram igualmente eficientes na remoção de matéria orgânica (DQO) e sólidos suspensos (SST), com remoção mínima de DQO de 83% e 91% de SST. A sedimentabilidade do lodo foi considerada boa e mediana para os sistemas alimentados com esgoto bruto e esgoto digerido, respectivamente. No entanto, o lodo autotrófico gerado nos três sistemas de lodo ativado não apresentaram boa atividade biológica, com valores da taxa máxima de crescimento específico das Nitrossomonas (m) de 0.31 dia-1 e 0.21 dia-1 respectivamente para os sistemas alimentados com esgoto bruto e com substrato amoniacal e, ausência de nitrificação no sistema alimentado com esgoto digerido.

Palavras chave: tratamento de esgoto; lodo ativado; respirometria; lodo autotrófico.

Introdução O tratamento de esgotos domésticos tem sido uma das principais preocupações do setor de saneamento. O lançamento indiscriminado de esgotos brutos ou parcialmente tratados nos corpos d’água superficiais pode causar sérios problemas de natureza ambiental ou ecológica, reduzindo a vida aquática e provocando riscos à saúde pública.

O avanço tecnológico na área de engenharia e áreas afins tem contribuído para a diversidade de alternativas para o tratamento de esgotos domésticos. Para avaliar qual o tratamento mais adequado, deve-se analisar criteriosamente um processo que se adapta às condições locais e aos objetivos propostos.

Os sistemas aeróbios têm sido referenciados, atualmente, como os principais sistemas utilizados tanto para o tratamento de esgotos domésticos quanto para esgotos industriais, face a boa qualidade de seus efluentes, uma vez que removem significativamente sólidos em suspensão, material orgânico e ainda há a alternativa de remoção de nutrientes. No entanto, os custos de implantação e operação desses sistemas são onerosos, limitando sua aplicação, principalmente em regiões subdesenvolvidas.

Os sistemas de lodo ativado em bateladas sequenciais (sistemas RBS) incorporam todas as unidades normalmente necessárias em um processo convencional (decantador, tanque de aeração e decantador secundário) em apenas um reator. O sistema RBS se apresenta como uma 58

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alternativa atrativa ao sistema de lodo ativado convencional, devido a sua facilidade de operação, flexibilidade de tratamento e grau de tratamento desejado.

Os sistemas combinados anaeróbio/aeróbio podem ser uma alternativa técnica e econômica para o tratamento de esgotos domésticos, porque reúnem as vantagens de ambos os sistemas e minimizam, por outro lado, as desvantagens de cada um deles. Várias são as combinações de sistemas anaeróbio/aeróbio em estudo, principalmente se tendo o reator UASB com prétratamento anaeróbio.

O reator UASB (upflow anaerobic sludge blanket), atualmente vem se destacando no tratamento de esgotos domésticos, porque operam com curto tempo de detenção hidráulica, removendo eficientemente parte da matéria orgánica. Além disso, reatores do tipo UASB, ocupam pequenas áreas, apresentam baixa produção de lodo e não necessitam de energia externa e equipamentos mecânicos. Tais sistemas quando combinados com sistemas aeróbios levam a uma redução significativa de consumo de energia para a aeração, já que reduzem a carga orgânica afluente aos reatores aerados.

No sistema de lodo ativado o oxigênio pode ser usado para oxidação de material orgânico e para nitrificação. A taxa de consumo de oxigênio (TCO) representa a velocidade com que as bactérias consomem o oxigênio dissolvido para degradação da matéria orgânica, em um determinado reator por unidade de volume e por unidade de tempo (van Haandel e Catunda, 1982). A TCO total é a soma de consumo de oxigênio durante a oxidação da material orgânico e do material nitrogenado.

A respirometria é um processo aplicado em sistema de tratamento aeróbio para avaliar a velocidade do consumo de oxigênio e a atividade metabólica dos microrganismos. Essa técnica vem sendo utilizada por muitos pesquisadores no tratamento de águas residuárias para determinar as constantes cinéticas (Dold. et al., 1980). O teste pode ser realizado em pequena escala e os valores da TCO em função do tempo possibilitam a determinação das principais constantes cinéticas relativas à capacidade metabólica e ao decaimento do lodo autotrófico.

No presente trabalho são apresentados e discutidos os resultados obtidos numa investigação experimental, executada em escala-piloto, na qual foram operados três sistemas de lodo ativado do tipo reatores em bateladas sequenciais (RBS), alimentados com três diferentes substratos: esgoto bruto, esgoto digerido proveniente de um reator UASB e cloreto de amônia.

A operação desses três sistemas teve como objetivo verificar se diferentes substratos levam à formação de lodo autotrófico com características mecânicas e biológicas diferentes. Contudo, foi possível avaliar o desempenho, em termos de remoção do material orgânico e nitrogenado, avaliar a atividade metabólica das bactérias autotróficas formadas a partir de diferentes substratos e ainda, avaliar a sedimentabilidade dos lodos gerados.

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Materiais e métodos A investigação experimental foi realizada nas instalações do Programa de Saneamento Básico (PROSAB) da Universidade Federal de Campina Grande – PB em duas fases distintas: na primeira fase, março a novembro, foram operados dois sistemas de lodo ativado, alimentados em bateladas sequenciais, denominados de sistema RBS e sistema UASB-RBS, sendo que o primeiro era do tipo convencional, alimentado com esgoto bruto e com volume útil de 60 litros, o segundo era um sistema combinado, alimentado com esgoto digerido proveniente de um reator anaeróbio do tipo UASB, ambos com um volume útil 20 litros. A segunda fase compreendeu a operação de um terceiro sistema de lodo ativado, também alimentado em bateladas seqüenciais, denominado RBS-SA, tendo como substrato cloreto de amônia e com um volumen útil de 20 litros. Esse sistema foi operado durante os meses de julho a novembro, devido à constante variação dos dados obtidos nos sistemas de lodo ativado alimentados com esgoto bruto e esgoto digerido.

O reator UASB operava continuamente com uma vazão afluente de 120 L/dia e tempo de detenção hidráulica (TDH) de 4 horas. A operação dos RBS era automatizada por um Controlador Lógico Programável (CLP) que realizava o controle das fases de operação: alimentação, aeração, sedimentação e descarga dos efluentes de cada um dos RBS. Durante os meses de março a julho os tempos de cada fase de operação correspondiam a: 12 minutos para alimentação, 60 minutos para aeração/agitação, 60 minutos para sedimentação e 12 minutos para descarga dos efluentes. Para os meses de julho a novembro, os tempos de cada fase foram modificados, visando melhorar o desempenho dos sistemas, para: 12 minutos para alimentação, 94 minutos para aeração/agitação, 30 minutos para sedimentação e 8 minutos para descarga dos efluentes. No total eram 10 bateladas, correspondendo a 10 ciclos diários de operação. Em caso de falta de energia elétrica, o CLP foi programado para reiniciar o ciclo na fase de alimentação. A única operação não controlada pela CLP era o descarte do lodo de excesso.

Como não havia decantador após os reatores, as fases alimentação, aeração e agitação, sedimentação e descarga dos efluentes eram realizadas em um único reator.

Os sistemas RBS e UASB-RBS recebiam diariamente uma vazão de 120 litros, distribuídos em 10 bateladas de 12 litros e idade de lodo de 10 e 20 dias, respectivamente. Já o sistema RBS-SA era alimentado com uma vazão diária de 80 litros, distribuídos em 10 bateladas de 8 litros e idade de lodo de 20 dias. Durante os meses de julho, agosto e setembro o sistema RBS-SA foi alimentado com um substrato amoniacal formado por uma mistura de 80 litros de efluente do RBS e 20g de NH4HCO3. Já durante os meses de outubro e novembro o substrato amoniacal era formado da mistura de 60 litros de água, 20 litros de efluente de um sistema de lodo ativado alimentado continuamente, 20g de NH4Cl e 50g NaHCO3 para aumentar a alcalinidade.

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As Figuras 1 (a e b) e 2 são fotos dos sistemas operados, destacando-se o tanque de armazenamento de esgoto bruto (TAE) e esgoto digerido (TAED), o reator UASB, os reatores RBS, os tanques de armazenamento dos efluentes clarificados (TAEC). Destaca-se, ainda nessas figuras a unidade de automação da operação dos reatores RBS, o Controlador Lógico Programável (CLP), desenvolvido no Departamento de Engenharia Elétrica da UFCG.

CLP

TAED

UASB

RBS TAE RBS TAEC TAEC TAE (a) (b) Figura 1. Sistemas (a) RBS e (b) UASB-RBS destacando-se os tanques de armazenamento de esgoto bruto (TAE) do efluente clarificado (TAEC), os reatores RBS, o reator UASB e o Controlador Lógico Programável (CLP)

TASA

TAEC

RBS

Figura 2. Sistema RBS com tanque de armazenamento de substrato amoniacal (TASA), reator RBS e o tanque de armazenamento do efluente clarificado (TAEC)

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Os parâmetros analisados para avaliação do desempenho dos sistemas foram: pH, Alcalinidade Total, Sólidos Suspensos Totais (SST), Demanda Química de Oxigênio (DQO), Nitrogênio Total Kjeldhal (NTK), Nitrogênio Amoniacal (N-NH3), Nitrito (N-NO2-) e Nitrato (NO3-) e Índice Volumétrico de Lodo (IVL30) (AWWA/APA/WEF, 1995). O lodo (licor misto) obtido dos descartes diários era utilizado para fazer os testes respirométricos e sedimentabilidade.

Os testes respirométricos foram determinados de forma semi-contínua, por um respirômetro do tipo Beluga, desenvolvido na UFPB. Foram utilizados valores de referência de concentração de oxigênio (OD) mínima e máxima de 1.0 mg/L e 3.0 mg/L respectivamente para o sistema RBS e de 2.0 mg/L e 3.0 mg/L para o sistema RBS-SA. Um software calculava a taxa de consumo de oxigênio (TCO) e armazenava os dados de TCO, OD e temperatura em planilhas do programa Excel para a produção de respirogramas. Durante os testes, inicialmente era determinado a capacidade máxima de nitrificação do lodo dos reatores de bancada (1 litro de licor misto), através da TCO máxima (TCOmáx) e da TCO endógena (TCOend). A TCOmáx era considerada depois da adição do subtrato, cloreto de amônio (NH4Cl), para ser utilizado pelas bactérias autotróficas Nitrossomonas e a TCOend era obtida na ausência de substrato. O procedimento adotado foi o seguinte: calibrava-se o respirômetro para uma concentração de OD de acordo com a temperatura ambiente, 1 litro do licor misto do RBS era coletado no início da aeração e transferido para o reator de bancada (becker de um litro) e nele estavam inseridos: um agitador magnético, um aerador de aquário e um eletrodo de oxigênio dissolvido para que o lodo ficasse em suspensão, todos conectados ao respirômetro. Ao atingir a TCOend, eram coletados 50 ml da amostra em análise para determinar a concentração de amônia, a fim de confirmar que não havia mais amônia presente na amostra. Logo em seguida, era adicionado 10 mg N-NH4/L e 20 mg N-NH4/L como NH4Cl nas amostras dos sistemas RBS e RBS-SA, respectivamente para atingir a TCOmáx de nitrificação no lodo, em seguida aguardava-se novamente chegar a TCOend. Durante todo o procedimento, verificava-se o pH da amostra para avaliar se o ambiente estava adequado para o desenvolvimento da atividade das bactérias nitrificantes.

Na amostra do sistema RBS-SA, para elevar a alcalinidade, eram adicionados 200 mg de NaHCO3 no início do teste e 500mg de NaHCO3 antes de adicionar o substrato amoniacal para para assegurar um ambiente favorável às bactérias nitrificantes até o término da oxidação da amônia presente no meio ou o substrato amoniacal adicionado.

Para se determinar a sedimentabilidade do lodo, adotou-se o Índice Volumétrico de Lodo (IVL) que representa o volume ocupado, após 30 minutos de sedimentação, por 1 grama de sólidos suspensos totais. O procedimento adotado foi o seguinte: coletava-se 1 litro do licor misto (lodo em suspensão) na fase de aeração dos sitemas RBS, deixava-se decantar por 30 minutos numa proveta transparente e graduada, anotava-se o volume dos sólidos sedimentados, descartava-se o sobrenadante e determinava-se os sólidos suspensos do lodo sedimentado.

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Resultados e discussão Desempenho dos sistemas A Tabela 1 apresenta as médias, os valores máximo e mínimo e o desvio padrão dos dos parâmetros analisados durante a investigação experimental, que permitem avaliar e comparar o desempenho dos sistemas de lodo ativado RBS, UASB-RBS e RBS-SA.

Tabela 1. Valores médios, máximos, mínimos e desvio padrão dos resultados das análises de laboratoriais obtidas durante a operação dos sistemas RBS, UASB-RBS e RBS-SA Sistema RBS Sistema UASB-RBS Sistema RBS-SA Parâmetros Esgoto Efluente Efluente Efl.UASB- Substrato Efluente bruto RBS UASB RBS amoniacal RBS-SA pH Média 7.16 7.60 7.42 7.73 7.74 7.41 Máximo 7.31 7.72 7.53 7.85 7.78 7.72 Mínimo 6.96 7.39 7.29 7.59 7.72 7.04 Alc. Total (mg/L)

Média 326 Máximo 359 Mínimo 280

239 330 140

391 426 365

349 379 306

353 440 237

166 271 109

SST (mg/L)

Média 153 Máximo 212 Mínimo 92

12 26 5

23 31 19

13 19 10

7 9 6

6 13 4

DQO (mg/L) Média 471 Máximo 634 Mínimo 280

70 102 41

135 184 94

77 118 54

-

-

NTK (mg/L)

Média 45 Máximo 53 Mínimo 37

21 33 5

42 48 35

39 48 31

57 66 48

28 34 22

N-NH3 (mgN/L)

Média 37 Máximo 46 Mínimo 28

20 30 3

38 44 33

37 44 31

56 66 48

32 42 25

N-NO3 (mgN/L)

Média 0.53 Máximo 0.76 Mínimo 0.29

1.13 4.17 0.37

0.50 0.64 0.32

0.80 1.78 0.31

5.13 8.61 1.10

29 43 18

N-NO2 (mgN/L)

Média 0.025 Máximo 0.03 Mínimo 0.02

3.33 6.43 0.75

0.04 0.06 0.02

0.06 0.07 0.04

2.00 3.06 1.09

8 16 5

Para avaliar a remoção de matéria orgânica e sólidos em suspensão foram analisados os parâmetros de SST e DQO e a alcalinidade e as frações de nitrogênio para caracterizar o processo de nitrificação. Com relação aos SST (Tabela 1) os sistemas RBS e UASB-RBS 63

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apresentaram uma remoção média de 92% e 91%, respectivamente, sendo que para o sistema UASB-RBS havia uma remoção de 84% no reator UASB. Esses resultados mostram que ambos foram eficientes, uma vez que valores de eficiência nessa ordem são obtidos em sistema de lodo ativado bem operados. O sistema RBS-SA apresentou valores baixos de SST, uma vez que o sistema tratava um meio de cultura com substrato amoniacal, gerando apenas lodo autotrófico e este não gerou lodo em abundância. Quanto a DQO, devido as constantes e intensas chuvas durante a investigação experimental o esgoto bruto apresentou variações importantes com médias mensais entre 280 e 634 mg/L. Embora alimentados com cargas bastante variáveis os sistemas apresentaram boa remoção de matéria orgânica na ordem de 85% para o RBS e 83% para o UASB-RBS, sendo 70% da remoção ocorrida no reator UASB. Observa-se ainda na Tabela 1, que as concentrações de NTK e NH3 no efluente do sistema UASBRBS foram superiores ao do sistema RBS. Com relação ao sistema RBS-SA, apesar do efluente apresentar concentrações relevantes de NTK e NH3, o sistema apresentou valores médios mensais de NO3- e NO2- em seu efluente com variações entre 18 e 43 mg/L e 5 e 16 mg/L, respectivamente.

Os valores numéricos das concentrações de nitrito e nitrato (Tabela 1) nos efluentes dos três sistemas, indicam que as reações bioquímicas de nitrificação não se desenvolveram como era esperado. O sistema RBS, durante os meses de agosto a novembro, depois da modificação nos três sistemas do tempo de aeração que foi aumentado de 60 para 94 minutos e o de decantação que foi diminuído de 60 para 30 minutos, apresentou indícios de nitrificarão: eficiência média de remoção de NTK e NH3 de 66% e 70%, respectivamente, chegando a uma eficiência média de 90% e 93% de remoção de NTK e NH3 durante o mês de novembro. Para tal redução, esperavase encontrar uma concentração maior que a encontrada de nitrito e/ou nitrato no efluente.

Tendo em vista que o sistema RBS apresentou indícios de desenvolvimento de nitrificação em vários períodos da investigação experimental, realizou-se no mês de novembro um estudo analítico durante as fases de enchimento, início, meio e fim da aeração e fim da sedimentação (efluente tratado), a fim de identificar as causas de tantas variações no sistema, quanto ao processo de nitrificação. Os parâmetros analisados foram: N-NH3, N-NO3- e N-NO2- e na Tabela 2 estão contidos os resultados obtidos.

Observa-se na Tabela 2 que houve remoção de NH3 com uma eficiência média de aproximadamente 90%. Quanto aos valores de NO3- e NO2- estes foram baixos em todas as fases, com valores médios entre 0.42 e 0.64 mg/L e as concentrações de NO2- eram maiores que as de NO3- como vinha ocorrendo ao longo da pesquisa com valores médios entre 3.43 e 7.03 mg/L.

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Tabela 2. Valores médios dos resultados das análises de N-NH3, N-NO3- e N-NO2- na fase líquida do licor misto do reator RBS durante a aeração e após a sedimentação Parâmetros Unidade SISTEMA RBS Esgoto Início da Meio da Fim da Fim da bruto aeração aeração aeração sedimentação N-NH3 mg/L 45 17 14 8 5 N-NO3mg/L 0.42 0.51 0.63 0.64 N-NO2mg/L 3.58 3.40 6.29 7.03

As variáveis que podem influenciar no processo de nitrificação segundo vários pesquisadores são: pH, temperatura, baixas concentrações de OD, idade de lodo e a presença de substâncias tóxicas ou inibidoras. O sistema operou sob condições ideais de pH (próximo à neutralidade), temperatura (26ºC), oxigênio dissolvido (4.0>OD<6.0) e idade de lodo (10 dias). Provavelmente o que influenciou negativamente no processo de nitrificação foi a perda de NH3, pois havia indícios de desprendimento significativo durante a aeração. Embora esse mecanismo não seja significativo na faixa de pH entre 7 e 8, outros fatores, tais como grau de turbulência e configuração física (área superficial superior à área do fundo e pequena profundidade), como é o caso desse sistema, podem contribuir para seu maior efeito. Este fenômeno só era possível porque a concentração de NH3 não era baixa como teria sido caso a nitrificação tivesse ocorrido eficientemente. Outro possível fator de contribuição para a baixa concentração de NO3- e NO2no efluente do sistema RBS, seria a ocorrência de desnitrificação durante o período de sedimentação. No entanto, amostras coletadas durante o intervalo de aeração e sedimentação (Tabela 2) não apresentaram redução significativa de NO3- e NO2-, de modo que esta hipótese pode ser excluída.

No sistema UASB-RBS não houve nitrificação, o que pode ter sido influenciado por vários fatores. Na literatura sobre o tratamento de efluentes anaeróbios, existe uma grande variedade de opiniões sobre as razões que dificultam o processo de nitrificação em sistemas anaeróbio/aeróbio. Os efluentes anaeróbios apresentam a relação DQO/N muito baixa por que esses sistemas removem bem material orgânico, porém não removem significativamente nitrogênio. Mesmo quando essa relação é equilibrada, os fatores ambientais inadequados também podem dificultar a nitrificação. Alguns pesquisadores abordam a possibilidade dos subprodutos da digestão anaeróbia inibirem o processo de nitrificação, mas ainda existem controvérsias sobre o assunto. Em estudos realizados por Eillersen et al. (1994) e Eillersen et al.

(1995) sobre o efeito inibitório dos ácidos graxos voláteis e da trimetilamina sobre a nitrificação em sistemas de lodo ativado, mostram que esses compostos inibem a nitrificação, porém outros pesquisadores têm opiniões contrárias. Outra substância importante a ser questionada é o sulfeto de hidrogênio presente no efluente do UASB, que por sua vez pode inibir o processo de nitrificação. Em estudos realizados por Guimarães (2003) sobre o efeito do sulfeto sobre as bactérias nitrificantes em sistemas de lodo ativado em bateladas sequenciais, através de testes 65

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respirométricos realizados com 1, 2, 6 e 10 mgS/L, mostram que em concentrações acima de 2 mg/L o sulfeto já atuou como inibidor da atividade das bactérias nitrificantes e quanto maior a concentração de sulfeto testada, maior o efeito inibidor, com percentuais de inibição de 20% e 57% para concentrações 2 e 6 mg/L, respectivamente e, total ausência da atividade dessas bactérias com concentrações de 10 mg/L. Quanto as variáveis pH, temperatura, idade de lodo e concentrações de oxigênio dissolvido o sistema operava sob condições ideais, com pH próximo a neutralidade, temperatura média de 26ºC, idade de lodo de 20 dias e oxigênio dissolvido entre 3.0 >OD< 4.5.

Com relação ao sistema RBS-SA observou-se o desenvolvimento do processo de nitrificação, embora só tenha ocorrido uma eficiência média de remoção de NTK e NH3 de apenas 50% e 45%, respectivamente. Esperava-se uma remoção maior dessas variáveis, porém como descrito no teste respirométrico as bactérias autotróficas consumiam a amônia presente em aproximadamente 5 horas, isso justifica a baixa eficiência uma vez que a atividade metabólica das bactérias era baixa para a quantidade de amônia no meio. Apesar de baixa eficiência, o sistema RBS-SA foi o que apresentou melhor desempenho no processo de nitrificação.

Teste da atividade do lodo autotrófico 60 TC O m

40

NH 4 Cl

TCO (m g/L/h)

50

TC O

30

áx

= 49 m g /L /h

n ,m á x

= 30 m g/L/h

20 10

TC O

end

= 19 m g/L/h

0 0

30

60

90

120

150

180

210

T e m p o (m i n u t o s )

Figura 3. Variação da TCO após a adição de substrato nitrogenado (cloreto de amônia) em amostra do licor misto do sistema RBS

A Figura 3 mostra um perfil da TCO obtida em um teste realizado no lodo proveniente do sistema RBS, no período que o sistema apresentava desenvolvimento de nitrificação (novembro). Observa-se que a TCO obtida representa bem a taxa de consumo de oxigênio para nitrificação e para respiração dos microrganismos, uma vez que todo o substrato adicionado (10 mgN/L como cloreto de amônia) foi consumido pelas bactérias autotróficas, sendo: TCO = TCOend + TCOn..

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A Figura 4 é a representação de um outro respirograma relativo à atividade das bactérias autotróficas do sistema RBS-SA. Observa-se, nessa figura, que as bactérias autotróficas consumiram o substrato nitrogenado adicionado na amostra (cloreto de amônia) obtendo uma TCO associada a nitrificação de 40 mg/L.

TC O n , m á x = 4 0 m g / L / h 45 N a H C O 3 + N H 4 C l)

40 TCO (m g/L/h)

35 30 25 20 15 10 5 0

0

100

200

300

400

500

Te m p o (m in u t o s )

Figura 4. Variação da TCO após a adição do substrato nitrogenado (cloreto de amônia) em amostra do licor misto do sistema RBS-SA

Os testes respirométricos demonstraram que o consumo de oxigênio presente nas amostras de lodo eram compatíveis com a massa de substratos adicionados. Nos testes do sistema RBS, onde se adicionava 10mgN como NH4Cl, determinava-se um consumo de oxigênio de aproximadamente 45.3 mgO2/L. Esse resultado está bem próximo ao do consumo teórico de 10*4.57 = 45.7 mgO2/L, uma vez que para cada miligrama de nitrogênio oxidado, 4.57 mg de oxigênio são consumidos. A pequena diferença entre o consumo teórico e experimental provavelmente se devem a pequenos desvios nos testes experimentais e determinação da TCO. Quanto ao lodo aeróbio do sistema UASB-RBS não foi possível obter resultados da atividade metabólica das bactérias autotróficas, uma vez que o sistema não obteve nitrificação.

A Tabela 3 apresenta a TCOmáx alcançada para oxidação do substrato nitrogenado adicionado, bem como a concentração das Nitrosomonas, a taxa máxima de nitrificação e de crescimento específico das Nitrosomonas dos testes respirométricos dos sistemas RBS (Figura 3) e RBS-SA (Figura 4.).

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Tabela 3. Resultados da TCOmáx, da concentração de amônia nitrificada (Nc), da concentração de Nitrossomonas (Xn), da taxa de máxima de nitrificação (rnmáx) e da taxa máxima de crescimento específico das Nitrossomonas (m), obtidos durante os testes respirométricos em amostras do licor misto dos sistemas RBS e RBS-SA. Parâmetro Unidade Sistemas RBS RBS-SA TCOn,máx mgO2/L/h 30 40 Nc mgN/L 35 19 Xn mgSSV/L 50 84 rnmáx mgN/L/d 158 211 d-1 0.31 0.25 m

Quanto a taxa máxima de crescimento específico das Nitrossomonas (m) verificou-se que foi baixa para ambos os sistemas. Esperava-se valores maiores por se tratar de lodos gerados a partir de esgoto doméstico e de um meio de cultura tendo como substrato amônia. Van Haandel e Marais (1999), analisando resultados de m de vários pesquisadores, sugerem um valor médio de m20 = 0.4 dia-1 a uma temperatura 20ºC. Segundo a Equação de Arrehnius T  20 ( mT  m 20   ) para quantificar a influência da temperatura, o valor de m a uma temperatura de 26ºC pode chegar a m26 = 0.8 dia-1. Nesse contexto, os testes respirométricos indicaram a possibilidade de presença de substâncias no esgoto bruto que inibiam o crescimento das bactérias autotróficas visto que os valores de m estão na faixa de valores encontrados por Wilson e Marais (1976) citado por van Haandel e Marais (1999) de 0.5 a 0.7 dia 1 a 20ºC, podendo esse valor diminuir para 0.25 a 0.3 dia-1 ou mesmo mais baixo m 0.17 d-1, depende da contribuição industrial. Medeiros (2004) em sua pesquisa tratando efluentes da indústria Petroquímica a uma temperatura média de 26ºC, encontrou valores de m na faixa de 0.3 a 0.19 dia-1.

Com relação aos testes realizados a fim de avaliar a atividade metabólica das bactérias Nitrobacter no sistema RBS, não foram obtidos resultados. Van Haandel e Marais (1999) e outros pesquisadores referem-se a segunda fase de nitrificação, a oxidação de nitrito para nitrato, como um processo que se desenvolve a uma velocidade tão rápida que, em termos práticos pode ser considerado como instantâneo.

Sedimentabilidade A Tabela 4 apresenta os dados da concentração de SST, dos sólidos sedimentáveis (Sed em ml/L) e do IVL. De acordo com Von Sperling (1997) o IVL30 em ml/g SST demonstrou que o lodo manteve boa sedimentabilidade no reator aerado do sistema UASB-RBS que apresentou em média um IVL30 de 82 ml/g e uma sedimentabilidade média para o sistema RBS com uma variação média de IVL30 de 190 ml/g.

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Tabela 4. Resultados da concentração de sólidos suspensos totais (SST), dos sólidos sedimentáveis e do Índice Volumétrico de Lodo (IVL) dos reatores aerados RBS e UASB-RBS Sistemas RBS UASB-RBS Parâmetros Média Máximo Mínimo

SST (g/L) 1.93 3.28 0.88

Sed (ml/L) 348 500 198

IVL (ml/g) 190 341 126

SST (g/L) 1.03 1.58 0.56

Sed (ml/L) 83 120 30

IVL (ml/g) 82 143 38

Conclusões Os sistemas RBS e UASB-RBS apresentaram boa eficiência na remoção de matéria orgânica e sólidos suspensos. Dentre eles, o sistema RBS, tratando esgoto bruto, foi o que apresentou melhor desempenho com eficiência média de remoção 85% de DQO e 92% de sólidos suspensos totais.

O sistema UASB-RBS demonstrou ser uma alternativa tecnicamente viável para tratamento de esgoto doméstico visto que o reator UASB removeu cerca de 70% de matéria orgânica, reduzindo sobremaneira a carga orgânica afluente do reator aerado (reator RBS), denotando uma opção mais econômica, comparada ao sistema de lodo ativado convencional, por reduzir os custos de construção e operação.

Os sistemas RBS, UASB-RBS e RBS-SA não apresentaram bom desempenho quanto ao processo de nitrificação. O sistema RBS-SA, tratando substrato amoniacal, apresentou melhor desempenho, com remoção de TKN e NH3 na ordem de 50% e 45%, respectivamente, e valores médios mensais de nitrato no efluente entre 18 mg/L e 43 mg/L. A respirometria mostrou-se ser uma excelente ferramenta para avaliar a atividade metabólica das bactérias autotróficas.

O lodo gerado no reator aerado do sistema RBS foi caracterizado como de sedimentabilidade mediana, com valores médios IVL de 190 ml/g, e baixa atividade biológica com uma taxa máxima de crescimento específico das Nitrossomonas de 0.31 dia-1, concentração de Nitrossomonas de 50 mgSSV/L e taxa máxima de nitrificação de 158mgN/L/d. No reator aerado do sistema UASB-RBS o lodo gerado apresentou uma boa sedimentabilidade, com valores médios de IVL de 82 ml/g. No entanto, não apresentou atividade das bactérias autotróficas.

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica.

EFFECTS OF NUTRIENT DEPLETION ON THE GROWTH AND CELL CONCENTRATION OF Cylindrospermopsis Raciborskii

*Mário Ubirajara Gonçalves Barros1 Ismael Keslley Carloto Lopes1 Wladimir Ronald Lobo Farias2 José Capelo Neto1

EFEITOS DA DEPLEÇÃO DE NUTRIENTES NO CRESCIMENTO E NA DENSIDADE DE CÉLULAS DA ESPÉCIE Cylindrospermopsis Raciborskii Recibido el 22 de junio de 2014; Aceptado el 27 de enero de 2015

Abstract Eutrophication damages water supply by promoting the proliferation of potentially toxin-producing cyanobacteria.

In Ceara State, the abundance of these algae in artificial reservoirs has been reaching up to 95% phytoplankton density of cells. The knowledge of the species growth dynamics depending on the availability of nutrients can promote the understanding of a recurring natural phenomenon, the cyanobacteria blooms. This study aimed to evaluate the influence of macronutrient depletion on the development of C. raciborskii T3 cultures. Experiments were conducted in ASM-1 medium and variations with the removal of 75 and 50% phosphorus and nitrogen from its original composition. Cultures were grown in non-axenic conditions, under constant light of 6.75 μ.mol.m-2.s-1, 12: 12 photoperiod, and at temperature of 24 ± 2ºC. Nitrogen-depleted cultures clearly showed lower growth in comparison with other experiments, reaching the stationary phase earlier, besides lower cell concentrations.

Whereas, phosphorus-depleted cultures presented steeper growth curves, similar to the growth registered in the regular ASM-1 medium, and thereby demonstrating that under these experimental conditions, nitrogen was the limiting nutrient for the growth of C. raciborskii.

Key words: cyanobacteria, limiting nutrients, reservoirs.

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Centro de Tecnologia, Universidade Federal do Ceará, Brasil.

Centro de Ciências Agrárias, Universidade Federal do Ceará, Brasil. *Autor corresponsal: Departamento de Engenharia Hidráulica e Ambiental, Bloco 710, Centro de Tecnologia, Universidade Federal do Ceará, Av.Mister Hull S/N, Bairro: Campus do pici, Fortaleza, Ceará, Cep: 60455-900, Brasil.

Email: mariobarros86@hotmail.com 2

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 Resumo A eutrofização da água prejudica o abastecimento público pelo fato de favorecer a proliferação de cianobactérias potencialmente produtora de toxinas. No estado do Ceará, a concentração de cianobactérias, em reservatórios artificiais, tem atingido até 95 % da concentração celular do fitoplâncton. O conhecimento da dinâmica de cresimento das espécies em função da disponibilidade de nutriente pode favorecer a compreenção do um fenômeno natural recorrente, as florações de cianobactérias. O presente trabalho teve como objetivo realizar uma avaliação sobre a influência da depleção de macronutrientes no desenvolvimento de culturas da C. raciborskii T3.

Os experimentos foram realizados utilizando-se como meio o ASM-1 e variações do mesmo com a retirada de 75 e 50% de fósforo e nitrogênio da sua composição inicial. As culturas foram desenvolvidas em condições não axênicas, mantidas sob intensidade luminosa constante de 6,75 μ.mol.m-2.s-1 submetidas à fotoperíodo de 12h:12h e temperatura de 24±2 ºC. Os resultados mostraram que as culturas com depleção de nitrogênio apresentaram nitidamente menor crescimento com relação aos outros experimentos, atingindo a fase estacionária mais cedo e com menores concentrações celulares. Já as culturas com depleção de fósforo apresentaram curvas de crescimento mais acentuadas similares ao crescimento utilizando o meio ASM-1, demonstrando assim que, nas condições experimentais adotadas, o nitrogênio foi limitante para o crescimento da C. raciborskii.

Palavras chave: cianobactérias, nutrientes limitantes, reservatórios.

Introduction Water quality is influenced by numerous natural factors (biological, geological, hydrological, meteorological and topographical). These factors interact in the watersheds of lakes, rivers and estuaries and may vary seasonally according to different conditions of weather, volumes of flows and water levels. Eutrophication of water supply reservoirs is a remarkable problem in the management of these water resources. The causes of anthropic eutrophication are closely related to nutrient concentration, mainly phosphorus and nitrogen, which reach the water bodies from activities like discharge of sewage, agriculture, fish farming and other activities in the watershed. In this sense, eutrophication can result in the degradation of water quality, with occurrence of algal blooms, oxygen deficits, unpleasant odors and excessive growth of macrophytes. (Cogerh, 2008).

Cyanobacteria blooms have been a serious concern for the Brazilian authorities. In a hemodialysis center in Caruaru, Pernambuco State, 110 patients showed symptoms of poisoning related to hepatoxin after routine hemodialysis. After, 100 patients developed acute liver failure and 70 died (Azevedo et al., 1996; Carmichael, 1996). Studies have indicated that the toxins produced were the cause of death.

According to Ferreira (2008), on account of the climate and the proximity of Equator, Ceará holds a set of optimal conditions for the development of phytoplankton, such as high light incidence, with approximately 12 hours of light per day throughout the year; high temperatures, which accelerate the absorption of nutrients by algae and high nutrient assimilation capacity, associated with high rates of recycling, besides being shallows aquatic systems.

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 Several reservoirs were constructed in the south and southeastern regions of Brazil for power generation. Whereas in the northeastern region, the main purposes were distribution of drinking water, irrigation and fishing. In freshwater ecosystems in the Brazilian semiarid, water level fluctuations are pronounced because of the low rainfall and high evaporation levels. Thus, the concentrations of nutrients available for the growth and survival of phytoplankton species are increased, especially for cyanobacteria (Chellappa; Medeiros Costa, 2003).

The dominance of some species in a phytoplankton community depends on a complex of physical, chemical and biological factors. Cyanobacteria are commonly found in many eutrophic reservoirs and the blooming of these microorganisms is also responsible for the deterioration of the aquatic environment. The identification of factors that promote the rapid growth of these species is a crucial issue for the effective management of reservoirs (COGERH, 2008).

The occurrence of cyanobacterial blooms in human water supply sources is a serious problem both ecological as public health, because of the potential production of toxic compounds.

Therefore, research is needed to expand the knowledge concerning its physiological control mechanisms, especially those related to its population growth and toxicity (Cogerh, 2008).

In Brazil, cyanobacteria strains isolated from blooms have been described in different states: Rio Grande do Sul (Yunes et al., 1994), São Paulo (Azevedo et al., 1996; Zagatto, 1995), Distrito Federal (Branco; Senna, 1994), Minas Gerais (Jardim et al., 1999), Pernambuco (Bouvy et al., 1999), Rio de Janeiro (Magalhães; Soares; Azevedo, 2001), Para (Vieira et al., 2005) and Ceará (Carloto, 2013).

Cylindrospermopsis raciborskii is a filamentous cyanobacteria species that contains gas vesicles, being capable of performing migrations to the deeper layers of the water column, thus having the ability to develop at low light intensities, around μmol.photons m-2.s-1 (CARNEIRO et al., 2009). It is a highly successful competitor in aquatic systems, and various features support this ability: high affinity for phosphorus and storage capacity of this nutrient, fixation of atmospheric nitrogen, high affinity for ammonia, ability to form akinets, enabling easy dispersion and environmental resistance (Briand et al., 2004). According to the same author, it has a wide thermal tolerance and allelopathic interference.

C. raciborskii has occurred in Australia (Mcgregor; Fabbro, 2000), Thailand (Li et al., 2001), South America (Figueredo; Giani, 2009) and Africa (Haande et al., 2008). There is growing evidence of increase in toxic C. raciborskii in temperate waters. According to Briand et al. (2004), this spread of cyanobacteria can be attributed to climate change resulting in increased water temperature, which favors their proliferation. In this way, many countries of the northern hemisphere, such as Hungary (Neilan et al., 2003), France (Gugger et al., 2005), Portugal (Neilan et al., 2003), Austria (Dokulil; Mayer, 1996), Serbia (Sanja, 2011), Poland (Kokocinski et al., 2010) and Italy 73

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 (Messineo et al., 2010) have reported constant blooms of C. raciborskii. In Brazil, specifically in the Ceará State, Barros (2013) recorded the occurrence of C. raciborskii in all reservoirs investigated, with dominance in three reservoirs: Acarape do Meio Reservoir (64%), Serafim Dias Reservoir (60 %) and Coronel Reservoir (73%). In this context, the present study aimed to assess the influence of macronutrient depletion on cell growth of C. raciborskii cultures in order to increase the knowledge of the dynamics of this species according to the availability of nutrients in inland freshwater ecosystems.

Material and methods The strain cultivated was Cylindrospermopsis raciborskii T3 (Lagos et al., 1999) which was isolated from Billings Reservoir, in Taquacetuba, São Paulo State, in 1996, during a bloom. It is part of the collection of the Laboratory of Ecophysiology and Toxicology of Cyanobacteria, Institute of Biophysics Carlos Chagas Filho, Federal University of Rio de Janeiro, kindly donated

by Dr. Sandra Maria Feliciano de Oliveira Azevedo. LC-MS chromatographic analysis showed that this strain can produce STX, NeoSTX, decarbamoil-STX and decarbamoil-NSTX (Carneiro et al., 2009).

Experiments were conducted with the ASM-1 medium as a control culture. This method was proposed by Gorham et al., 1964 and modified to encompass a variability of macronutrient composition, with pH adjusted to 8.0. Strains were maintained under a light intensity of approximately 6,75 μ.mol.m-2.s-1 for white light at 470 nm, measured with a light meter (DIGITAL LUX TESTER YF-1065), at 24 ± 2ºC without aeration and with a 12:12 light/dark photoperiod.

The amounts described in Table 1 were used in preparing of 1 liter of ASM-1 medium. The stock solutions were made according to the composition shown in the same table, with four different stocks solutions: A, B, C, and D. Variations of nutrients were calculated to simulate the different conditions of eutrophication, through the reduction in nitrogen or phosphorus concentrations by 50 or 75% compared to those originally contained in the ASM-1, in order to observe the influence on cell growth (Table 2).

According to Carneiro et al., 2009, C. raciborskii requires a period of five generations to be adapted to the new experimental conditions. The adaptation consisted of transferring 5 mL of the original strain grown at cell concentration of 107 cel.mL-1 to five 25 mm test tubes, each containing 1 mL of the original culture and 10 mL of ASM-1 culture medium modified in various levels of nutrient depletion (Castro et al., 2004). At the end of the adaptation, cultures were inoculated at an initial concentration of 105 cel.mL-1, in triplicate.

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 Tabela 1. Composition and volume needed of each stock solutions that make up the ASM-1 medium Amount used to 1L Weight(g) Make up to of ASM- 1 medium Stock solution A NaNO3 MgCl2.6H2O MgSO4.7H2O CaCl2.2H2O Stock solution B

1.7 0.41 0.49 0.29

K2HPO4 ou K2HPO4 .3H2O Na2.HPO4.12H2O Stock solution C

0.87 1.14 1.78

H3BO3 MnCl2. 4 H2O FeCl3.6H2O ZnCl2 CoCl2.6H2O CuCl2 Stock solution D EDTA Na2

2.48 1.39 1.08 0.335 0.019 0.0014 1.86

200 mL

20 mL

100 mL

2.0 mL

100 mL

0.1 mL

100 mL

0.4 mL

Table 2. Modifications made in the original concentration of the limiting nutrients (N and P) Stock solution A NaNO3 Stock solution B K2HPO4 Na2.HPO4 Ratio N:P

Weight (g) 1.7 Weight (g) 0.87 0.63

Make up to 200 mL Complete to 100mL

↓50% P

↓75% P

0.435 0.315 13.8:1

0.2175 0.1575 28.8:1

↓50% N 0.85

↓75% N 0.425

3.4:1

1.6:1

The use of absorbance or optical density to evaluate the phytoplankton growth is based on physical obstruction of light by the cells. The more cells present in the sample, the greater the light absorption (absorbance) and the lower the light passing through the sample (transmittance). These two variables, absorbance at 680 nm and cell counts were subjected to a linear correlation to obtain a linear regression equation by the formula Y  a  X  b (Figure 1), where Y is the cell Concentration (cel mL-1), X is the optical density (OD680nm); b is the slope and a is the linear coefficient (XU et al., 2006). For this analysis, we used the spectrophotometer Hach DR-2000.

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Figure 1. Correlation between absorbance and cell concentration at 680 nm

Cell counts for this correlation were determined by optical microscopy with the aid of a micrometer eyepiece and the Improved Neubauer hemocytometer, following the methodology proposed by Pollard and Young (2010). Counts were performed in the central, lower and upper areas of the Neubauer improved chamber and if the average for the three counts did not present a greater deviation than 10%, the results would be accepted. For this procedure the strain was fixed with 1:1 Lugol, , approximately 0.05 mL. After observing a strong correlation an amount of 10 ml were used for spectrophotometer readings, thus determining the abundance of cells.

The determination of optical density for the cultures was carried out according to Sipaúba Tavares and Rocha, (2001), using the equation: VI = Vmeio.Df/(DI – Df)

Equation (1)

Where: VI - volume of the inoculum Vmeio– volume of the medium DI – optical density of the inoculum Df – initial optical density desired.

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 The cultures were performed in triplicate and timeless. First, 45 ml of a pre-adapted culture, with known density of cells, were transferred into 500 ml Erlenmeyer flasks containing 450 ml of original ASM-1 and the same procedure was performed for all ASM-1 modified media. After that, aliquots were taken for checking the cell abundance. The optical density was approximately 10 ml. (Raynouds 1978 and Castro et al., 2004).

Mean values of cell counts, obtained by optical absorbance, were used to draw growth curves.

From these curves the growth phases were identified and the maximum cell concentrations (MCC) and growth rates (K) were obtained from the log phase (Ohse et al., 2008). Growth rates (K) were calculated according to equations described in hereafter (Fogg; Thake 1987).

K = (ln N2 - ln N1)/(t2-t1)

Equation (2)

Where: K – Growth rate N2 and N1 – number of cells/mL at times t2 and t1.

For testing the differences between maximum cell concentrations and growth rates in the different concentrations of limiting nutrients, data were subjected to Student’s t-test in Microsoft Excel. In all analyses, the significance level was set at 5%.

Results and Discussion Regarding the growth rate, the control ASM-1 showed a significant difference from the treatment with 75% nitrogen depletion (p<0.05), with mean growth rate of 0.107 and 0.049 day 1 , respectively (Table 3). The control (ASM-1) also differed (p<0.05), from the 50% nitrogen depletion treatment, with growth rates of 0.107 and 0.077 day-1, respectively

Table 3. Kinetic parameters of C. raciborskii T3 cultures Culture Growth rate ASM-1 0.107 75%N 0.049 50%N 0.077 75%P 0.081 50%P 0.080 *MCC- Maximum cell concentration

MCC* 2.32X107 7.58X106 1.27X107 2.27X107 2.26X107

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ď&#x20AC; Unlike that observed in the present study, Smith and Haney (2006) concluded that the stratification in the water column, low concentrations of nitrogen and low water transparency favor the dominance of Cylindrospermopsis raciborskii. Morever, Mischke, 2003 noted that the growth of Microcystis aeruginosa is inhibited with increasing concentration of nitrate, which was not observed for C. raciboskii studied here. In the same way, Kosten et al. (2009) reported that the dominance of Planktothrix agardii in reservoirs may be related to the thermal stratification of the water column, affinity for nitrogen and low phosphate concentrations.

In agreement with Vasconcelos et al. (2011), in most of the reservoirs, after the period of dominance, Planktothrix agardii is replaced by C. raciborskii. This alternation is due to decreased availability of nitrogen. These authors also emphasized that the presence of heterocysts in C. raciborskii and its ability to fix nitrogen favor the dominance of this species.

MenĂŠndez, 2005 asserted that moderate levels of nitrate can increase the photosynthesis rate of the green algae Chaetomorpha linum. Likewise Leong et al. (2004) found a positive correlation between nitrate concentration and Alexandrium tamarense cell density, indicating the peculiarity of this species in relation to concentration of limiting nutrients.

The control ASM-1 was significantly different (p<0.05) from the experiment with 75% phosphorus depletion, with mean growth rates of 0.107 and 0.081 day-1, respectively (Table 3).

Also, the control was significantly different (p<0.05) from the experiment using 50% phosphorus depletion, with growth rates of 0.107 and 0.080 day-1, respectively.

Wu et al. (2012) cultivated C. raciborskii with five different levels of phosphorus (0.00; 0.02; 0.05; 0.50 and 1.00 mgL-1) and observed significantly higher growth rates under high concentrations of phosphorus. With phosphorus concentration of 0.05 mgL-1, the abovementioned authors registered growth rates similar to those verified in the experiments with phosphorus depletion (75 and 50%).

Furthermore, Jacobs (1995) found that phosphorus deficiency leads to a lower electron transport rate and ineffective functioning of photosynthesis. For Gillor et al. (2002), under phosphorus shortage, phytoplankton can produce alkaline phosphatase to hydrolyze organic phosphorus, compensating the deficiency in the environment. According to Wu et al., 2012, C. raciborskii is able to regulate its physiology to acclimate to an environment with phosphorus concentration below 0.05 mg.L-1, through a decrease in the growth rate and photosynthetic activity and compensated by increased activity of alkaline phosphatase and catalase.

The experiments with 50 and 75% nitrogen depletion were significantly different (p<0.05), with growth rates of 0.077 and 0.049 day-1, respectively. In the same way, experiments with 75% nitrogen depletion and 75% phosphorus depletion were also significantly different (p<0.05), 78

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ď&#x20AC; with growth rates of 0.049 and 0.081 day-1, respectively. However, the experiments performed with 75 and 50% phosphorus were not statistically different (p>0.05), with growth rates of 0.081 and 0.080 day-1, respectively.

When compared the maximum cell concentrations (MCC) of the culture ASM-1 with those of the cultures with 75 and 50% nitrogen depletion, it has been detected a significant difference between them and the control culture (p<0.05), with MCC of 2.32 x 107; 7.58 x 106 and 1.27 x 107 cel.mL-1, respectively. Comparing the maximum cell concentrations (MCC) of the control ASM-1 with those of the cultures with 75 and 50% phosphorus depletion, no significant difference was found (p>0.05), with MCC of 2.32 x 107; 2.27 x 107; 2.26 x 107 cel.mL-1, respectively. With a less steep growth curve, the culture with 75% nitrogen depletion reached earlier the stationary phase, compared with the other cultures (Figure 2). The culture with phosphorus depletion exhibited lower growth rates compared with the control. But the maximum cell concentrations showed no statistical differences (p>0.05) compared with the ASM-1 control.

Figure 2. Growth curve of Cylindrospermopsis raciborskii subjected to five different N: P ratios

The growth curves of the cultures (ASM-1, 75% P, 50%P, 75%N and 50%N) showed quite similar induction phases, especially until the tenth day of growth. The log or exponential phase was different among the different culture media. The control culture exhibited a steeper growth curve, while the culture grown under 50% nitrogen depletion showed a less steep growth curve.

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ď&#x20AC; From the day ten to the twenty-one, differences between the growth curves were more notable with greater emphasis for the culture performed with the ASM-1 medium. The culture with 75% nitrogen depletion presented a marked reduction in growth, differing from the other curves with a slower growth. This latter culture reached the stationary phase on the 35th growth day with a maximum cell concentration of 7.58 x 106 cel.mL-1.

Briand et al. (2002) stated that C. raciborskii has heterocysts, which are used for fixing atmospheric nitrogen. Nevertheless, this species has few heterocysts and low capacity for nitrogen storage and thus is less dependent on these structures to obtain nitrogen. This observation may explain the limitations to growth imposed by nitrogen deficiency, mainly in the culture with 75% nitrogen depletion. In other words, in closed culture systems, this species grows faster using ammonium ion or nitrate than the source of atmospheric nitrogen (Saker; Griffiths; 2000) and Hawkins et al. 2001).

The culture with 50% nitrogen depletion showed a growth curve slightly different from that of the cultures under phosphorus depletion, seen from the seventh to the thirty-fifth day. From that day on, this dissimilarity became more pronounced, and was clearly perceived by the less steep growth curve. On the forty-second day of growth, the culture with 50% nitrogen depletion reached the stationary phase with maximum cell concentration of 1.27 x 107 cel.mL-1.

Cultures with phosphorus depletion (75 and 50% P) demonstrated similarities from the late induction phase to the 39th day. Thereafter, until the fifty-second day, there was a minimal distinction with higher concentrations for the curve with 50% phosphorus depletion relative to 75 % phosphorus depletion. On the day 56, the cultures reached approximately the same cell concentration, reaching stationary phase of growth with the respective concentrations of 2.27 x 107 and 2.26 x 107 cel.mL-1. According to Briand et al. (2002), C. raciborskii is able to grow under low concentrations of phosphorus, due to adaptations in its cellular structure. These authors argued that owing to this mechanism of phosphorus storage, this species is well adapted to the temperate climate. In turn, IstvĂĄnovics et al. (2000) and Shafik et al. (2001) affirmed that C. raciborskii has high affinity and capacity of storage of phosphorus compared with other cyanobacteria, which may explain the low impact of limiting this nutrient when compared to cultures under nitrogen limitation.

From the late induction phase, the control culture with the ASM-1 culture medium showed a clear difference with respect to other cultures (75% N, 50% N, 75% P and 50% N), with higher cell concentrations in most of the period. This culture reached its stationary phase of growth in the forty-fifth day, with a maximum cell concentration of 107 cel.mL-1. From that day on, the culture reached the senescence stage. A rather unique feature of this culture was the short stationary phase which was not observed in the other cultures.

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 Conclusions In summary, the cultures grown with 50% and 75% nitrogen depletion demonstrated a growth rate and MCC significantly lower than the control ASM-1. Thus, it is inferred that a N:P ratio lower than 7:1 may impose a strong limitation to the Cylindrospermopsis raciborskii growth.

Cultures made with 75 (N:P = 28.8:1) and 50% (N:P = 13.8:1) phosphorus depletion showed a growth rate significantly different from the control culture (ASM-1) reaching later the stationary phase. Meantime, the maximum cell concentrations were statistically similar compared with the control. Our results point out to the idea that Cylindrospermopsis raciborskii might be more susceptible to nitrogen than to phosphorus limitation, leading us to a change in the interpretation of environmental monitoring data using physico-chemical parameters in artificial reservoirs of the Brazilian semi-arid region.

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica.

ESTUDO COMPARATIVO ENTRE REATORES DE CRESCIMENTO ADERIDO E DISPERSO PÓS TANQUES SÉPTICOS TRATANDO ESGOTOS DOMÉSTICOS

*José Dorivaldo Florêncio de Oliveira1 Gilson Barbosa Athayde Junior1 Sofia Fernandes Lemos de Souza1 Afonso Eris Ferreira de Andrade1

COMPARATIVE STUDY BETWEEN ADHERED AND SUSPENDED GROWTH REACTORS AFTER SEPTIC TANKS TREATING DOMESTIC WASTEWATER Recibido el 30 de junio de 2014; Aceptado el 11 de diciembre de 2014

Abstract The removal efficiency of BOD5, COD, TSS and SSV were studied in two anaerobic reactors which received semiequaled effluent of a septic tank, one being adhered growth (R1, with bed of gravel Nº. 4) and the other dispersed growth (R3, without support material for microbial growth). This system was installed in the Student Residence at UFPB in João Pessoa-PB. The sewage came from two bathrooms that attended to a theoretical population of 4 inhabitants. Eleven samples of the effluent from the septic tank and from the reactors 1 and 3 were collected in the period between 28/02/2013 and 10/12/2013. Temperature and pH of the reactors ranged from 24.5 to 28.1 ° C and from 7.3 to 8.1, respectively, which are adequate for the anaerobic treatment of sewage. The BOD5 removal efficiencies (32.8 and 27.1% in R1 and R3, respectively), COD (43.4 and 33.0% in R1 and R3, respectively), SST (56.2 and 48.0% in R1 and R3, respectively) and VSS (54.7 and 46.2% in R1 and R3, respectively) were high. It demonstrates a good applicability of these low-cost housing units, which are devoid of collective sewage system in the reduction of pollution load discharged in water bodies systems. Analysis of variance showed no significant difference at the level of 5% between the average of the corresponding parameters of the two reactors, suggesting that reactor that receives discharges from the attenuation peaks, there is no need of support bed, which may represent a reduction in costs involved.

Key Words: household sewage, sewage treatment, anaerobic reactor, attached growth, suspended growth.

1

Departamento de Engenharia Civil e Ambiental, Universidade Federal da Paraíba, Brasil. *Autor corresponsal: Departamento de Engenharia Civil e Ambiental. Campus Universitário I, João Pessoa - Paraíba - Brasil. CEP 58051-900. Telefone: 55 (83) 3216-7119; Fax: 55 (83) 3216-7119. Email: dorivaldoliveira@hotmail.com

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Resumo Estudou-se a eficiência de remoção de DBO5, DQO, SST e SSV em dois reatores anaeróbios que recebiam efluentes semi-regularizados, sendo um deles de crescimento aderido (R1, com leito de brita n°4) e o outro de crescimento disperso (R3, sem material suporte para crescimento microbiano), além de um tanque séptico que precedia os reatores. Este sistema foi instalado na Residência Universitária da UFPB, em João Pessoa-PB. O esgoto a ser tratado era proveniente de dois banheiros que atendiam a uma população teórica de 4 habitantes. Foram realizadas 11 coletas do efluente do tanque séptico e dos efluentes dos reatores, no período compreendido entre 28/02/2013 e 10/12/2013. A temperatura e o pH nos reatores se apresentaram na faixa 24.5 - 28.1 °C e 7.3 - 8.1, respectivamente, valores estes, propícios ao tratamento anaeróbio de esgotos domésticos. As eficiências de remoção de DBO5 (32.8 e 27.1% em R1 e R3, respectivamente), DQO (43.4 e 33.0% em R1 e R3, respectivamente), SST (56.2 e 48.0%, em R1 e R3, respectivamente) e SSV (54.7 e 46.2%, em R1 e R3, respectivamente) foram elevadas. Isto demonstra a aplicabilidade desses sistemas a unidades habitacionais desprovidas de sistema coletivo de esgotamento sanitário, na redução da carga poluidora lançada em corpos aquáticos. Análise de variância demonstrou não haver diferenças significativas ao nível de 5% entre as médias dos parâmetros correspondentes nos dois reatores, sugerindo que, para reatores que recebam vazões com atenuação dos picos, não há necessidade do meio suporte, podendo representar diminuição nos custos envolvidos.

Palavras chave: esgoto doméstico, tratamento de esgoto, reator anaeróbio, crescimento aderido, crescimento disperso.

Introdução Os serviços públicos de saneamento básico são imprescindíveis para a garantia da saúde, da segurança e da qualidade de vida da população. Sendo assim, a falta ou até mesmo a ineficiência na prestação desses serviços podem resultar em elevados índices de morbidade e mortalidade.

Sabe-se que o lançamento de esgotos domésticos brutos no meio ambiente acarreta a poluição dos recursos hídricos, trazendo prejuízos à saúde da população. Os países em desenvolvimento são os que mais sofrem com essa realidade, carecendo de instalações apropriadas de coleta e de tratamento de águas residuárias (Al-Shayah e Mahmoud, 2008). No Brasil, a poluição dos recursos hídricos pelo lançamento de esgotos domésticos “in natura” é um problema persistente e vem se agravando ainda mais com o intenso crescimento populacional ocorrido nos últimos anos.

Para ressaltar o descaso com relação aos índices de esgotamento sanitário, no Brasil no ano de 2012, o índice de atendimento urbano com rede coletora de esgoto era de apenas 56.1% da população urbana, no entanto, o tratamento, era realizado para apenas 38.7% do volume total de esgoto gerado. No mesmo ano, na Região Nordeste do Brasil, apenas 29.4% da população urbana tinha acesso à rede coletora de esgoto, enquanto o índice de tratamento atingia apenas 30,1% do volume total de esgoto gerado (SNIS, 2014). Os dados retratam as desigualdades regionais na oferta desses serviços essenciais à população.

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Considerando estes baixos índices de cobertura por sistemas de esgotamento sanitário, constata-se a necessidade da implantação de sistemas simplificados de coleta e tratamento dos esgotos, sejam eles individuais ou coletivos. Estes sistemas devem ser de baixo custo de implantação e operação, eficientes, simples de operar e sustentáveis. Desta forma, deve-se ainda levar em conta a realidade das diferentes regiões brasileiras, adequando a tecnologia aos recursos disponíveis.

A lei Federal n° 11.445/2007, que estabelece as diretrizes nacionais para o saneamento básico e para a política federal de saneamento básico, em seu Art. 45, § 1°, diz que: “Na ausência de redes públicas de saneamento básico, serão admitidas soluções individuais de abastecimento de água e de afastamento e destinação final dos esgotos sanitários, observadas as normas editadas pela entidade reguladora e pelos órgãos responsáveis pelas políticas ambiental, sanitária e de recursos hídricos” (Brasil, 2007). Em consequência, poderão ocorrer melhorias significativas dos indicadores de coleta e tratamento de esgotos no Brasil.

O tanque séptico, devido à sua simplicidade e ao baixo custo, é, provavelmente, o sistema mais largamente aplicado no mundo para o tratamento de esgotos de domicílios individuais, sendo a eficiência relativamente baixa na remoção dos poluentes e a necessidade periódica de retirada de lodo são suas principais desvantagens (Van Haandel et al., 2006). Uma etapa de póstratamento para remover a matéria orgânica remanescente, os nutrientes e os agentes patogênicos pode ser necessária, dependendo dos requisitos do tratamento.

O pós-tratamento de efluentes de tanques sépticos através de filtros anaeróbios se tornou bastante popular no Brasil a partir da década de 80 com a promulgação da NBR 7229 da ABNT, em 1982, atualizada em 1993, bem como a da NBR 13969, em 1997. Essa tecnologia continua sendo intensivamente utilizada (Sobrinho e Jordão, 2001). A NBR 13969/97 (ABNT, 1997) aponta que a eficiência de remoção de matéria orgânica biodegradável de um conjunto tanque séptico - filtro anaeróbio pode variar de 40 a 75%. Na pesquisa realizada por Ávila (2005) foram alcançadas eficiências de remoção para o conjunto, tanque séptico - filtro anaeróbio, de 67.4% para a DBO5 e de 73.6% para a DQO. Analisando-se a remoção apenas do filtro anaeróbio com leito de brita n° 4, Ávila (2005) obteve 27.5% de remoção para DBO5 e 54.4% para DQO. Resultados semelhantes foram relatados por Jordão et al., (2005), Da Silva et al., (2013) e Lobão et al., (2013).

Ainda com relação ao filtro anaeróbio, ressalta-se que a utilização de meios suportes, notadamente o mais comumente utilizado, que é a brita, ocupa um determinado volume no reator, com consequente diminuição no tempo de detenção hidráulica para um dado volume de reator. No entanto, espera-se que esta perda de tempo de detenção se contraponha à melhoria de desempenho ocasionada pelo crescimento mais eficiente do biofilme aderido ao meio suporte.

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No Brasil, sistemas simplificados, tais como, o tanque séptico seguido por filtro anaeróbio já são bastante utilizados em meios rurais e em comunidades de pequeno porte. Ademais, diante da atual situação do saneamento no país, pode-se admitir que os sistemas simplificados de tratamento de esgotos tendem a ser amplamente adotados como solução sanitária também nas periferias das grandes cidades, por geralmente serem localidades de difícil implantação de redes coletoras.

A presente pesquisa utiliza um sistema composto por tanque séptico, seguido de dois reatores anaeróbios de fluxo ascendente, em paralelo, sendo um deles dotado de meio suporte para o crescimento microbiano e o outro desprovido deste meio suporte. Optou-se pela não utilização de meio suporte em um dos reatores, no intuito de proporcionar um aproveitamento máximo reacional do reator, em função do aumento do tempo de detenção hidráulica e possivelmente o tempo de retenção celular para um determinado volume do reator.

Estudos sobre o tratamento de esgotos domésticos através de tanques sépticos seguidos por reatores anaeróbios de fluxo ascendente com crescimento disperso são relativamente escassos, motivo pelo qual esses sistemas necessitam de uma maior investigação. Destacam-se as pesquisas realizadas por Luostarinem e Rintala (2005; 2007), que, em escala de laboratório estudaram um tanque séptico de fluxo ascendente seguido por um reator UASB tratando águas negras sintéticas numa simulação de um sistema de tratamento local. Luostarinem et al., (2007), Al-Shayah e Mahmoud (2008) e Al-Jamal e Mahmoud (2009) realizaram pesquisas semelhantes, diferindo principalmente na quantidade de fases do sistema (fase única).

Nesse sentido, o objetivo do presente trabalho foi comparar a eficiência na remoção de matéria orgânica entre reatores anaeróbios com crescimento microbiano aderido (com meio suporte de brita nº 4), com reatores anaeróbios com crescimento microbiano disperso, ambos tratando efluente de tanque séptico e mantidos seus volumes aparentes iguais, como parâmetro para comparação.

Material e métodos Descrição geral do sistema experimental A pesquisa foi realizada em um sistema de tratamento de esgotos domésticos localizado na Residência Universitária do Campus I da Universidade Federal da Paraíba (UFPB), na cidade de João Pessoa-PB. A cidade possui clima tropical e segundo dados da estação meteorológica do Laboratório de Energia Solar (LES) da UFPB, sua temperatura média anual vem aumentando de 26 °C para valores acima de 27 °C nos últimos 26 anos (Sobreira et al., 2011).

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O sistema anaeróbio de tratamento de esgotos domésticos foi inicialmente dimensionado e instalado por Fernandes (2012), em pesquisa anterior. Algumas adaptações foram feitas para a atual fase da pesquisa. O sistema atual consiste de: 1 tanque séptico, 1 caixa distribuidora de vazão, 2 caixas limitadoras de vazão e 3 reatores anaeróbios de fluxo ascendente em paralelo: R1, R2 e R3 conforme Figuras 1 (a) e (b); e 2. O reator R2 não foi objeto de estudo deste artigo.

a)

b)

Figura 1. Desenho esquemático do sistema de tratamento de esgotos: a) Perfil (em cima); b) Planta (embaixo)

O sistema foi alimentado por uma derivação dos tubos de queda de dois banheiros localizados no andar superior da Residência Universitária da UFPB (Figura 2). Não houve contribuição de esgoto de pia de cozinha ou lavanderia. Segundo Fernandes (2012), essa também é uma realidade em algumas residências periurbanas, onde apenas o esgoto do banheiro é lançado em tanque séptico.

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Ligação aos tubos de queda dos banheiros

R1 TS

R3

Figura 2. Foto geral do sistema de tanque séptico e demais reatores anaeróbios

O esgoto passava primeiramente pelo tanque séptico, onde ocorria o tratamento primário. Para esta unidade de tratamento o dimensionamento foi realizado de acordo com o prescrito na NBR 7229 (ABNT, 1993) e utilizou-se um reservatório em resina plástica com fibra de vidro de 2000 litros.

Em seguida, o efluente passava por uma caixa distribuidora de vazão, no intuito de distribuir as vazões igualmente para os reatores. A distribuição equitativa da vazão afluente ocorria por meio de três sifões nos quais, à medida que o nível de esgoto subia no compartimento inicial, ocorria o transbordamento simultâneo de recipientes cuidadosamente nivelados e localizados à montante de cada reator (Figura 3).

Caixa distribuidora de vazão

Figura 3. Caixa distribuidora de vazão

Caixas limitadoras de vazão

Figura 4. Caixas limitadoras de vazão 89

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Posteriormente e antes do efluente chegar aos reatores 1 e 3, o mesmo passava ainda por uma caixa limitadora de vazão à montante de cada reator (Figura 4). Cada caixa limitadora continha um orifício descarregador de fundo com diâmetro pré-dimensionado que limitava a vazão afluente aos reatores, no intuito de não permitir picos de vazão, já reportados por Fernandes (2012) e indesejáveis para a pesquisa em questão.

O orifício descarregador de fundo de cada caixa limitadora deveria conduzir uma vazão limitada a 596,6 l/d (três vezes a vazão média esperada para cada reator) e a caixa deveria ser capaz de armazenar os volumes referentes aos picos de vazão que ultrapassassem a vazão adotada. A vazão média esperada para cada reator baseou-se em pesquisa anterior desenvolvida neste mesmo sistema por Fernandes (2012). É conveniente destacar aqui que, os sistemas individuais, por não possuírem extensas redes coletoras, tais como os sistemas coletivos convencionais, estão mais sujeitos às grandes variações e picos excessivos da vazão afluente, podendo provocar a perda excessiva de sólidos nos reatores. Em função disto, os reatores 1 e 3 foram operados com vazões limitadas pelas caixas.

As caixas limitadoras de vazão foram confeccionadas em chapas de nylon com 6 mm de espessura. A capacidade total de armazenamento de cada caixa limitadora de vazão, de acordo com suas dimensões internas (21.0 cm largura x 69.2 cm de comprimento x 28.0 cm de altura), foi calculada em 40.7 litros.

O dimensionamento dos reatores anaeróbios de fluxo ascendente foi realizado com base na NBR 13969 (ABNT, 1997). Para os reatores anaeróbios de fluxo ascendente foram utilizadas três bombonas de polietileno, cujo volume nominal era de 200 litros. O reator R1, com crescimento microbiano aderido, teve todo o seu volume preenchido com a brita n° 4, resultando numa altura útil de 0.78 m (Figuras 5a e 5b). O reator R3, com crescimento microbiano disperso, não possuía material de enchimento (Figuras 6a e 6b). O reator R2 fazia parte de outra pesquisa que estava sendo desenvolvida simultaneamente a esta, sendo o mesmo considerado apenas para efeito de dimensionamento do sistema.

A fonte de inoculo para a presente pesquisa foi proveniente da pesquisa anterior, realizada neste mesmo sistema experimental, por Fernandes (2012), sendo que para o tanque séptico, quando da remoção do lodo digerido, aproximadamente 10% de seu volume foram deixados no interior do tanque, conforme recomendações da NBR 7229 (ABNT, 1993). Para os reatores anaeróbios de fluxo ascendente, os resquícios de lodo que ficaram aderidos às paredes internas e no fundo dos reatores anaeróbios (Figuras 5a e 6a), serviram como fonte de inoculo.

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a)

Figura 5a. Reator 1 - sem esgoto. a)

Figura 6a. Reator 3 - sem esgoto

b)

Figura 5b. Reator 1 - com esgoto b)

Figura 6b. Reator 3 - com esgoto.

Medições de vazão As medições de vazão dos reatores foram realizadas com o auxílio de vasilhames, provetas e cronômetro. Marcando-se o tempo necessário para que os vasilhames acondicionassem um determinado volume de esgoto e medindo-se com provetas, tinha-se a vazão efluente dos reatores. As mensurações eram feitas sempre das 07h às 19h, sempre que possível, com uma frequência quinzenal.

Análises físico-químicas Foram realizadas onze coletas, sendo uma a cada mês, compreendendo o período entre fevereiro e dezembro de 2013.

Foram coletadas amostras simples dos pontos descritos a seguir: efluente do tanque séptico (TS); efluente do reator 1 (R1); e efluente do reator 3 (R3). As coletas eram realizadas sempre no turno da manhã, aproximadamente às 07h.

Na Tabela 1 estão apresentados os parâmetros analisados e os métodos analíticos utilizados, que seguiram as recomendações descritas em APHA et al., (1999).

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Tabela 1. Parâmetros analisados e métodos utilizados Parâmetros Unidade Métodos de análise pH Temperatura SST SSV Sólidos Sedimentáveis Turbidez Alcalinidade Total DBO5 DQO

°C mg/L mg/L mL/L UNT mg/L mg/L mg/L

Eletrométrico Eletrométrico Gravimétrico Gravimétrico Cone Imhoff Nefelométrico Titulação potenciométrica Manométrico (Oxitop) Titulométrico - Refluxação fechada

Referência 4500 B 2550 B 2540 D 2540 E 2540 F 2130 B 2320 B 5210 D 5220 C

Análises estatísticas O conjunto dos dados coletados de cada parâmetro físico-químico nos pontos amostrados (TS, R1 e R3) foi primeiramente submetido ao teste de normalidade de Kolmogorov-Smirnov ao nível de significância de 5% (Sokal e Rohlf, 2012).

Subsequentemente, os dados foram submetidos a tratamento estatístico utilizando a análise de variância, a qual foi aplicada aos conjuntos de dados de um mesmo parâmetro analisado dos pontos de coleta ETS, ER1 e ER3. A finalidade desta técnica é estabelecer a existência de diferenças significativas entre as médias desses conjuntos. O nível de significância considerado foi de 5%.

Gráficos do tipo boxplot foram utilizados para visualizar a dispersão dos dados, bem como para verificar a existência de possíveis valores discrepantes. Através destes gráficos visualizam-se a mediana, os quartis 25% e 75% e as observações máxima e mínima dos dados sobre os parâmetros analisados em cada um dos pontos amostrados.

Resultados e discussão Medições de vazão A importância da vazão para a pesquisa em questão era de fornecer vazões afluentes iguais para os reatores a fim de tornar possível uma comparação fidedigna entre as eficiências de remoção dos poluentes, sem favorecimento de um ou de outro.

As vazões médias encontradas na presente pesquisa encontram-se na Tabela 2. Na Tabela 3 são apresentados alguns parâmetros importantes dos reatores anaeróbios tais como o volume de vazios, o índice de vazios e o TDH para as vazões médias.

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Tabela 2. Vazões médias dos reatores anaeróbios Reatores R1 Vazão (L/d) 241.4

R2 237.5

R3 230.2

TS 709.2

Tabela 3. Volume de vazios, índice de vazios e TDH dos reatores anaeróbios para as vazões médias Reatores anaeróbios Volume de vazios Índice de vazios TDH aparente TDH real (L) (%) (d) (d) TS 1536.1 100.0 2.17 2.17 R1 99.1 49.3 0.83 0.41 R3 201.0 100.0 0.87 0.87

Análises físico-químicas O conjunto dos dados coletados de cada parâmetro físico-químico dos reatores (TS, R1 e R3) quando submetidos ao teste de normalidade de Kolmogorov-Smirnov ao nível de significância de 5% (Sokal e Rohlf, 2012), mostraram que, com exceção dos sólidos sedimentáveis, todos os parâmetros físico-químicos apresentam distribuição normal.

Os parâmetros físico-químicos foram então discutidos com base na Tabela 4, onde constam os valores médios e seus respectivos desvios-padrão de cada um dos efluentes dos reatores, as eficiências de remoção dos diversos parâmetros para os reatores 1 e 3 e as análises de variância entre as médias dos conjuntos. Nas Figuras 7 a 14 também são apresentados os gráficos de boxplot dos parâmetros analisados.

Com base na Tabela 4, a análise de variância, quando aplicada aos parâmetros de monitoramento (temperatura, pH e alcalinidade total), mostrou que, estatisticamente não houve diferença entre os efluentes dos reatores para uma significância de 5%.

Para os parâmetros relacionados à eficiência do sistema (DBO, DQO, SST, SSV e turbidez), verificou-se que houve diferença estatística significativa ao nível de 5% entre o efluente do TS e os efluentes dos reatores 1 e 3. Quando comparados os efluentes dos reatores 1 e 3 entre si não houve diferença estatística para uma significância de 5% para a maioria dos parâmetros, à exceção do SSV que mostrou o reator R1 um pouco mais eficiente que o R3.

Segundo Von Sperling (1996) e Foresti et al., (1999) a biomassa é mais frequentemente expressa em termos de sólidos em suspensão voláteis (SSV). Deste modo, isto pode ser uma justificativa possível para que o reator 3 (crescimento disperso) apresente valores de sólidos suspensos voláteis mais elevados que no reator 1 (crescimento aderido), tendo em vista que nos filtros anaeróbios a maior parte da biomassa encontra-se aderida ao meio suporte ou retida em seus interstícios, enquanto que em reatores com crescimento disperso a biomassa encontra-se dispersa no meio líquido.

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Tabela 4. Valores médios, desvios-padrão, ANOVA1 e eficiências de remoção Reatores Parâmetros

TS

R1

n

Média

DesvPad

ANOV A

pH

11

7.7

0.2

a

Temperatura (°C)

11

26.8

1.1

a

Alcalinidade (mg/L)

33

273.8

44.4

a

Turbidez (UNT)

33

47.6

17.7

a

Sólidos Sed. (mL/L)

11

0.4

0.5

-

SST (mg/L)

22

86.4

20.4

a

SSV (mg/L)

22

79.9

19.4

a

DBO5 (mg/L)

33

110.7

27.8

a

DQO (mg/L)

33

192.3

51.4

a

n

1 1 1 1 3 3 3 3 1 1 2 2 2 2 3 3 3 3

Eficiência (%)

R3

Média

DesvPad

ANOVA

n

Média

DesvPad

ANOVA

R1

R3

7.8

0.2

a

11

7.7

0.2

a

-

-

26.5

1.3

a

11

26.5

1.3

a

-

-

285.2

34.7

a

33 278.2

32.9

a

-

-

23.9

9.8

b

33

26.3

9.9

b

49.8 44.7

0.0

0.0

-

11

0.0

0.1

-

97.8 91.1

37.8

8.8

b

22

45.0

7.6

b

56.2 48.0

36.2

8.3

b

22

43.0

6.0

c

54.7 46.2

74.4

18.5

b

33

80.7

15.0

b

32.8 27.1

108.8

29.8

b

33 128.8

25.3

b

43.4 33.0

1

Letras iguais nas linhas indicam que não houve diferenças estatísticas significativas entre as médias dos reatores ao nível de significância de 5%. n - tamanho amostral

Remoção de matéria orgânica (DBO5 e DQO) Os gráficos de boxplot para DBO5 e DQO (Figuras 7 e 8) retrataram de uma forma geral, a melhoria no funcionamento das unidades de tratamento, tendo em vista que tanto o tanque séptico quanto os reatores de fluxo ascendente conseguiram reter os sólidos (biomassa) imprescindíveis ao tratamento biológico. O tanque séptico, através da sedimentação dos sólidos grosseiros, constituindo o lodo de fundo, promove também a degradação anaeróbia dos despejos afluentes. O reator 1, através da retenção da biomassa aderida ao meio suporte e em seus interstícios, promove a degradação da matéria orgânica que flui através do leito filtrante. O reator 3, através da retenção de biomassa no fundo, formam uma zona de elevada atividade bacteriana, que é atravessada pelo esgoto em fluxo ascendente, promovendo o tratamento do mesmo.

Nos gráficos de boxplot da DBO5 e da DQO (Figuras 7 e 8) observou-se um distanciamento entre o efluente do TS e os efluentes dos reatores 1 e 3, indicando, portanto remoções destes parâmetros. Conforme a Tabela 4, as eficiências de remoção de DBO5 foram de 32.8% e 27.1%, para os reatores 1 e 3 (sem diferença estatística ao nível de 5%), respectivamente, e para a DQO foram de 43.4% e 33.0%, para os reatores 1 e 3 (sem diferença estatística ao nível de 5%), respectivamente. Estas foram análogas às alcançadas nos trabalhos de Silva (2003) e Ávila (2005).

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Figura 7. Boxplot da DBO5

Figura 8. Boxplot da DQO

As eficiências de remoção de DQO para os reatores 1 e 3 também foram similares às encontrados por Luostarinen e Rintala (2005; 2007) tratando águas negras sintéticas, no entanto, com tempos de detenção hidráulica inferiores quando comparados aos referidos estudos.

Remoção de material particulado Nos gráficos de boxplot dos SST e SSV (Figuras 9 e 10) observou-se uma diferença entre o efluente do TS e os efluentes dos reatores 1 e 3, indicando, portanto remoções destes parâmetros. Conforme a Tabela 4, as eficiências de remoção de SST para os reatores 1 e 3 foram de 56.2% e 48.0% (sem diferença estatística ao nível de 5%), respectivamente. Essas eficiências foram semelhantes às mencionadas por Silva (2003) e Ávila (2005). Para os SSV, as eficiências de remoção para os reatores 1 e 3 foram de 54.7% e 46.2% (diferentes estatisticamente ao nível de 5%), respectivamente. As eficiências de remoção para este parâmetro também foram semelhantes à mencionada por Ávila (2005).

Figura 9. Boxplot dos SST

Figura 10. Boxplot dos SSV

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Os sólidos suspensos podem provocar consequências indesejáveis nos corpos receptores, como o aumento da demanda de oxigênio. Luostarinem et al., (2007) afirmam que os sólidos suspensos também podem causar a formação de camadas de escuma e lavagem repentina de lodo, se eles só são acumulados e não estabilizados dentro do reator.

Dentre os reatores anaeróbios de fluxo ascendente, o único que necessitou de algum tipo de operação e/ou manutenção foi o reator 1. O crescimento do biofilme aderido ao meio de brita dificultou ou impediu por diversas vezes o fluxo ascensional do esgoto, ocorrência esta que tornou necessária a descarga do lodo excedente. As descargas de fundo realizadas no reator 1 foram num total de nove, sendo a primeira com três meses após a interligação dos tubos de queda ao sistema e as outras oito com intervalos de aproximadamente 25 dias entre uma e outra.

Na prática, as descargas de lodo excedente podem ser realizadas quando for evidente a perda na qualidade do efluente principalmente devido aos sólidos sedimentáveis e sólidos suspensos.

Segundo Chernicharo (2007) em reatores com crescimento disperso (UASB), a adoção de uma frequência adequada de descarte de lodo reflete em uma menor perda de sólidos juntamente com o efluente final, implicando numa melhor qualidade do mesmo, em termos de sólidos suspensos, DQO e DBO. A eficiência de remoção de SSV, um pouco mais baixa no R3 do que no R1 pode também ter sido o reflexo da não realização das descargas de fundo periódicas apontadas acima.

Durante o período estudado não houve a necessidade da realização de descargas de fundo no reator 3, configurando-se portanto, numa vantagem desta alternativa, pois, além da redução de custos com a não implantação de meio suporte pode aliar simplicidade operacional. Essas observações estão de acordo com a literatura sobre um sistema semelhante ao da presente pesquisa, o reator tanque séptico UASB, onde o tempo de residência de lodo ativo (biomassa) do sistema é longo e a retirada do lodo de excesso pode ser feita uma vez a cada 1 a 4 anos (Zeeman et al., 2000) apud (Al-Shayah e Mahmoud, 2008). Por outro lado, ressalta-se que para tempos de operação superiores aos da presente pesquisa, vislumbra-se que haverá a necessidade de descarte de lodo.

Conforme a Tabela 4, as eficiências de remoção de sólidos sedimentáveis para os reatores 1 e 3 foram de 97.8% e 91.1%, respectivamente. As mesmas foram semelhantes às obtidas por Mazzola et al., (2005) tratando também esgotos domésticos num reator anaeróbio compartimentado (RAC).

No gráfico de boxplot da turbidez observou-se certa diferença entre o efluente do TS e os efluentes dos reatores 1 e 3, indicando, remoções significativas deste parâmetro (Figura 11).

Conforme a Tabela 4, as eficiências na remoção de turbidez para os reatores 1 e 3 foram de 96

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49.8% e 44.7% (sem diferença estatística ao nível de 5%), respectivamente. Estas foram semelhantes às eficiências na remoção de SST e SSV da presente pesquisa, estando, portanto de acordo com Pessoa e Jordão (1995) quando afirmam que a turbidez pode ser medida para caracterizar a eficiência do tratamento secundário, podendo ser relacionada à concentração de sólidos em suspensão. Ávila (2005) também reportou eficiências na remoção de turbidez semelhantes às da presente pesquisa.

Figura 11. Boxplot da turbidez

Figura 12. Boxplot da alcalinidade total

Alcalinidade total A alcalinidade total se comportou de forma semelhante em todos os reatores sendo que a maior parte dos dados estavam concentrados entre 246.0 e 308.1 mg CaCO3.L-1 (Figura 12).

Estes valores foram superiores aos da alcalinidade de esgotos domésticos brutos mostrados por Metcalf e Eddy (1991). Os valores foram semelhantes aos da alcalinidade do esgoto bruto da cidade de João Pessoa afluente à ETE Mangabeira mostrada por Baracuhy (2006).

Os altos valores desse parâmetro indicam uma elevada capacidade de tamponamento do meio, protegendo os reatores contra possíveis choques de pH. Do contrário os baixos valores permitiriam o acúmulo dos ácidos formados pela digestão anaeróbia, podendo levar à falha no sistema (azedamento dos reatores).

Temperatura A temperatura nos efluentes dos reatores em nenhum momento foi inferior a 24.5 °C e para a totalidade dos dados se apresentou entre 24.5 e 28.1, ficando, portanto, na faixa mesófila e bem próxima à temperatura considerada ótima para a formação de metano, sendo que isso foi conseguido em função apenas da temperatura ambiente local (Figura 13). Isto favoreceu a viabilidade e eficiência do sistema, uma vez que a temperatura é um fator limitante para os reatores anaeróbios. Segundo Luostarinem et al., (2007) quanto maior a temperatura, maior a taxa de conversão de matéria orgânica.

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Segundo Batstone et al., (2002) apud Chernicharo (2007) três faixas de temperatura podem ser associadas ao crescimento microbiano na maioria dos processos biológicos: faixa psicrófila (4 e 15°C); faixa mesófila (20 e 40°C) e termófila (45 e 70°C). Segundo Van Haandel e Lettinga (1994) o tratamento de esgotos por processos anaeróbios tem sido associado a uma temperatura ótima que varia de 30 a 35°C.

Figura 13. Boxplot da temperatura

Figura 14. Boxplot do pH

pH O pH nos efluentes dos reatores se apresentou na faixa 7.3 - 8.1 (Figura 14), valores estes, propícios ao tratamento anaeróbio de esgotos domésticos, segundo Van Haandel e Lettinga (1994) e Chernicharo (2007). Esses valores ficaram relativamente próximos à neutralidade, faixa esta que, segundo os autores supracitados os organismos produtores de metano têm um crescimento ótimo.

De acordo com a literatura, Van Haandel e Lettinga (1994) e Foresti et al., (1999), a obtenção de valores de pH próximos à faixa da neutralidade normalmente não é um problema em sistemas de tratamento anaeróbio de esgotos domésticos, pois nestes sistemas ocorre a predominância do sistema carbônico, responsável pela capacidade de tamponamento do meio.

Conclusões As eficiências de remoção de DBO5, DQO, SST e SSV para ambos os reatores 1 e 3 foram elevadas para este tipo de tratamento. Os resultados confirmam a aplicabilidade desses sistemas de baixo custo a unidades habitacionais desprovidas de sistema coletivo de esgotamento sanitário, na redução da carga poluidora lançada em corpos aquáticos.

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À exceção dos SSV, constatou-se que não houve diferença estatística significativa na eficiência de remoção de alguns dos principais poluentes dos esgotos entre os dois reatores. Portanto, pode-se afirmar que os dois reatores são equivalentes em termos de eficiência de remoção.

Então, em localidades onde não exista brita ou sua aquisição seja economicamente inviável, o reator com crescimento disperso pode apresentar-se como uma alternativa de tratamento sem perda significativa na eficiência em relação ao reator de crescimento aderido, desde que seja operado com vazões limitadas/regularizadas. Enfatiza-se neste ponto, a importância do dispositivo limitador de vazão.

Em função das eficiências de remoção dos parâmetros indicadores de matéria orgânica serem bastante semelhantes, sugere-se que, para reatores que recebem vazões com atenuação dos picos, não há necessidade do meio suporte, podendo representar diminuição nos custos envolvidos, uma vez que o dispositivo de limitação de vazão é possivelmente de mais baixo custo que o volume de brita necessário para enchimento do reator. Sugere-se um estudo comparativo de custos entre as duas opções.

Ademais, o uso do reator com crescimento disperso em substituição ao filtro anaeróbio com brita é interessante, levando em consideração a preservação ambiental, já que a extração da brita, um recurso natural não renovável, implica em forte degradação do meio ambiente. Há ainda que se considerar a questão da frequente obstrução do filtro com leito de brita, podendo ser considerada como mais uma desvantagem desta opção, comprometendo a característica do sistema de ser de fácil manutenção.

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica.

ESTIMATIVA DO POTENCIAL DE GERAÇÃO DE BIOMASSA, METANO E ENERGIA PELAS PRINCIPAIS CRIAÇÕES PECUÁRIAS DO BRASIL

*Denise Peresin1 Taison Anderson Bortolin1 Andréia Cristina Trentin2 Jardel Cocconi1 Vania Elisabete Schneider1

ESTIMATE OF THE POTENTIAL GENERATION OF BIOMASS, METHANE AND ENERGY BY MAJOR ANIMAL BREEDING OF BRAZIL Recibido el 13 de julio de 2014; Aceptado el 27 de enero de 2015

Abstract Brazil’s participation on the international trade of animal protein grows every year, and inevitably, leads to worsening environmental problems. Due to that, the objective of this study was to quantify the manure generated by the livestock population (broilers, layers, swine and dairy cattle), methane production, energy potential and electric power from this biomass in the years 2008-2012. Data containing actual livestock population was obtained from Brazilian Institute for Geography and Statistics – IBGE. A methodology that considers the initial and final weight of the animal, as well as residence time, was developed to estimate waste generation. Methane production, energy potential and electric power were calculated based on bibliographic references. Methane production and potential energy produced were calculated based on bibliographic references. Results show an increase in animal production in the years analyzed, and consequently an increase in the generation of waste, methane, energy potential and electric power. The estimates indicate that the electric power produced, for example, would be enough to supply about 10% of the Brazilian residential demand of 2011. The results were quite significant, however, studies with a regionalized focus, for the implementation of individual or collective systems, should be encouraged.

Key-words: animal livestock, livestock waste, biodigestion, energy from biomass.

1 Instituto

de Saneamento Ambiental, Universidade de Caxias do Sul, Brasil – Consultoria Ambiental, Brasil *Autor corresponsal: Instituto de Saneamento Ambiental, Universidade de Caxias do Sul. Rua Francisco Getúlio Vargas, 1130.

Bloco G – Sala 206. Bairro Petrópolis, Caxias do Sul, Rio Grande do Sul CEP: 95070-560 – Brasil. Caixa Postal - 1352.

Email: dperesin@ucs.br 2 Ambiativa

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Resumo A participação do Brasil no comércio internacional de proteína animal vem crescendo a cada ano, trazendo consigo um agravamento dos problemas ambientais. Quantificar os dejetos gerados pela pecuária mais representativa do Brasil (aves de corte e postura, suínos e gado de leite), bem como metano, potencial energético e energia elétrica a serem gerados a partir desta biomassa nos anos de 2008 a 2012, foi o objetivo deste trabalho. O rebanho efetivo foi obtido junto Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística - IBGE. Para a estimativa de geração de dejetos foi desenvolvida uma metodologia que utiliza o peso inicial do animal, peso final e tempo de permanência. A produção de metano, potencial e energia elétrica foram calculados com base em referencial bibliográfico. Os resultados apontam para um aumento na produção animal nos anos analisados, e consequentemente um incremento na geração de dejetos, metano, potencial energético e energia elétrica. As estimativas realizadas indicam que a energia elétrica, por exemplo, seria suficiente para suprir aproximadamente de 10% da demanda residencial brasileira do ano de 2011. Os resultados mostraram-se bastante significativos, porém estudos com foco regionalizado para a implementação de sistemas individuais ou coletivos, devem ser incentivados.

Palavras chave: criação animal industrial, dejetos pecuários, biodigestão, energia elétrica.

Introdução A cada ano vem crescendo a participação do Brasil no comércio internacional de proteína animal, com destaque para a produção de carne bovina, suína e de frango, conforme informações Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento (MAPA, s.d.). Até 2020 segundo o MAPA, a expectativa é que a produção nacional de carne bovina supra 44.5% do mercado mundial, a carne de frango 48.1% e a carne suína 14.2%. No ano de 2012 o setor pecuário respondeu por 6.28% do PIB nacional (CEPEA/ESALQ, s.d.).

O aumento da produção animal no Brasil vem sendo possível, conforme informações da FAO (2006), pois os produtores aproveitam os baixos custos de produção alimentar para a pecuária, decorrentes da proximidade entre os estabelecimentos de produção animal, com as lavouras de milho e soja. Além disso, o crescimento da produção animal nos últimos anos decorre também das mudanças e modernização dos sistemas utilizados, que incluíram o modelo de produção industrial e o sistema de integração vertical.

Como características do modelo de produção industrial destacam-se a alta taxa de conversão alimentar e concentração de animais, mecanização e pouca mão de obra. No processo de integração vertical, os pequenos produtores são contratados por grandes fornecedores e/ou processadores, na qual todas as unidades de uma cadeia produtiva passam a ser controladas por uma única empresa (HSI, 2011). Em decorrência do incremento do rebanho animal e da concentração geográfica chamados clusters, ocorre o aumento da quantidade de dejetos em pequenas áreas que demandarão sistemas mais efetivos de tratamento, com vistas a reduzir impacto ambiental potencial associado.

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O crescimento acelerado da produção agropecuária levou ao agravamento dos problemas ambientais, tornando imprescindível o manejo dos dejetos e biogás gerado, nas análises setoriais do agronegócio. A composição do biogás pode variar de acordo com o tipo e a quantidade de biomassa empregada, fatores climáticos, dimensões do biodigestor, entre outros (Cervi et al., 2010). Quando as condições ambientais para o processamento de dejetos pelos microrganismos são atendidas, o biogás obtido é composto de uma mistura de gases, com cerca de 60 ou 65% do volume total sendo metano, enquanto os 35 a 40% restantes consistem principalmente de gás carbônico e de outros gases em quantidades menores (Seixas et al., 1980). O metano é produzido em condições anaeróbicas, enquanto as emissões de óxido nitroso ocorrem quando a amônia ou nitrogênio orgânico presentes no dejeto são convertidas em nitrato e nitrito (Ritter, 2005).

Existem também diferenças nas taxas de emissão de metano entre raças e tipos de animais, devido às diferenças no tamanho dos compartimentos gástricos e exigências nutricionais (Holter e Young, 1992). Devido ao seu alto poder calorífero o uso do metano na produção de eletricidade em uma usina térmica é incentivado pelo governo brasileiro. Conforme Programa das Nações Unidas para o Desenvolvimento (PNUD) e Ministério do Meio Ambiente (2010) o incentivo público para a elaboração e implantação de projeto de recuperação e queima de biogás são justificáveis sob a ótica do desenvolvimento sustentável. Hamed et al. (2012) reforça que a utilização da biomassa como recurso energético é de grande importância tanto para os países desenvolvidos, quanto em desenvolvimento. A produção de energia a partir de biomassa poderia fortalecer as economias rurais e transformá-las em atividades mais sustentáveis, gerar postos de trabalho nestas áreas e em caso de excedente, exportar esta energia para as áreas urbanas (Carpentieri et al., 1993; Bildirici, 2013). A utilização de biometano proveniente de biogestão em redes de gás já existentes pode oferecer ainda uma integração dessas áreas rurais às urbanas (Pantaleo et al., 2014).

Frente ao exposto, o objetivo deste trabalho foi quantificar os dejetos gerados pela pecuária mais representativa do Brasil (aves de corte e postura, suínos e vacas ordenhadas), bem como o metano, potencial energético e de energia elétrica a serem gerados a partir desta biomassa no período de 2008 a 2012.

Metodologia Estimativa da geração de dejetos O número efetivo do rebanho de aves (corte e postura), vacas ordenhadas e suínos, para o Brasil foram obtidos junto ao Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística - IBGE (dados de 2008 a 2012).

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Para a estimativa de geração de dejetos desenvolveu-se uma metodologia que utiliza como base os valores médios da massa inicial do animal (1º dia / kg na entrada do confinamento), massa final (kg na saída do confinamento) e tempo de permanência (período em que o animal permanece em confinamento). Com estas informações calcula-se a taxa de crescimento (TC), a massa do animal (MA) a cada dia durante o período de confinamento, a quantidade de dejetos gerados por dia (GD), a quantidade de dejetos gerados por Unidade Animal (GUA), o total de dejetos gerados durante um ano (GA), por rebanho e a soma total das criações (GT). As seis etapas que compõem o método proposto estão apresentadas a seguir e são aplicadas separadamente para cada rebanho.

1º etapa - Taxa de crescimento (TC): massa (kg.dia-1) obtida por animal/dia. Os valores utilizados nesta etapa para cada espécie estão apresentados na Tabela 1.

TC (kg.dia-1) = (massa final - massa inicial) / tempo de permanência 2º etapa - Massa do animal (MA): massa corporal do animal (kg), acumulada durante o período que permanece em confinamento.

MA (kg) = massa inicial + (TC * dia) (a taxa de crescimento vai sendo acumulada, conforme o período de permanência do animal) 3º etapa - Geração de dejetos em kg por animal.dia-1 (GD): quantidade de dejetos produzidos por dia, por unidade animal, em função de sua massa corporal. A quantidade de dejetos produzidos, em função da massa corporal, seguiu os valores propostos pela ASAE (2003) apresentados na Tabela 2.

GD (kg de dejetos em um dia) = MA.geração de dejetos do animal em um dia (ASAE, 2003) 4º etapa - Geração de dejetos por Unidade Animal (GUA): refere-se à quantidade de dejetos gerados por animal durante o tempo de permanência (soma do GD durante o período de permanência) GUA (kg no período de permanência)= soma (GD 1º dia + GD 2º dia + GD 3º dia + n) 5º etapa - Geração de dejetos em um ano (GA) por rebanho GA (kg.ano-1) = GUA.rebanho (quantidade de animais.ano-1).

6º etapa - Geração de dejetos total ano (GT) GT (kg.ano-1)= soma dos dejetos produzidos por cada rebanho em um ano (aves de corte + aves de postura + vacas ordenhadas + suínos)

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Tabela 1. Dados de massa inicial, final e tempo de permanência das criações, utilizados nos cálculos de estimativa de geração dos dejetos Aves de corte Aves de corte Aves de Vacas ordenhadas Suínos (mercado nacional) (exportação) postura Massa inicial 39 gr 1 39 gr 2 2,000 gr 3 450 kg (peso 1,100 gr 4 3 médio) Massa final 2,421 gr 1 1,200 gr 1 2,820 gr 3 90 kg 4 47 dias 1

Tempo de permanência

35 dias 1

413 dias 3

365 dias

135 dias 4

1 – Sordi, Souza e Magalhães (2004); 2 - Avila et al. (2006); 3 - USDA (1992); 4 - Amaral et al. (2006)

Tabela 2. Produção média de dejetos por kg de animal por dia Tipo de criação Unidade Aves de corte Aves de postura Vacas ordenhadas kg

0.085

0.064

0.086

Suíno 0.084

Fonte: Adaptada de ASAE (2003)

Estimativa da geração de metano A produção de metano através da biodigestão dos dejetos foi calculada com base no método utilizado pelo CENBIO (2012) adaptado de CETESB (1998). A equação proposta pelo referido método foi adequada às informações existentes, conforme apresentado na Equação 1:

=(

×

×

.

×

)

Equação (1)

Onde: Et: Esterco total [kg.esterco/ano] Pb: Produção de biogás [kg.biogás/kg.esterco]; Conc. CH4: Concentração de metano no biogás [%]; ME: Massa específico do metano (kg.m3)(igual a 0.716 kg.m3 - Domingues et al. (2013))

As taxas de geração de biogás e concentração de metano são apresentadas na Tabela 3.

Tabela 3. Valores para produção de biogás e metano Rebanho kg.biogás/kg.esterco Suínos 0.062 Vacas ordenhadas 0.037 Aves 0.055

Concentração metano no biogás (%) 66 60 60

Fonte: Motta, 1986

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Estimativa do potencial energético e energia elétrica A estimativa do potencial energético e energia elétrica, foi calculada utilizando a equação proposta por Domingues et al. (2013) (Equação 2):

=

.

× ,

× × ,

Equação (2)

Onde: Py: potencial energético no ano (MW); QCH4.y: quantidade de metano no ano (m³CH4.ano-1); PCICH4: poder calorífico inferior (MJ.m-3 de CH4) – 33.8 MJ.m-3 de CH4 (Reichert et al. 2004); E: eficiência de coleta do gás (35%); : eficiência elétrica (28%); 31,536,000: fator de conversão (segundos.ano-1)

Com os dados de potencial energético, calculou-se a energia elétrica, dividindo o valor da potência pelo número de horas de funcionamento do motor durante um ano (8,322 h.ano-1) descontadas as horas necessárias para a manutenção - , e pelos 12 meses do ano.

Os bovinos de corte, bastante representativos no cenário nacional não foram incluídos neste estudo, pois não existem dados do percentual de criação que ocorre em sistema confinado, semiconfinado ou extensivo.

Resultados e Discussão O rebanho animal do Brasil no período de 2008 a 2012, para as criações analisadas, estão apresentados na Tabela 4.

Tabela 4. Rebanho animal para o Brasil de 2008 a 2012 Aves de corte Aves de postura Ano (cabeças)¹ (cabeças)2 2008 4,811,998,627 207,711,504 2009 4,689,960,562 208,871,491 2010 4,900,296,578 210,761,060 2011 5,187,335,313 216,204,308 2012 5,142,967,128 213,230,493

Suínos (cabeças)¹ 28,816,982 30,917,200 32,500,871 39,306,718 35,989,286

Vacas ordenhadas (cabeças)¹ 21,585,281 22,435,289 22,924,914 23,229,193 22,803,519

Fonte: 1 – Pesquisa Trimestral de Abate Animal (IBGE; 2008a, 2009a, 2010a, 2011a, 2012a) 2 – Pesquisa Pecuária Municipal (IBGE; 2008b, 2009b, 2010b, 2011b, 2012b)

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Analisando a Tabela 4, observou-se que todos os rebanhos apresentaram uma tendência de aumento na produção de 2008 a 2011, sendo que o maior percentual foi verificado na criação de suínos, representando cerca de 25% neste período. Identificou-se ainda uma pequena redução no rebanho animal de todas as criações no ano de 2012, quando comparado a 2011. Segundo informações de IBGE (2013), neste período a atividade pecuária passou por aumento nos custos dos principais insumos de produção, tais como produtos veterinários, dificuldades de obtenção de milho e soja, importantes componentes da ração animal, sobretudo para avicultura e suinocultura. Os problemas tangenciaram a escassez de milho e soja, passando por dificuldades logísticas de distribuição.

Os rebanhos de aves de postura e vacas ordenhadas foram mais significativos na região Sudeste, enquanto na região Sul destacaram-se os rebanhos de aves de corte e suínos.

O total de dejetos gerados por cada uma das criações, nos anos avaliados, estão discriminados na Tabela 5.

Tabela 5. Geração total de dejetos por tipo de criação para o Brasil de 2008 a 2012 Vacas Aves de corte Aves de postura Suínos Ano ordenhadas (t.ano-1) (t.ano-1) (t.ano-1) (t.ano-1) 2008 16,415,588 9,988,321 14,995,205 304,902,887 2009 16,001,178 10,044,102 16,088,074 316,909,675 2010 16,763,135 10,134,966 16,912,153 323,825,873 2011 17,834,137 10,396,718 20,453,644 328,123,966 2012 17,688,702 10,253,715 18,727,385 322,111,108

Total de dejetos (t.ano-1) 346,302,001 359,043,029 367,636,127 376,808,465 368,780,910

Os dados apresentados na Tabela 5, indicam que o potencial total de geração de dejetos animais aumentou conforme o rebanho foi incrementado, chegando a 376,808,465 toneladas no ano de 2011. A região Sudeste foi a responsável pela maior geração de dejetos, sendo condizente com o tamanho dos rebanhos de aves de postura e foi o de vacas ordenhadas, como comentado anteriormente. O potencial mais significativo de geração de dejetos foi o de vacas ordenhadas, seguida pelos suínos e aves de corte. Deve-se considerar que a geração de dejetos pelas diferentes criações está diretamente relacionada ao tamanho do rebanho, porte do animal, tempo de permanência e quantidade de dejetos gerados por PV (kg/vivo).

Os dejetos suínos por serem líquidos e possuírem alta taxa orgânica (0.0031 kg DBO/kg PV) (ASAE, 2003), demandam amplos sistemas de armazenamento e tratamento, com períodos prolongados de detenção. Além disso, em decorrência do alto custo para serem transportados, frequentemente são aplicados próximos aos locais de criação, onde os solos já estão saturados.

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A Região Sul, em especial o estado de Santa Catarina, é a região que necessita de uma especial atenção em relação a esta questão.

A quantidade de dejetos gerados pelo rebanho de aves de postura, apesar de ser responsável pela menor porção de dejetos gerados no Brasil, apresenta elevado potencial orgânico (0.0033 kg DBO/kg PV) (ASAE, 2003), sendo importante que seja gerenciado adequadamente.

Pela análise da Tabela 5, observa-se que os dejetos das vacas ordenhadas em comparação com as outras categorias, tem o maior potencial para ser usado como fonte de energia limpa e adubo orgânico, especialmente na região Sudeste, onde é gerada a quantidade mais significativa.

O armazenamento inadequado perto de córregos e áreas residenciais é uma grande preocupação, devido ao potencial de poluição ambiental associada a estes dejetos, bem como biossegurança (Onurbaş e Türker, 2012). Said et al. (2013) cita que o manejo e armazenagem inadequada dos dejetos resulta na perda de matéria orgânica e poluição, já que poderiam ser utilizados como combustível, pela queima direta de dejetos em queimadores de baixa eficiência ou utilizados como adubo orgânico.

O potencial de geração de metano, a partir destes dejetos, está sistematizado e apresentado na Figura 1.

Figura 1. Síntese da geração de metano nas principais criações animais para o país nos anos de 2008 a 2012.

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Com a biodigestão dos dejetos produzidos, estimou-se uma geração potencial em média nos anos avaliados de 12,000 milhões de m3CH4.ano-1. O metano gerado a partir dos dejetos das vacas ordenhadas foi significativamente maior do que as demais criações nos 5 anos avaliados e nas 5 regiões brasileiras, seguida pelas criações de aves (corte e postura) e suínos. Os dejetos das vacas ordenhadas mostram-se como uma opção viável de geração de energia elétrica a partir da biomassa, por ser significativamente maior do que quando comparado as quantidades de m³CH4.ano-1 produzidos pelos suínos e aves.

Como comparativo citam-se os dados apresentados no documento “Estimativas anuais de emissões de gases de efeito estufa no Brasil” para o ano de 2010, o qual aponta a emissão de CH4 pelo manejo dos dejetos animais de suínos, aves e gado leiteiro de 560.5 GgCH4 (MCTI, 2013), ou 782 milhões m3CH4.ano-1. Enquanto que no ano de 2005, a geração foi de 450 GgCH4 (MCT, 2009), ou 628 milhões m3CH4.ano-1, demonstrando um aumento de 110.5 GgCH4 em 5 anos. Estas estimativas são aproximadamente 15 vezes menores do que os valores obtidos neste estudo, que foram de 12,000 milhões de m3CH4.ano-1. A discordância entre os valores obtidos pelas referências citadas e este estudo, pode ser explicada pelo emprego de diferentes metodologias.

Convém salientar que a geração de metano a partir do tratamento de dejetos altera ao longo do tempo em função de diversas variáveis. Enfatiza-se que os valores obtidos neste estudo são teóricos e podem ter variações dos valores potenciais em função da eficiência dos processos, tais como quantidade de carga, eficiência de conversão de energia, tipo de equipamento, temperatura de processo, além de atividades de manutenção e monitoramento. Deve-se considerar ainda, o porte e a localização das granjas e agroindústrias, os quais muitas vezes inviabiliza em termos econômicos a implantação de um sistema individual de biodigestão, sendo necessária a implantação de sistemas coletivos, o que demandaria estudos regionalizados de espacialização das atividades (IPEA, 2011).

Os resultados do potencial energético e energia elétrica pelas criações analisadas estão apresentadas na Tabela 6.

De acordo com a Tabela 6, a criação de vacas ordenhadas, concentrada principalmente nas regiões Sudeste e Sul, apresenta-se como a principal criação com potencial de geração de potencial energético e energia elétrica. Para estas regiões, os dejetos animais poderiam representar uma importante fonte para a produção de energia renovável.

No ano de 2011, segundo a Empresa de Pesquisa Energética - EPE (2012) o consumo final de energia nos setores industrial, residencial, comercial e público somou 480,120 GWh, enquanto somente no residencial somou 111,971 GWh. Sendo assim, por exemplo, a energia elétrica produzida a partir desta biomassa supriria cerca de 10% da demanda residencial do ano de 2011.

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Tabela 6. Estimativa da geração de potencial energético (GW.ano-1) e energia elétrica (GWh.ano-1) a partir do metano gerado pelos dejetos das aves (corte e postura), suínos e vacas ordenhadas para o Brasil, nos anos de 2008 a 2012 Vacas Total potencial Total energia Suínos Aves Ano ordenhadas energético elétrica (GW.ano-1) (GW.ano-1) (GW.ano-1) (GW.ano-1) (GWh.ano-1) 2008 0.090 0.128 0.993 1.211 10,090.05 2009 0.097 0.126 1.032 1.255 10,456.66 2010 0.102 0.130 1.055 1.287 10,723.28 2011 0.123 0.137 1.069 1.329 11,073.23 2012 0.112 0.135 1.049 1.296 10,798.27

Lima (2007) estimou que a população brasileira de suínos tenha gerado dejetos suficientes para se produzir cerca de 4 milhões de m³/dia de biogás. Esse biogás poderia gerar aproximadamente 2 milhões de kwh de energia elétrica por dia, o que representa 60 milhões de kwh por mês. Os valores apresentados pelo autor aproximam-se dos estimados por este estudo que variou aproximadamente entre 62 milhões kwh/mês-1 em 2008 e 85 milhões kwh/mês-1 em 2012, para a produção de suínos.

Na análise de diversos trabalhos relacionados à produção de energia a partir de biomassa, Bildirici (2013) verificou diversas teorias entre elas de que o incremento no uso de energia está relacionado ao crescimento econômico e de que existe uma relação bidirecional entre consumo de energia e aumento do Produto Interno Bruto (PIB). Além disso, segundo o mesmo autor, em países em desenvolvimento, a produção de energia a partir de biomassa moderna, pode fornecer uma base para o emprego e economia na área rural.

Considerações finais Os resultados deste, bem como de outros estudos, apontam que a problemática envolvendo a geração de dejetos pelas diferentes criações é decorrente das características do mesmo, especialmente em relação a alta concentração de matéria orgânica, grandes quantidades geradas em pequenas áreas e sistemas de tratamento inexistentes ou ineficazes.

O rebanho de vacas ordenhadas apresentou a maior geração de dejetos e potencial de produção de energia, representando mais de 86% da produção total de dejetos no Brasil, quando comparado às demais criações analisadas. O maior percentual desta geração, 89%, ocorreu na região Sudeste. Sendo assim, uma das possíveis soluções para a redução deste problema é a biodigestão destes dejetos, com a qual é possível produzir gás renovável, eletricidade, calor e um composto fertilizante estável, além de evitar a emissão de trilhões de m³ CH4.ano-1 e eliminar patógenos e odores.

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A estimativa do potencial de geração de energia elétrica a partir da biodigestão dos dejetos e efluentes das criações avaliadas (aves de corte e postura, suínos e vacas ordenhadas), por exemplo, seria suficiente para suprir aproximadamente de 10% da demanda residencial brasileira do ano de 2011. Considerando um consumo médio de 100 kWh.mês-1 por habitante, seria possível atender a uma população de 9,290,318 habitantes.mês-1.

Apesar das estimativas apontarem que a produção de metano e potencial de energia elétrica a partir dos dejetos das criações estudadas, ser bastante significativo, sugere-se a realização de outros estudos, que considerem o porte e a localização das granjas, com vistas a avaliar a viabilidade para a implantação de sistemas individuais ou sistemas coletivos de biodigestão.

Propõem-se ainda, que inicialmente a energia elétrica que seria produzida sirva para atender às necessidades dos empreendimentos e o restante transferido para a rede.

Agradecimentos Agradecemos ao Instituto de Pesquisa Econômica Aplicada – IPEA, pelo financiamento da pesquisa.

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica.

AGRUPAMENTO DA QUALIDADE DA ÁGUA DE POÇOS DE UM PEQUENO AQUÍFERO ALUVIAL: ESTUDO DE CASO DA BACIA DO RIACHO FORQUILHA EM QUIXERAMOBIMCE/BRASIL

*João Roberto Façanha de Almeida1 Horst Frischkorn1

GROUPING OF WATER QUALITY OF WELLS FROM A SMALL ALLUVIAL AQUIFER: A CASE STUDY OF THE FORQUILHA WATERSHED OF QUIXERAMOBIMCE/BRAZIL Recibido el 1 de agosto de 2014; Aceptado el 5 de febrero de 2015

Abstract In most arid and semi-arid areas, groundwater emerges as an important source of water for human consumption and small irrigation. In the semiarid region of the Northeast of Brazil, alluvial aquifers are presented as a water solution for small isolated communities distant from large urban centers. These aquifers have a moderate hydrogeological potential but water of excellent quality, in comparison with aquifers located in crystalline basement areas, predominant in the Brazilian Northeast. However, these alluvial aquifers are fragile and susceptible to degradation processes of its quality by human activities, climatic variations, or hydrogeological changes. A database consisting of 14 water samples of with hydrochemical analysis of the major ions (Ca2+, Mg2+, Na+, K+, Cl-, SO42- , and HCO3-) from wells distributed throughout the watershed studied, was used in the preparation of water classification diagrams. In addition, multivariate statistical analysis and reverse hydrogeochemical modeling were applied with the purpose of grouping the samples and the identification of the main aquifer recharge mechanisms in a non-rainy season. Satellite images (LandSat 5) were used for delimiting the watershed and alluvial aquifer. The results were interpolated generating maps of similarities of quality levels for human consumption and irrigation.

Key Words: multivariate statistical analysis, alluvial aquifer, Forquilha watershed, Brazilian northeast, PHREEQC. 1 Universidade Federal do Ceará, Brasil *Autor corresponsal: Departamento de Engenharia Hidráulica e Ambiental, Universidade Federal do Ceará, Bloco 713, Avenida Humberto Monte S/N Campus do Pici, Fortaleza – CE, Brasil. CEP 60451-970. Email: jr_ufc@yahoo.com.br

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Resumo Na maioria das zonas áridas ou semiáridas, a água subterrânea surge como uma importante fonte de recursos hídricos para usos como consumo humano e de pequenas irrigações. No semiárido do Nordeste brasileiro, os aquíferos aluviais apresentam-se como uma solução hídrica para pequenas comunidades isoladas dos grandes centros urbanos, pois possuem um moderado potencial hidrogeológico e água de excelente qualidade, quando comparada com a dos aquíferos localizados nas áreas de embasamento cristalino, que são predominantes na região Nordeste do Brasil. No entanto, estes aquíferos aluviais constituem recursos frágeis, sendo susceptíveis a processos de degradação da sua qualidade por ações antrópicas, variações climáticas ou modificações hidrogeológicas. Um banco de dados composto por 14 amostras de águas dos poços distribuídos ao longo da bacia hidrográfica estudada contendo análises hidroquímicas dos íons mais abundantes (Ca2+, Mg2+, Na+, K+, Cl-, SO42- e HCO3-) foi utilizado na elaboração de diagramas de classificação de águas, e análises estatísticas multivariadas e modelagens hidrogeoquímicas inversas foram aplicadas com os objetivos de realizar o agrupamento das águas e a identificação dos principais mecanismos de recarga do aquífero na época não chuvosa. Imagens de satélite (LandSat 5) foram utilizadas na delimitação da bacia hidrográfica e do aquífero aluvial. Os resultados foram interpolados gerando mapas de similaridades dos índices de qualidade para consumo humano e irrigação.

Palavras chave: análise estatística multivariada, aquífero aluvial, Bacia do Forquilha, nordeste do Brasil, PHREEQC.

Introdução Aproximadamente 75% do Estado do Ceará se encontram em áreas cristalinas, onde o solo que recobre essas rochas varia entre 0 e 4 metros de espessura (Leal, 1969); já os outros 25% são de coberturas sedimentares cenozóicas presentes principalmente no litoral cearense, na serra de Ibiapaba, com coberturas sedimentares paleozóicas, na chapada do Apodi, com coberturas sedimentares mesozóicas e na chapada do Araripe, com predominância de coberturas da era mesozóica, além da bacia do Iguatu, localizada no sertão central do Ceará, com coberturas predominantemente cenozóicas.

No entanto, em meio a áreas cristalinas, existem, ao longo das margens dos rios, riachos e nas desembocaduras dos cursos d'água, depósitos recentes de sedimentos inconsolidados, chamados de aluvião. Os aluviões são planos, possuem uma drenagem regular e são férteis devido às misturas de materiais diferentes, de primeira classe para a irrigação, sendo o melhor solo, física e quimicamente, de toda zona semiárida (Duque, 2001). A água armazenada nesses aquíferos aluviais é extremamente importante para algumas comunidades locais, devido à fácil explotação e à boa qualidade desse recurso quando comparada às águas armazenadas em fissuras e fraturas de rochas cristalinas (Silva Júnior et al., 1999; Lopes et al., 2008).

Entre os anos de 1998 e 2007, foram instalados, em aquífero aluvial, mais de 350 poços no município de Quixeramobim. Já exclusivamente na bacia do riacho Forquilha, área estudada nesta pesquisa, foram instalados, em aquífero aluvial, 192 poços no mesmo período (Burte, 2008). Os poços no aquífero aluvial presentes ao longo do riacho Forquilha possuem uma grande importância para as comunidades locais por serem, juntamente com os açudes 115

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distribuídos ao longo da bacia, as principais fontes de suprimento de água tanto para o abastecimento quanto para a agricultura em pequena escala.

Em geral, essas águas captadas nos poços monitorados da bacia do riacho Forquilha são de boa qualidade, no entanto é constatada em algumas épocas do ano uma grande variação em alguns parametros hidroquímicos entre poços muito proximos, onde alguns apresentam altos teores de sais dissolvidos. Com a finalidade de agrupar essas águas em termos de qualidade para sua melhor utilização, técnicas estatíticas multivariadas e modelagens de fluxo subterrâneo foram aplicadas.

Análises estatísticas de agrupamento hierárquico de dados de solos foram utilizadas por Feldhausen e Ali (1975) para classificarem e interpretarem fáceis sedimentares da Baía de Barataria em Louisiana, onde identificaram cinco tipos diferentes de sedimentos nas 69 amostras estudadas; Freire et al. (2014) identificaram em análises de agrupamento oito tipos de solos no Perímetro irrigado de Custódia, Pernambuco, Brasil. Dados hidroquímicos foram utilizados por Kamble e Vijay (2011) que classificaram 17 pontos de coletas de águas em três classes de poluição, sendo pouco, moderadamente e altamente poluídas, em uma região costeira de Mumbai, Índia; Hussain et al. (2008) examinando a qualidade da água para irrigação de uma área ao leste da Arábia Saudita, classificaram 17 amostras de água em três classes distintas, utilizando 23 parâmetros hidroquímicos; Arslan (2013) classificou em sua pesquisa as águas subterrâneas de uma área de planície ao norte da Turquia, que sofre com problema de intrusão marinha, em três classes distintas sendo água doce, água em processo de salinização e água salinizada; já Boyacıoglu et al. (2013) agruparam os íons semelhantes no estudo da qualidade de 22 amostras de águas utilizadas na investigação de prioridades no uso da água na bacia do Rio Gediz, Turquia.

Page et al. (2012) aplicaram a análise de componentes principais (ACP) para examinar a interação entre rio e aquífero aluvial no noroeste da Suíça. Evoluções nas concentrações de flúor desenvolvidas por Hu et al. (2013) e o do arsênio por Halim et al. (2010) foram identificadas com ACP, enquanto Villegas et al. (2013) identificaram pontos de intrusão marinha no aquífero Urabá – Colômbia e Kolsi et al. (2013) identificaram a importância da interação água-rocha, dos despejos domésticos e da irrigação na composição das águas subterrâneas em Hajeb Elyoun – Jelma, Tunísia.

A interação entre a água subterrânea e os minerais das rochas, bem como a evolução hidroquímica da água ao longo do seu caminho de fluxo, através dos processos de precipitação e dissolução, vem despertando o interesse de pesquisadores (Fernandes, 2007). O aplicativo PHREEQC Interactive é um software para simular reações químicas e processos de transporte em águas naturais ou poluídas. O programa é baseado na química do equilíbrio das soluções aquosas interagindo com minerais, gases, soluções sólidas, trocadores e sorção de superfícies, e 116

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também inclui a capacidade de modelar reações cinéticas com as equações de taxa que são completamente especificadas pelo usuário na forma de instruções básicas. A poderosa capacidade de modelagem inversa permite a identificação de reações que contam para as composições de água observada ao longo de um caminho de fluxo (Parkhurst e Appelo, 1999).

Diversos estudos utilizando o aplicativo PHREEQC e envolvendo a evolução geoquímica das águas localizadas em aquíferos aluviais foram desenvolvidos por Brown et al. (1998), Uliana e Sharp (2001), Machado et al. (2004) e Sharif et al. (2008).

Assim, o objetivo deste trabalho foi, por meio de estatística multivariada de análise de agrupamento hierárquico (AAH), de análise de componentes principais (ACP) e da modelagem geoquímica inversa, definir classes de águas presentes nos poços perfurados ao longo da aquífero aluvial, identificar com base nas análises hidroquimicas nos íons mais abundantes os principais mecanismos de recarga do aquífero e representar através de sistema de informação geográfica (SIG) a distribuição espacial dos índices de qualidade.

Metodologia A bacia hidrográfica do riacho Forquilha localiza-se a sudoeste do município de Quixeramobim no Estado do Ceará, Brasil (figura 1) e estende-se por trinta quilômetros de comprimento, onde habitam cerca de 800 famílias, compondo 17 comunidades de pequenos produtores rurais (Jacob e Brandão, 2006) que cultivam principalmente milho e feijão. A bacia está localizada em área de rochas cristalinas, com depósitos aluviais dispersos que podem representar uma área de aproximadamente 5.6 km².

Esses depósitos aluviais possuem profundidade média de 6.8 m e nível piezométrico de aproximadamente 2.8 m, e estão neles alocados poços manuais tubulares rasos com mesma profundidade média, explorando o manancial hídrico subterrâneo para uso em pequenas irrigações com vazões médias de 16 m³/h.

Na bacia do riacho Forquilha encontram-se quatro açudes principais, sendo eles: Lagoa Cerada, Riacho Verde, Jardim e Riacho do Algodão. Utilizando 13 amostras de águas dos quatro açudes coletadas no período de estiagem, foi obtida uma composição média da característica físicoquímica das águas armazenadas nesses açudes reservatórios.

Para a realização dos estudos na bacia do riacho Forquilha, foram utilizadas 14 análises hidroquímicas, sendo 13 de águas de poços presentes no aluvião ao longo do riacho Forquilha e uma referente à média encontrada nos açudes que alimentam o riacho, realizando a recarga do aquífero aluvial em períodos de estiagem.

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Figura 1. Localização da bacia do riacho Forquilha e dos poços distribuídos ao longo do aquífero aluvial

Esses depósitos aluviais possuem profundidade média de 6.8 m e nível piezométrico de aproximadamente 2.8 m, e estão neles alocados poços manuais tubulares rasos com mesma profundidade média, explorando o manancial hídrico subterrâneo para uso em pequenas irrigações com vazões médias de 16 m³/h.

Na bacia do riacho Forquilha encontram-se quatro açudes principais, sendo eles: Lagoa Cerada, Riacho Verde, Jardim e Riacho do Algodão. Utilizando 13 amostras de águas dos quatro açudes coletadas no período de estiagem, foi obtida uma composição média da característica físicoquímica das águas armazenadas nesses açudes reservatórios.

Para a realização dos estudos na bacia do riacho Forquilha, foram utilizadas 14 análises hidroquímicas, sendo 13 de águas de poços presentes no aluvião ao longo do riacho Forquilha e uma referente à média encontrada nos açudes que alimentam o riacho, realizando a recarga do aquífero aluvial em períodos de estiagem.

Todos os dados utilizados nesta pesquisa passaram pelos seguintes critérios de seleção: i) exclusão de dados no período chuvoso: o estudo se baseou no período não chuvoso. Desta forma, os dados obtidos para o meses chuvosos foram descartados, pois os efeitos da diluição com água de recarga poderiam levar a médias menores do que as realmente encontradas nos poços do aquífero aluvial nos períodos não chuvosos; ii) balanço iônico: em uma análise hidroquímica completa, a concentração (em meq/L) total de íons positivos (cátions) deve ser aproximadamente igual à concentração de íons negativos (ânions). O desvio percentual desta 118

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igualdade é determinado pelo coeficiente de erro da análise. Os erros admitidos nesta pesquisa foram de até 10%. Os dados dos reservatórios tiveram uma tolerância maior por se tratarem de águas pouco mineralizadas. Os dados são apresentados na tabela 1.

Tabela 1. Valores das variáveis para as observações (CE em µS/cm e concentrações dos íons em mg/L) Observações

CE

Ca2+

Mg2+

Na+

K+

Cl-

SO42-

HCO3-

Açudes P10 P27 P38 P51 P60 P68 P86 P92 P104 P111 P114 P133 P136

361.9 1090.0 435.0 1170.0 928.0 736.0 1242.0 1298.0 1160.0 1368.0 937.0 1203.0 1297.0 1491.0

22.0 30.4 22.4 39.2 42.4 28.8 56.8 36.0 40.0 68.2 38.7 49.6 31.2 35.2

16.0 72.5 23.0 44.2 40.3 36.5 55.0 51.8 39.6 67.6 38.2 66.2 45.1 66.7

31.0 87.1 30.1 143.1 103.7 73.1 117.3 154.8 144.7 120.7 104.8 110.4 172.3 167.0

13.5 1.8 6.8 2.5 3.7 7.1 7.1 5.3 4.9 11.1 11.7 1.8 5.9 6.1

47.1 167.6 54.3 178.9 113.1 106.9 243.7 233.4 206.1 239.9 152.0 191.7 234.4 321.8

4.2 31.9 5.4 20.6 21.0 9.7 12.5 45.2 29.9 46.8 25.8 29.7 5.5 15.9

134.8 409.1 175.0 420.2 398.0 295.7 363.5 372.1 342.6 419.0 340.1 415.7 391.8 373.4

Análises estatísticas multivariadas A análise estatística de agrupamento hierárquico, também conhecida como análise de conglomerados, classificação ou cluster, tem como objetivo dividir os elementos da amostra, ou população, em grupos de forma que os elementos pertencentes a um mesmo grupo sejam similares entre si com respeito às características, que são as variáveis de cada elemento.

O agrupamento dos elementos é realizado de acordo com as distâncias de dissimilaridade, produzindo um dendrograma onde as amostras semelhantes são agrupadas entre si. A interpretação do dendrograma é: quanto menor a distância entre os elementos, maior a semelhança entre eles. Os dendrogramas apresentam os elementos e os respectivos pontos de fusão ou divisão dos grupos formados em cada estágio (Ferreira, 1996) e são especialmente úteis na visualização dos elementos semelhantes que possuem dimensão maior do que três, onde a representação em gráficos convencionais não é possível.

Existem muitas maneiras de serem medidas as dissimilaridades entre elementos, como, por exemplo, a distância generalizada ou ponderada, distância de Minkowsky, coeficiente de concordância simples, coeficiente de concordância positiva, coeficiente de concordância de Jaccard, que podem ser encontradas na literatura (Rencher, 2002; Mingoti, 2005; Härdle e Simar, 2007).

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Nesta pesquisa, foi utilizada a distância euclidiana, que é uma das técnicas mais utilizadas em análise de agrupamentos hierárquicos (Gauch, 1982). A distância euclidiana entre os elementos P = (p1, p2, ... , pn) e Q = (q1, q2, ... , qn) em um espaço n-dimensional é obtida pela seguinte equação: n

DE ( P , Q ) 

( p1  q1 ) 2  ( p 2  q 2 ) 2  ...  ( p n  q n ) 2 

(p

i

 qi )2

Equação (1)

i 1

Onde: DE (P,Q): Distância Euclidiana entre os elementos P e Q

As técnicas hierárquicas aglomerativas são realizadas por sucessivas fusões, onde iniciam com tantos grupos quanto aos objetos, ou seja, cada objeto forma um agrupamento. Inicialmente, os objetos mais similares são agrupados e fundidos formando um único grupo. O processo é repetido, e com o decréscimo da similaridade, todos os subgrupos são fundidos, formando um único grupo com todos os objetos (Ferreira, 1996).

Existem diversas técnicas hierárquicas aglomerativas, como: ligação simples (single linkage), ligação completa (complete linkage), média das distâncias (average linkage), método do centroide (centroid method) e método de Ward.

O método de Ward foi a técnica utilizada nesta pesquisa e baseia-se na análise de variância, agrupando os elementos em grupos nos quais promovem a menor variância intra-grupo. Essa técnica é chamada também de “Mínima Variância” e os princípios em que a técnica se fundamenta são: i) cada elemento é considerado um único conglomerado e ii) em cada passo do algoritmo de agrupamento, calcula-se a soma de quadrados dentro de cada conglomerado, onde esta soma é o quadrado da distância euclidiana de cada elemento amostral pertencente ao conglomerado em relação ao correspondente vetor de médias do conglomerado (Mingoti, 2005).

O procedimento da análise de agrupamento aplicado nesta pesquisa seguiu o seguinte roteiro: i) coleta e seleção dos dados e variáveis: tratamento dos dados; ii) construção da matriz nlinhas x mcolunas (onde n são os elementos e m são as análises hidroquímicas); iii) escolha da medida de dissimilaridade: distância euclidiana; iv) escolha do método de agrupamento para a construção do dendrograma: método de Ward; e v) interpretação do significado dos grupos: interpretação dos dendogramas.

Segundo Landim (2002), a análise de componentes principais é o mais antigo método de ordenação estatística, sendo o mais conhecido com diversas aplicações em geologia, e define como sendo simplesmente o cálculo de coeficientes de correlação entre variáveis. Assim, os objetivos dessa análise foram: i) reduzir a dimensão original das n variáveis de cada observação, gerando coeficientes de correlação; e ii) facilitar a interpretação do domínio de observações, 120

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identificando grupos de águas e seus principais componentes de qualidade. Foi utilizado o software XLSTAT 2014 nas análises de agrupamento hierárquico e de componentes principais.

Diagramas e representação espacial O diagrama de Piper foi utilizado na classificação e comparação de diferentes grupos de águas quanto à predominância de cátions e ânions. Nos triângulos dos cátions e dos ânions são plotadas as proporções dos cátions (rNa ++K+, rCa2+ e rMg2+) e dos ânions (rCl-, rHCO3- e rSO42-), mostrando assim as proporções relativas dos íons principais e não suas concentrações absolutas. No losango, são combinadas as informações dos dois triângulos, dando assim o tipo da água analisada.

O uso da água subterrânea na irrigação depende de alguns fatores, entre eles: a salinidade da água e a proporção de sódio em relação a outros cátions Ca2+ e Mg2+. Deste modo, foi usado nas áreas estudadas as medidas propostas pelo United States Salinity Laboratory – USSL para classificar e comparar a qualidade das águas para uso na irrigação. A medida consiste em relacionar os valores dos cátions Na +, Ca2+ e Mg2+, em meq/L, de acordo com a equação 2. Os valores obtidos são chamados de razão de adsorção de sódio – RAS, que mede o risco de sódio.

Quanto maiores os valores de condutividade elétrica e de RAS, menos adequada é a água para a irrigação. Porém, águas com concentrações iônicas muito baixas podem ser prejudiciais aos solos devido ao potencial de dissolução do sódio. rNa 

RAS  (rCa

2

Equação (2) 2

 rMg ) 2

Onde: RAS = Razão de Adsorção Sódio

Para realizar a representação espacial dos índices de qualidade de água encontrados na área estudada, foi utilizado um conjunto de imagens LandSat 5 que possui sete imagens de bandas espectrais diferentes e uma de Modelo Digital de Elevação – DEM, para que fossem delimitados a área da bacia hidrográfica, os cursos d’água e área aluvial do rio Forquilha. Para delimitar a área aluvial, foram gerados buffers com largura média de 250 metros e inclinação máxima para extração das áreas aluvias de 4%, como sugeridos por (Burte, 2008) para o aluvião do rio da bacia hidrográfica estudada.

Modelagem geoquímica inversa No período de estiagem, a liberação de água a partir dos açudes se tornou a principal forma de recarga do aquífero aluvial. Neste sentido, a modelagem hidrogeoquímica inversa aplicada nesta pesquisa por meio do software PHREEQC 2.15.0 (Parkhurst e Appelo, 1999), consistiu em encontrar um conjunto de transferências molares de minerais, gases e íons metálicos, através 121

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de processos de dissolução e precipitação, necessárias para a obtenção da composição média dos sais dissolvidos de uma água observada em um determinado ponto do aquífero aluvial (poços de observação), a partir de uma composição média das águas dos açudes, que são as fontes de recarga do aquífero no período de estiagem. As simulações foram feitas para os poços constantes na tabela 1.

Resultados e discussões A técnica de agrupamento hierárquico interliga as amostras por suas associações, produzindo um dendrograma onde as amostras semelhantes, segundo as variáveis escolhidas, são agrupadas entre si. A suposição básica de sua interpretação é que quanto menor a distância entre os pontos, maior a semelhança entre as amostras. Os dendrogramas são especialmente úteis na visualização de semelhanças entre amostras ou objetos representados por pontos em espaço com dimensão maior do que três, onde a representação de gráficos convencionais não é possível.

Nos dendrogramas gerados é possível identificar a formação de três classes de águas distintas, divididas entre águas de baixa (classe C1: Açude e P27), média (classe C3: P60, P51 e P111) e alta mineralização (classe C2: P10, P92, P38, P114, P136, P104, P68, P86 e P133), como mostrado na figura 2.

(A)

(B)

Figura 2. Dendrograma de dissimilaridade entre os poços aluviais e os açudes (A) e Dendrograma de dissimilaridade entre os centroides dos grupos (B)

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Na classe C1 de agrupamento, podemos observar que a água do poço P27 se classifica como água de açude, já que a dissimilaridade calculada é de aproximadamente zero. O poço P27 é sensivelmente influenciado pelas liberações de água do açude Riacho Verde, reservatório mais próximo a montante, que libera água em períodos de estiagem. Essas duas observações possuem menores valores de mineralização.

A classe C2 de agrupamento possui o maior número de poços e, apesar de consistir em apenas uma categoria de águas, para uma melhor interpretação dos dados, essa classe foi divida em duas, sendo classe C2I: P10, P92, P38 e P114 e classe C2II: P136, P104, P68 P86 e P133. A classe C2I se caracteriza por águas mais empobrecidas nos valores de minerais dissolvidos e de menores riscos de sodicidade para irrigação, em relação às águas da classe C2II. No gráfico de ACP (figura 3), podemos observar que as águas da classe C2I estão registrando valores negativos quanto ao fator F2, caracterizando águas mais empobrecidas nos íons K+, Ca2+, SO42-, enquanto possuem menores valores de fator F1, caracterizando águas menos enriquecidas nos íons Mg 2+, Cl-, HCO3-. O poço P104, representante da classe C2II, possui altos valores da componente F1, o que lhe confere altos índices de sódio dissolvido em suas águas, o que é implica a possibilidade de algum risco de sodicidade desse grupo de águas para a irrigação.

Figura 3. Análise de componentes principais das observações em relação aos fatores F1 e F2

A classe C3 se apresenta como uma classe intermediária entre águas da classe C1 e classe C2, o que implica em possíveis pontos com maiores índices de recarga por água liberadas dos açudes nos períodos de estiagem. Esses pontos possuem condutividades elétricas moderadas e baixos riscos de sodicidade.

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Os poços P133 e P136 são muito próximos geograficamente, explicando assim a grande semelhança na composição química de suas águas. No entanto, os poços P60 e P68, apesar de serem próximos foram agrupados em classes distintas, apresentando assim uma grande dissimilaridade. Uma falta de conexão entre esses poços ou uma contaminação por água rica em sais oriunda de uma fissura do embasamento cristalino a montante de P68 e a jusante de P60 explicaria essa elevação significativa da condutividade elétrica de P60 (CE = 736 µS/cm) para o P68 (CE = 1242 µS/cm) em poucos metros de distancia.

Os poços P38 e P51, apesar de próximos, também apresentaram grande dissimilaridade.

Pequenos vazamentos no reservatório Lagoa Cercada, que está localizado entre os dois poços, podem ser a causa da diluição e diminuição na concentração dos sais de P38 (CE = 1170 µS/cm) para o P51 (CE = 928 µS/cm).

Pela classificação proposta pela United States Salinity Laboratory – USSL, águas com condutividades elétricas entre 250 e 750 µS/cm são águas de médio risco de salinidade, podendo ser usada sempre que houver um moderado grau de drenagem. Já águas de 750 a 2250 µS/cm são classificadas como de alto risco, não sendo recomendadas para solos com deficiência de drenagem, e podendo ser usadas somente para irrigação de plantas com boa tolerância aos sais. Quanto ao risco de sódio, todas as amostras estão classificadas em baixo risco, no entanto algumas se aproximam de médio risco, como as dos poços da classe C2II.

Figura 4. Diagramas de Piper das amostras dos poços do aquífero aluvial 124

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No aquífero aluvial, as águas são em maioria bicarbonatadas mistas, assim como as águas dos açudes. Porém existem algumas amostras com predominância do tipo cloretada-sódica e cloretada-magnesiana, semelhante às águas encontradas no aquífero fissural da região. Em relação aos cátions, 54% são de águas mistas, 38% sódicas e 8% magnesianas. Já em relação aos ânions, 54% das águas são bicarbonatadas, 23% cloretadas e 23% mistas (figura 4).

Segundo vários autores a tolerância à salinidade e/ou sodicidade varia de cultura para cultura e, dentro de uma mesma espécie (Gervásio et al., 2000). Por isso é necessário um estudo específico para a utilização das águas do aquífero aluvial para a irrigação, verificando as culturas e espécies com mais tolerância às águas salobras, visto que altos teores de sais nas águas de irrigação às tornam tóxicas para as plantações, afetando diretamente o seu crescimento. Além disso, é necessário um cuidado especial no manejo das águas de irrigação, a fim de evitar uma concentração dos sais da água no solo, por evaporação da água acumulada devido a um sistema de irrigação e drenagem não muito eficientes. Distribuições espaciais da condutividade elétrica e do RAS nas águas aluviais estão apresentadas na figura 5.

Figura 5. Distribuição espacial da condutividade elétrica e da razão adsorção sódio – RAS no aquífero aluvial do riacho Forquilha.

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As simulações obtidas pelo aplicativo PHREEQC apresentam as transferências molares para o processo de evolução na concentração dos sais, onde valores positivos descrevem dissoluções, enquanto valores negativos, precipitações. Os resultados estão apresentados na tabela 2.

Tabela 2. Transferências molares das fases reativas (mmol/L) Fase

Fórmula química P10 P27 P38 P51 P60 P68 P86 P92 P104 P111 P114 P133 P136

CaX2

CaX2

-5.1 -0.9 -5.1 -4.4 -2.9 -3.1 -4.1 -3.6 -4.0

-3.3

-5.4

-4.3

-4.2

MgX2

MgX2

2.2 0.4 1.1 1.3 0.9 0.0 0.0 0.0

0.0

0.1

1.9

0.0

0.0

NaX

NaX

5.9 1.0 4.4 3.0 3.9 3.5 5.3 7.2

4.5

3.7

3.2

8.5

8.3

KX

KX

0.0 0.0 3.5 3.1 0.0 2.6 2.9 0.0

3.5

2.5

3.8

0.0

0.0

CH4(g)

CH4(g)

-0.2 0.0 -0.1 -0.1 0.0 -0.1 -0.3 -0.2 -0.3

-0.2

-0.2

0.0

-0.1

CO2(g)

CO2(g)

6.8 0.9 8.5 7.9 3.4 5.8 5.6 6.3

7.8

5.4

8.2

5.7

7.2

Sulfur

S

0.3 0.0 0.1 0.2 0.1 0.1 0.4 0.3

0.4

0.2

0.3

0.0

0.1

Albita

NaAlSi3O8

-3.4 -0.6 0.0 0.0 -2.0 0.0 0.0 -2.6

0.0

0.0

0.0

-3.0

-3.0

Anortita

CaAl2Si2O8

5.4 1.0 5.4 4.9 3.1 4.0 4.5 4.1

5.2

3.7

6.0

4.5

4.5

K-feldspato

KAlSi3O8

3.4 0.6 0.0 0.0 2.0 0.0 0.0 2.6

0.0

0.0

0.0

3.0

3.0

K-mica

KAl3Si3O10(OH)2

-3.6 -0.6 -3.6 -3.3 -2.0 -2.7 -3.0 -2.7 -3.5

-2.5

-4.0

-3.0

-3.0

O poço P27 apresentou as menores taxas de trocas de fases reativas. O processo de dissolução e precipitação de minerais acontece em valores muito baixos, mostrando que o processo de recarga nesse ponto do aquífero acontece rapidamente, com pequeno tempo de contato aguarocha no caminho de fluxo. Os resultados das análises estatísticas de agrupamento hierárquico e de componentes principais mostraram resultados semelhantes, onde as águas do poço P27 possuíam características semelhantes às águas dos açudes, sem mudanças significativas das características hidroquímicas entre elas.

Outro processo considerado na simulação hidrogeoquímica, além daqueles de dissolução e precipitação descritos na metodologia, é o processo de troca iônica entre íons metálicos adsorvidos em argilas devidos principalmente à presença de arenitos argilosos no terreno aluvial. Desta forma, admitiu-se trocas entre os íons Ca2+, Mg2+ e Na+, tendo como substrato a argila, representada pelo “elemento químico” X nas equações 3, 4 e 5.

Ca2+ + 2X−  CaX2; K = 100.8

Equação (3)

Mg2+ + 2X−  CaX2; K = 100.6

Equação (4)

Na+ + X−  NaX; K = 100 = 1

Equação (5)

126

Vol. 8, No. 1, 114 – 130 6 de abril de 2015

As áreas dos poços P10, P38, P51, P60 e P114 foram as que mais evidenciaram essas trocas catiônicas, tendo em geral a precipitação de cálcio, com formação de material argiloso, e dissolução de magnésio e sódio, enriquecendo as águas com esses cátions.

Exceto nos pontos P27 e P133, pequenas liberações de gás metano acontecem ao longo do aquífero, e isso decorre da decomposição anaeróbia de substâncias orgânicos inseridas nos solo e lixiviadas para o aquífero aluvial, enquanto uma pequena parcela de enxofre, que é fixada pelas plantas, também é lixiviada para o aquífero, provocando um incremento desse elemento nas águas aluviais.

A elevada presença do ânion bicarbonato nas águas aluviais se deve à presença e dissolução do CO2 do solo, como visto na tabela 2, que proporciona a ocorrência de três importantes reações: i) dissolução do gás carbônico na água (equação 6), ii) interação do gás dissolvido com a água produzindo ácido carbônico (equação 7) e iii) dissociação do ácido carbônico em água, originando carbonatos e bicarbonatos (equação 8). O H+ transfere-se então para a fase sólida do solo e libera um cátion trocável, que é lixiviado com o bicarbonato (HCO3-).

CO2(g)  CO2(aq); K = 10−1.4

Equação (6)

CO2(aq) + H2O  H2CO3, K = 10−2.8

Equação (7)

H2CO3  H+ + HCO3-; 2H+ + CO3-2, K = 10-16.7

Equação (8)

As demais reações das fases reativas verificadas ao longo do caminho do fluxo da bacia pelo aplicativo PHREEQC foram a dissolução da anortita e do K-feldspato (equações 9 e 10) e precipitação da albita e K-mica (equações 11 e 12).

CaAl2Si2O8 + 8 H2O  Ca+2 + 2 Al(OH)4- + 2 H4SiO4; K = 10-19.7

Equação (9)

KAlSi3O8 + 8 H2O  K+ + Al(OH)4- + 3 H4SiO4; K = 10-20.6

Equação (10)

NaAlSi3O8 + 8 H2O  Na+ + Al(OH)4- + 3 H4SiO4; K = 10-18

Equação (11)

KAl3Si3O10(OH)2 + 10 H+  K+ + 3 Al+3 + 3 H4SiO4; K = 1012.7

Equação (12)

Conclusões As águas do aquífero aluvial possuem características de águas salobras, com exceção do poço P27 que teve a classificação de água “doce”. A condutividade elétrica esta acima do valor máximo permitido para água potável em 75% das amostras dos poços ao longo do aquífero aluvial, o que resulta em águas impróprias para o consumo humano.

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Vol. 8, No. 1, 114 – 130 6 de abril de 2015

Para a irrigação, apenas dois pontos do aquífero aluvial foram classificados como sendo de risco médio de salinização. Na maior parte do aquífero existe um alto risco de salinização do solo o que acarreta restrições quanto à escolha das culturas a serem cultivadas na área. O risco de sódio trocável foi classificado como sendo baixo em todo o aquífero, no entanto alguns pontos estão muito próximos do nível de médio risco de sodicidade. Um pequeno aumento do RAS das águas do aquífero afetaria o crescimento e o desenvolvimento das principais culturas da região, milho e feijão, que são sensíveis aos altos teores de sódio.

A maioria das simulações apresentou trocas catiônicas de CaX2, MgX2, NaX e KX, além de precipitações de K-mica e albita e dissoluções de anortita e K-feldspato, evidenciando a ação intempérica das águas sobre as rochas. Em todas as simulações, ocorreu dissolução de CO2, o que explica os altos valores de bicarbonato nas águas aluviais, dando a essas águas a classificação de águas bicarbonatadas.

As análises estatísticas multivariadas mostraram-se ferramentas poderosas na classificação das águas e na investigação de pontos de possíveis contaminações de águas oriundas de fendas do cristalino, bem como na identificação de pontos de maior taxa de recarga a partir das liberações de águas dos açudes. Já a modelagem geoquímica inversa, obtida com o software PHREEQC, mostrou-se uma importante ferramenta no estudo da dissolução e precipitação de sais das rochas nas áreas estudadas, sendo a ferramenta mais efetiva no estudo da evolução hidroquímica das águas subterrâneas.

Agradecimentos Ao Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico – CNPq e à Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior – Capes, pelo apoio financeiro, e à Fundação Cearense de Meteorologia e Recursos Hídricos – FUNCEME, pelo apoio logístico nas diversas visitas à área de estudo.

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Vol. 8, No. 1, 131 – 146 6 de abril de 2015

REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica.

PROGRAMAS DE SEGURANÇA DA ÁGUA: CONCEITOS E PRÁTICAS WATER SECURITY PROGRAMS: CONCEPTS AND PRACTICES

*Maria Inês Teixeira Pinheiro1 José Nilson B. Campos2 Ticiana M. de Carvalho Studart2 Renata Mendes Luna2 Emília Maria Alves Santos1

Recibido el 20 de agosto de 2014; Aceptado el 9 de marzo de 2015

Abstract The study on water safety, emphasizing the watershed, shows the emergence of another culture of understanding, and involving various segments of society. Although water safety should address in an integrated manner, historically, the focus in the semiarid region of Brazil was on the quantitative aspects. The water quality management was restricted to industrialized humid regions, in the South and Southeast regions. The search to ensure water for society, in appropriate quantity and quality, involves identifying the role of government agencies (federal, state and municipal) in charge of the process. The paper presents conceptual basis of water quality, pollution, possible pollution sources of contamination of water bodies and safety of water quality. Some national and international practices of security of water quality are also described.

Key Words: watershed, water quality, water safety.

1 Gerencia

de Química e Meio Ambiente, Instituto Federal de Educação, Ciência e Tecnologia do Ceará, Brasil. de Engenharia Hidráulica e Ambiente, Universidade Federal do Ceará, Brasil. *Autor corresponsal: Gerencia de Química e Meio Ambiente, Instituto Federal de Educação, Ciência e Tecnologia do Ceará. Rua Núbia Barrocas, 1.260 – Parque Manibura, Fortaleza, Ceará. CEP 60.821-770. Brasil. Email: inestpinheiro56@gmail.com

2 Departamento

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Vol. 8, No. 1, 131 – 146 6 de abril de 2015

Resumo O estudo sobre a segurança da água, dando ênfase à bacia hidrográfica, mostra o surgimento de outra cultura de entendimento, envolvendo vários segmentos da sociedade. Embora a segurança da água deva abordar, de maneira integrada, os aspectos quantitativos e qualitativos da água, no Brasil dá-se ênfase, principalmente, aos aspectos quantitativos. A gestão da qualidade da água é restrita, de uma maneira geral, às regiões onde não existe, historicamente, a escassez quantitativa por questões climáticas – regiões Sul e Sudeste. A busca para assegurar água para a sociedade, em quantidade e qualidade adequadas, passa pela identificação do papel dos órgãos públicos (federais, estaduais e municipais) responsáveis pelo processo. O artigo traz base conceitual de qualidade da água, poluição, fontes de poluição possíveis de contaminação de corpos hídricos e segurança da qualidade da água e cita algumas práticas nacionais e internacionais de segurança da qualidade da água.

Palavras chave: bacias hidrográficas, qualidade de água, segurança de água.

Introdução Um dos principais desafios do Século XXI é a mudança no sistema de valores que determina a economia global. Reorganizar o mundo, segundo um conjunto de crenças e valores diferentes, visando não só ao bem-estar das organizações humanas, mas também sua sobrevivência e sustentabilidade, é condição imperiosa para o equilíbrio da vida na Terra (Capra, 2002).

O balanço adequado entre a oferta e a demanda dos recursos ambientais, sejam eles naturais (ar, água, solo, fauna, flora entre outros), econômicos e/ou socioculturais, é importante para humanidade, pois visa a diminuir seus reflexos na vida do ser humano permitindo minimizar os conflitos de seus usos. A responsabilidade desta tarefa caberá aos segmentos sociais, aos usuários, às entidades a eles ligadas, sistematicamente organizadas ou não, e ao poder público, visando ao seu inventário, uso e proteção adequada, de modo a permitir seu almejado equilíbrio (Silva et al., 2000).

No caso da água, a sociedade percebe, cada vez mais, a necessidade de se realizar a gestão, considerada não só o corpo hídrico, mas também toda a bacia hidrográfica e os seus aspectos ambientais.

Consoante Rebouças (1997), o comportamento humano agrava os efeitos das secas e das enchentes pelo desmatamento, ocupação das várzeas dos rios, impermeabilização do solo, lançamento de esgoto não tratado nos rios e desperdício das águas. É também de origem social a atitude político-científica diante da questão, na qual pode prevalecer uma visão distorcida da realidade.

Nessas condições, a avaliação do problema da água de uma dada região já não pode se restringir ao simples balanço entre oferta e demanda, mas, também ao aspecto qualitativo.

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No Brasil, a preocupação com a segurança hídrica, ou da água, sempre é associada à quantidade. O cuidado com a qualidade das águas foi mais direcionado para as regiões Sul e Sudeste do País.

No Nordeste semiárido, em razão da grande variabilidade espacial e temporal das precipitações, a gestão de águas focou, ao longo da sua história, no incremento da oferta hídrica (Souza Filho et al., 2013, p.13), deixando em segundo plano a qualidade. O crescimento populacional, entretanto, e o desenvolvimento econômico da região verificado nas últimas décadas, associados à falta ou à inadequada infraestrutura de saneamento, a inexistência ou precariedade dos sistemas de tratamento das águas residuárias e dos resíduos sólidos, tanto na zona urbana como na rural e, ainda, a degradação das nascentes e das margens dos mananciais, os usos constantes de fertilizantes e agrotóxicos e o uso e ocupação do solo de maneira inadequada formam um conjunto de agentes de risco que comprometem a água disponível, principalmente, para consumo humano.

No caso de reservatórios, principal fonte hídrica do semiárido, os desafios inerentes à gestão da qualidade de suas águas passam pela bacia de contribuição do açude, e requerem ações de planejamento territorial, organização do planejamento urbano, recuperação e proteção das áreas marginais aos corpos d´águas, entre outras, associadas a programas de controle da qualidade da água, que identifiquem as possíveis causas de poluição, determinem as metas a serem atingidas, monitorando e avaliando as atividades em execução com o intuito de alcançar os objetivos previstos. Tais ações se tornam ineficazes, caso não haja participação consciente da sociedade. Resta cada vez mais frequente a necessidade de intervenção do Ministério Público, instituição independente, essencial à função jurisdicional do Estado, que tem entre suas funções promover inquérito civil e ação civil pública, para a proteção do patrimônio público e social, do meio ambiente e de outros interesses difusos e coletivos, inclusive manutenção na qualidade das águas.

Algumas mudanças de atitude da sociedade no sentido de incorporar a gestão ambiental da bacia hidrográfica já se iniciaram em muitas partes do Mundo, motivadas pela constatação de que o modelo da gestão focado no corpo hídrico considerado isoladamente é insustentável. A necessidade de se integrar a quantidade e a qualidade da água, no contexto da gestão ambiental da bacia, é cada vez evidente.

Na Europa, notadamente em Portugal, estas questões são vistas no âmbito da segurança da água e se traduz, principalmente, nos aspectos qualitativos, visando a garantir o abastecimento humano. O Brasil tem algumas ações isoladas também nesta direção e o Ceará, situado no semiárido brasileiro, também atua com algumas ações contingentes.

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Este artigo procura identificar e conceituar as questões ligadas diretamente à problemática da qualidade da água de uma maneira global e em uma bacia hidrográfica, e discorrer sobre práticas nacionais e internacionais acerca de segurança da qualidade da água.

Base conceitual e métodos O problema de água no mundo agrava-se cada vez mais. Os conflitos não se restringem apenas à quantidade de água disponível, mas também à sua qualidade, em razão dos problemas causados por fontes de poluição - pontuais e difusas - existentes ao longo das bacias hidrográficas.

Conforme Magalhães Jr. (2007, p.43), o agravamento da degradação da qualidade da água tornou-se uma preocupação social, levando muitos países a se mobilizarem política e socialmente em torno do problema.

Qualidade de água A expressão "qualidade de água" não se refere, necessariamente, a um estado de pureza, mas simplesmente à adequação das características químicas, físicas e biológicas e aos variados usos.

Assim, a política normativa nacional de uso da água, como consta na Resolução 357/2005 do CONAMA (Conselho Nacional do Meio Ambiente), procurou estabelecer parâmetros que definem limites aceitáveis de elementos estranhos, considerando os usos diversos (Merten e Minella, 2002).

A complexidade dos fatores determinantes da qualidade e a grande diversidade de variáveis utilizadas para descrever o estado das massas de água impedem a formulação de uma definição simplificada para o termo qualidade. Além disso, a compreensão dos conceitos relativos à qualidade das águas evoluiu ao longo do Século XX com a diversificação do uso da água e suas novas exigências e com a capacidade de medir e interpretar as suas características (Meybeck and Helmer, 1996).

Na perspectiva de Porto (2011), a qualidade da água varia de local para local e cada uso implica distintos requisitos de qualidade, isto é, requer um conjunto diferente de variáveis indicadoras da qualidade da água. Sua qualidade pode depender de fontes únicas de poluição ou de variedade de fontes dispersas de poluição (Miller, 2011).

A interferência na qualidade da água, ou grau de poluição desta, é a soma de várias atividades que acontecem sobre a superfície da bacia hidrográfica, dependendo das condições naturais e da ocupação antrópica.

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Vol. 8, No. 1, 131 – 146 6 de abril de 2015

A questão da qualidade da água é problema mundial. No Nordeste do Brasil, não é diferente de outras regiões, pois é, também, afetada por processos antrópicos e naturais. Os processos antrópicos, no entanto, são os que podem causar problemas ambientais mais sérios, incluindo os efluentes domésticos e industriais, resíduos sólidos, desmatamento, erosão do solo, contaminação por pesticidas agrícolas e, mais recentemente, a produção de resíduos da aquicultura. Esses problemas podem levar a aumento de nutrientes dos corpos hídricos, ensejando a eutrofização das águas, assoreamento das barragens, contaminação por metais pesados, pesticidas, vetores de doenças de veiculação hídrica, aumento de salinidade. Em decorrência desses problemas, é relevante cuidar da recuperação e revitalização das bacias hidrográficas, e associar a gestão dos recursos hídricos nos aspectos quantitativos e qualitativos (CGEE e ANA, 2012, p.27).

Poluição A poluição dos corpos hídricos é um problema mundial. Seu controle é um dos grandes desafios da gestão dos recursos hídricos. Alguns autores definem poluição como qualquer alteração indesejável nas características física, química e biológica da atmosfera, litosfera e hidrosfera que podem causar prejuízo à saúde, à sobrevivência ou às atividades dos seres humanos, e outras espécies, ou ainda deteriorar materiais (Cammarota, 2013; Miller, 2011).

Quanto à poluição das águas, entende-se como a adição de substâncias ou formas de energia que, direta ou indiretamente, alteram a natureza do corpo d’água, de forma a prejudicar os usos feitos dele. (Von Sperlling, 2005; Gastaldini & Mendonça, 2003). A poluição das águas pode ser definida, portanto, como contaminações dos corpos hídricos causadas por atividades realizadas na bacia hidrográfica, que alteram as condições físicas, químicas e biológicas essenciais à vida, como também os usos da água.

Fontes de poluição Existe elevado número de fontes poluidoras para os corpos hídricos, as quais podem variar quanto à diversidade e potencial poluidor. Costa et al. (2008) citam que essas fontes podem ser classificadas em pontuais e difusas. Já Ekka (2004); Pereira (2004); Von Sperlling (2005); ANA (2011); Cammarota (2013) classificam as fontes de poluições como pontuais (ou concentradas ou localizadas) e não pontuais (ou difusas ou dispersas).

As fontes pontuais possuem o ponto de descarga facilmente definido, o mesmo não ocorrendo para as fontes difusas. Estas resultam de ações dispersas na bacia hidrográfica e não podem ser identificadas em local único de descarga. Cobrem extensas áreas, apresentam diversas origens e formas de ocorrência, provenientes do solo, da atmosfera e das águas subterrâneas; são difíceis de mensurar e identificar, indicando aportes significativos em períodos chuvosos (Rocha et al., 2009). Meybeck and Helmer (1996) também relatam que a poluição das águas pode resultar de fontes pontuais ou difusas, sendo que há uma diferença importante entre elas. As fontes 135

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pontuais podem ser coletadas, tratadas e controladas. As maiores contribuições para as fontes pontuais são os esgotos industriais e domésticos, entre outras.

Consoante com Pereira (2004), é possível identificar um padrão médio de lançamento das fontes pontuais, pois as emissões ocorrem de forma controlada. Geralmente a quantidade e composição dos lançamentos não recebem grandes variações ao longo do tempo. Como exemplo, tem-se as indústrias e as estações de tratamento de esgotos.

No caso da poluição difusa, os poluentes atingem os corpos d´água de modo aleatório, não havendo possibilidade de estabelecer qualquer padrão de lançamento, seja em termos de quantidade, frequência ou composição. Por esse motivo, o seu controle é bastante difícil em comparação com a poluição pontual (Mierzwa, 2001 apud Pereira, 2004). Como exemplos, citam-se os lançamentos das drenagens urbanas, escoamento de água de chuva sobre campos agrícolas e acidentes com produtos químicos ou combustíveis. Já as fontes mistas são aquelas que englobam características de cada uma das fontes anteriormente descritas.

A Tabela 1 traz a classificação das fontes de poluição e os seus distintos graus por meio de seus poluentes.

Tabela 1. Classificações das principais fontes de poluição Poluentes Fontes

Bactérias

Nutrientes

Elementos Traços

Atmosfera 1 3 G Fontes Pontuais Esgoto doméstico 3 3 3 Esgoto industrial 1 3 G Fontes Difusas Agrícolas 2 3 1 Dragagem 1 3 Navegação e portos 1 1 2 Fontes Mistas Escoamento urbano e depósitos 2 3 3 de lixo.

Depósitos de cargas industriais.

1 3 Fonte: Adaptado, Meybeck & Helmer (1996) Legenda: 1 Fonte de baixa significância local 2 Fonte de moderada significância local/regional 3 Fonte de alta significância regional G Fonte de significância global

Pesticidas/ Herbicidas

3

G

Micropoluentes Orgânicos Industriais

3

1

G 3

3 3

Óleos e Graxas

G

2

G 2

3 1

1 3

2

2

2

1

3

1

136

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Segurança da qualidade da água Souza (2008) afirma que, conforme a Organização Mundial da Saúde - OMS e seus paísesmembros: “todas as pessoas, em quaisquer estágios de desenvolvimento e condições socioeconômicas têm o direito de ter acesso a um suprimento adequado de água potável e seguro”. A garantia de assegurar água com qualidade está ligada à necessidade de conhecer, estudar, monitorar e controlar o seu percurso desde sua nascente até a captação no corpo d´água para o uso pretendido.

“Controlar a qualidade das águas destinadas ao consumo humano é alvo das preocupações das autoridades sanitárias em todo o Mundo, e também dos responsáveis pela sua administração. Após o esforço no nível de produção, é necessário assegurar-se a qualidade da água e, para tal, padrões ambientais devem ser impostos, e sua fixação constitui-se um elemento de política de prevenção, que visa a diminuir os riscos sanitários ligados à água” (Abreu et al., 2000).

A segurança de água não deve estar somente vinculada ao monitoramento e ao controle da infraestrutura e ao funcionamento do sistema de captação, adução, reservação e distribuição da água. Deve-se levar em conta, ainda, o controle da bacia hidrográfica e a proteção dos mananciais. Portanto, é importante elaborar planos com o objetivo de implementar ações ambientais e institucionais, visando à melhoria da saúde da bacia, garantindo água de qualidade para os usos específicos, de maneira a reduzir os custos do seu tratamento.

Prática de segurança da qualidade da água Casos graves de poluição hídrica no Mundo motivaram programas de revitalização e despoluição de corpos hídricos de grande importância. Em países mais desenvolvidos, este problema já está sendo contornado, mas no Brasil é considerado como principal impacto de qualidade ambiental, pois ainda conta com infraestrutura precária de coleta e tratamento de esgotos domésticos em quase todo o Território Nacional. Até mesmo as cidades atendidas com melhores infraestruturas de saneamento já estão sujeitas a racionamento no abastecimento de água, em virtude da degradação dos mananciais de onde acontece a captação da água. A oferta de água para atendimento ao consumo humano chega a ser até deficitária, por não atender aos padrões mínimos de qualidade para se submeter ao tratamento (Leite, 2004).

Algumas ações nacionais e internacionais foram realizadas ou se encontram em desenvolvimento, com o intuito de amenizar os impactos das atividades antrópicas nas bacias hidrográficas.

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Ações internacionais de segurança da qualidade da água Algumas experiências que garantem a qualidade da água são relatadas na literatura. Vieira et al.

(2005) fazem referência à experiência de Melbourn Water – Austrália, de 1999, onde relata aplicações de ferramentas operacionais para a gestão de riscos em sistemas de abastecimento de água, com resultados animadores para o bom desempenho no controle da qualidade da água por parte das entidades gestoras.

A Organização Mundial de Saúde, em sua conferência internacional em Berlim sobre as “Estratégias de Gestão de Riscos em Água para Consumo Humano”, em 2003, apresentou e discutiu os pressupostos teóricos e as especificidades de aplicação prática de ferramentas operacionais para a gestão de riscos em sistemas de abastecimento de água, desenvolvendo o conceito de Plano de Segurança da Água para Consumo Humano - PSA (Vieira et al., 2005).

Vieira et al. (2005) citam a experiência-piloto que aconteceu na empresa Águas do Cávado S.A., no período de 2003-2004, em Portugal, o qual motivou o interesse do Instituto Regulador de Águas e Resíduos - IRAR para a elaboração de um manual que servisse de instrumento de apoio às entidades gestoras portuguesas no desenvolvimento e aplicação de planos de segurança da água.

O PSA pode ser definido como um documento que identifica e prioriza riscos potenciais que podem ser verificados em um sistema de abastecimento, incluindo todas as etapas, desde as origens do manancial até a torneira do consumidor, estabelecendo medidas de controle para reduzi-los ou eliminá-los e estabelecer processos para verificar a eficiência da gestão dos sistemas de controle e a qualidade da água produzida. O seu principal objetivo é o de garantir a qualidade da água para consumo humano por meio da utilização de boas práticas no sistema de abastecimento de água, tais como: minimização da contaminação nas origens da água, remoção da contaminação durante o processo de tratamento e a prevenção de pós-contaminação no decurso de armazenamento e distribuição da água.

A primeira etapa do plano PSA deve envolver o desenvolvimento das bases técnicas necessárias para a avaliação de processos, de modo a identificar os perigos e avaliar os riscos que lhe estão associados. Em várias situações, a entidade gestora não tem competência da gestão da água na bacia hidrográfica, não podendo, diretamente, controlar a qualidade das suas origens. O PSA, porém, deverá incluir todos os aspectos relacionados com as fontes de água e o seu controle de qualidade, podendo, nesse caso, constituir um elemento decisivo para que esta entidade possa envolver os órgãos competentes, à escala da bacia hidrográfica, na adoção de medidas de proteção da qualidade da água.

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Ações nacionais à segurança da qualidade da água No Brasil, a Política Nacional de Recursos Hídricos tem entre seus objetivos “assegurar à atual e às futuras gerações a necessária disponibilidade de água, em padrões de qualidade adequados aos respectivos usos”. Para isso devem ser considerados os aspectos relacionados à qualidade da água na gestão dos recursos hídricos (Brasil, Lei Federal n° 9.433/1997). A gestão deve trabalhar, de forma indissociável, os aspectos de quantidade e qualidade, bem como a integração da gestão dos recursos hídricos com a gestão ambiental. É necessário, entretanto, que o modelo institucional contenha mecanismos adequados ao controle e monitoramento das companhias estaduais de saneamento básico e dos serviços municipais de água e esgoto. Essas entidades deverão ser regulamentadas com o objetivo de evoluírem de empresas voltadas exclusivamente a atividades econômicas para a condição de prestadoras de serviços públicos, com responsabilidade de promover o desenvolvimento social e preservar a saúde pública dos usuários.

Soluções efetivas para os desafios da qualidade da água existem e já foram implementadas em diversos lugares. A ênfase atual é proteger e melhorar a qualidade das reservas de água doce da Terra. Há três soluções básicas para os problemas de qualidade da água: (1) prevenir a poluição; (2) tratar a água poluída; e (3) restaurar ecossistemas. Prevenir contra a poluição significa reduzir ou eliminar os contaminantes na fonte, antes que possam poluir os recursos hídricos.

Quase sempre, esta é a forma mais econômica, fácil e efetiva de proteger a qualidade da água (ANA, 2011, p.17). As estratégias de prevenção da poluição reduzem ou eliminam o uso de substâncias perigosas, poluentes e contaminantes; modificam equipamentos e tecnologias para que gerem menos resíduos; e reduzem as emissões fugitivas e o consumo de água. Na medida em que o Planeta assume o desafio de melhorar a qualidade da água, a prevenção contra a poluição deve se tornar prioritária nos esforços internacionais, nacionais, estaduais e locais.

As experiências desenvolvidas no Brasil, voltadas para a qualidade da água, iniciaram em 2001, com a criação do Programa de Despoluição de Bacias Hidrográficas - PRODES. Conhecido como “Programa de compra de esgoto tratado”, o PRODES consiste na concessão de estímulo financeiro pela União, na forma de pagamento (ANA, 2012, p.248). Outro programa da ANA que merece destaque é o “Produtor de Água”, cujo objetivo é a redução da erosão e do assoreamento dos mananciais nas áreas rurais. O programa, de adesão voluntária, prevê o apoio técnico e financeiro à execução de ações de conservação da água e do solo, tais como a construção de terraços e bacias de infiltração, a readequação de estradas vicinais, a recuperação e proteção de nascentes, o reflorestamento de áreas de proteção permanente e reserva legal, o saneamento ambiental etc. Prevê ainda o pagamento de incentivos aos produtores rurais que comprovadamente contribuírem para a proteção e recuperação de mananciais (ANA, 2012, p.252).

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Em 2005, a ANA lançou o “Panorama da Qualidade das Águas Superficiais no Brasil”, estudo pioneiro que agregou dados de redes estaduais de monitoramento. O texto apresentou a situação da qualidade das águas superficiais nas 12 regiões hidrográficas brasileiras, correlacionando-a com as atividades econômicas preponderantes. Em 2009, a ANA passou a elaborar anualmente o “Relatório de Conjuntura de Recursos Hídricos no Brasil”, no qual apresenta diagnóstico amplo da situação da gestão da água no País (ANA, 2012, p.16).

Com o “Programa Nacional de Avaliação da Qualidade das Águas – PNQA”, lançado em 2010 também pela ANA, ampliou-se o conhecimento sobre a qualidade das águas superficiais no Brasil, importante instrumento para a orientação de políticas públicas para a recuperação da qualidade ambiental em corpos d'água interiores. A rede básica de qualidade de água da ANA conta hoje com 1.340 pontos em todo o País, onde são feitas análises de parâmetros básicos como pH, oxigênio dissolvido, condutividade e temperatura (ANA, 2012, p.21). Esta ação, de âmbito federal. Foi primordial para a correta gestão e uso múltiplo das águas, preconizados pela Política Nacional de Recursos Hídricos, dado que nem todos os Estados brasileiros tinham ou têm condições de monitorar e controlar a qualidade de suas águas, seja pelos elevados custos da logística envolvida, seja pela ausência de pessoal capacitado para a tarefa, o que resultava em verdadeiros vazios no monitoramento.

Os dados do PNQA apontam para a necessidade de ampliação de ações de monitoramento e aprofundamento da análise de tendências, de modo a quantificar os impactos das fontes poluidoras e a efetividade das ações de gestão sobre a qualidade das águas. Análises desse tipo serão importantes ao longo dos próximos anos, diante da perspectiva de aumento dos investimentos em saneamento no Brasil e da necessidade de se acompanhar os processos de implementação do enquadramento (ANA, 2012, p.228).

Ações relativas à segurança de qualidade da água no Estado do Ceará A política de recursos hídricos do Estado do Ceará ratifica o previsto na Lei Federal, quando exprime a necessidade de “assegurar que a água, recurso natural essencial à vida e ao desenvolvimento sustentável, possa ser ofertada, controlada e utilizada em padrões de qualidade e de quantidade satisfatórios, por seus usuários atuais e pelas gerações futuras, em todo o território do Estado do Ceará” (Ceará, Lei Estadual, n° 14.844/2010). Além disso, menciona em seus princípios que o gerenciamento deve ser integrado, descentralizado e participativo, sem a dissociação dos aspectos qualitativos e quantitativos.

O Ceará inicia a gestão dos recursos hídricos em 1993, com a criação da Companhia de Gestão dos Recursos Hídricos – COGERH, (Ceará, Lei nº 12.217/1993), órgão vinculado à Secretaria dos Recursos Hídricos do Ceará – SRH/CE, visando a gerenciar os recursos hídricos quanto aos aspectos quantitativos e qualitativos, de domínio do Estado ou da União, por delegação, 140

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praticando uma política de gerenciamento de recursos hídricos baseada na gestão da oferta e demanda de água e nos usos múltiplos.

Com o agravamento da poluição nos corpos hídricos, foram iniciadas, em 1998, atividades de monitoramento qualitativo da água bruta. A COGERH, para proporcionar a descentralização do gerenciamento das águas, foi estruturada com sede em Fortaleza e oito gerências distribuídas no Estado, as quais exercem o papel de secretaria executiva dos comitês de bacias (Teixeira, 2004).

A rede de monitoramento da qualidade da água da COGERH abrange 144 açudes e os vales perenizados dos principais rios do Estado, os principais canais adutores e algumas lagoas (COGERH, 2014).

A frequência com que são realizadas as coletas é variável e depende da importância estratégica de cada corpo hídrico, podendo o monitoramento ser em escala mensal, como nas transferências hídricas para Fortaleza, ou trimestral, nos demais açudes. São calculados o Índice de Qualidade de Água - IQA e o Índice de Estado Trófico - IET. Com a divulgação dos dados do monitoramento, buscaram-se as causas para a degradação da qualidade.

Nesse contexto, em 2008, a COGERH concebeu o “Inventário Ambiental de Açudes”, com a finalidade de, além de calcular o IQA e IET, levantar os fatores condicionantes da deterioração da qualidade da água de cada reservatório inventariado. Dentre os reservatórios selecionados, pode-se citar os açudes Acarape do Meio, Angicos, Arrebita, Ayres de Souza, Banabuiú, Cachoeira, Canafístula, Carnaubal, Castanhão, Castro, Caxitoré, Colina, Curral Velho, Edson Queiroz, Flor do Campo, Forquilha, General Sampaio, Itaúna, Olho d’ Água, Orós, Pacajus, Pacoti, Quincoé, Quixeramobim, Riachão, Rivaldo de Carvalho, Rosário, Serafim Dias, Sítios Novos (COGERH, 2013).

O “Inventário Ambiental de Açudes”, ação inovadora do Ceará em relação aos demais estados da Federação, criou condições para se conhecer as fontes potenciais de poluição situadas na bacia hidrográfica de cada açude estudado. O monitoramento da qualidade das águas, implementado paralelamente, permitiu acompanhar-se melhor a evolução destes reservatórios.

A título de exemplo, pode-se citar o caso do açude Acarape do Meio, na bacia do Alto Pacoti.

Reservatório estratégico para o abastecimento da Região Metropolitana de Fortaleza, o Inventário detectou diversas fontes potenciais de poluição distribuídas em toda a bacia do Alto Pacoti, as quais podem influenciar consideravelmente a composição das águas do açude. De acordo com o Portal Hidrológico do Ceará (COGERH, 2015), o açude Acarape do Meio apresenta suas águas em estado eutrófico, em de fevereiro de 2015.

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Em função do conhecimento gerado pelo Inventário, o Estado do Ceará assinou, em dezembro de 2013, acordo de empréstimo com o Banco Mundial, para apoiar o Projeto de Apoio ao Crescimento Econômico com Redução das Desigualdades e Sustentabilidade Ambiental do Estado do Ceará – Programa para Resultados (PforR Ceará). O objetivo do Projeto é garantir a continuidade dos investimentos em áreas estratégicas do Estado, de forma a promover um crescimento econômico que privilegie a inclusão social e seja ambientalmente sustentável. O Projeto inclui vários subprogramas, entre eles o de qualidade da água, onde foram selecionadas ações a serem desenvolvidas e implementadas, tais como os planos de segurança hídrica para bacias hidrográficas (Ceará, 2013). Os avanços aconteceram na etapa de conhecimento real do problema. Contudo as ações corretivas ainda encontram em fase de contratação.

A Cogerh, com sua experiência em monitoramento da qualidade da água superficial desde a década de 1990, é inserida em 2014 na Rede Nacional de Monitoramento da Qualidade das Águas (RNQA), gerenciada pela ANA. Fazem parte da Rede Nacional 18 Unidades da Federação que já possuem redes de monitoramento (ANA, 2014).

Com intuito de articular-se com o órgão ambiental, foi firmado um convênio entre a Superintendência Estadual do Meio Ambiente - SEMACE a COGERH e a SRH/CE. A SEMACE, vinculada ao Conselho de Políticas e Gestão de Meio Ambiente – CONPAM, iniciou, em 2009, o “Programa de Monitoramento Ambiental das Águas Superficiais dos principais rios do Estado do Ceará e seus afluentes”. O Programa consiste no acompanhamento sistemático das condições de qualidade ambiental, com vista ao fornecer os elementos essenciais ao planejamento e à gestão do ambiente, por meio do monitoramento de parâmetros físico-químicos e biológicos, avaliando também as concentrações de metais pesados dos corpos d’água selecionados, sendo, também, um dos indicadores da gestão conforme resultados do órgão (SEMACE, 2013). As ações de monitoramento da COGERH e a SEMACE colaboraram ainda com o PNQA, da ANA. A partir das experiências obtidas, pode-se propor uma metodologia de PSA para a bacia hidrográfica com as seguintes etapas:  Identificação as fontes de poluição e os agentes poluidores.  Identificação das normatizações que regulamentam o lançamento dos efluentes nos corpos hídricos ou na paisagem.  Identificação das instituições competentes para fiscalizar o lançamento de efluentes nos corpos hídricos ou na paisagem.  Desenvolvimento de uma matriz de competências constando das atividades poluidoras e das instituições responsáveis; cada elemento da matriz contém informações do marco legal e da realização, ou não, de ações corretivas.

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Adicionalmente, pode-se pensar no desenvolvimento de um modelo para quantificar os impactos nos corpos d´água gerado pelo descumprimento das normas legais. Um estudo nesta linha está sendo desenvolvido na Universidade Federal do Ceará (UFC).

Conclusão O controle sobre o uso e ocupação do solo em uma bacia hidrográfica torna-se ferramenta de suma importância para a manutenção da segurança da qualidade da água, principalmente em reservatórios estratégicos. A identificação e o controle das fontes de poluição na bacia devem ser vistos como essenciais à implantação dos instrumentos da gestão ambiental e dos recursos hídricos, permitindo a obtenção de informações estratégicas, acompanhamento das medidas efetivas, atualização dos bancos de dados e o direcionamento das decisões. O conhecimento da realidade é fundamental para a identificação dos interesses de uso em relação a um determinado corpo d´água.

O gerenciamento dos recursos hídricos praticado no Ceará objetiva o monitoramento da quantidade e qualidade. No entanto, o modelo implantado no Estado tem um foco maior na quantidade de água do que a qualidade, uma vez que as ações a serem implantadas com o intuito de amenizar a poluição dos corpos hídricos dependem de vários órgãos, entre eles os ambientais e de saneamento básico.

No Estado do Ceará já foram realizadas algumas ações visando amenizar a poluição das águas nos corpos hídricos. O primeiro PSA, em âmbito de bacia hidrográfica, está em fase de contratação, podendo vir a ser o pioneiro do País.

Os resultados obtidos com a implantação destes programas sugerem a necessidade de formulação de um modelo de gestão de qualidade da água inovador, com foco nas instituições.

Tal modelo deve ser adequado à realidade da bacia hidrográfica, e deve conter, no mínimo, o levantamento das fontes de poluição das águas na bacia, a identificação do agente gerador da poluição e das instituições com competência legal para solucionar (ou amenizar) o problema.

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica.

SISTEMA DE GESTIÓN DE RESIDUOS SOPORTADO POR TECNOLOGÍAS DE INFORMACIÓN

*Adriel Alejandro Aliaga Benavides1 Yudisel Santana Pacheco1

WASTE MANAGEMENT SYSTEM SUPPORTED IN INFORMATION TECHNOLOGIES Recibido el 30 de septiembre de 2014; Aceptado el 13 de febrero de 2015

Abstract The research proposes a Waste Management System (WMS) based on indicators and supported in Information Technologies (software Ambiens). The main problem it solves is part of the inefficient management of waste management processes of an entity or group of entities related in time and cost variables. This solution focused on the development of this software, integrating the information flow of a proposed WMS and all stages. In order to validate the research, taken as a case study the Business Group of the Ministry of Construction in the province of Granma in Cuba and other companies that advises and controls, allowing evidence that the main results of research, a remarkable decrease in the cost and time of implementation of waste management processes, a proposed based in indicator WMS able to synchronize the work of several roles involved in this set. We used the TIBCO tool suite for modeling and simulation of processes, which yielded simulation results that support the proposed solution. The result of the software is now ready to be deployed at any WMS and its features are adaptable to all types of waste generated, allowing use in any industry or company, this is possible because it integrates data entry based all residues identified by the European waste List.

Key Words: environmental, information, management, technologies, waste.

1 Facultad de Ciencias Informáticas, Universidad de Granma, Cuba *Autor corresponsal: Carretera Central # 249, Bayamo, Granma. Código postal: 85100. Cuba. Email: aaliagab@udg.co.cu

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Resumen La investigación realizada, propone un Sistema de Gestión de Residuos (SGR) basado en indicadores y soportado en tecnologías de información (el software Ambiens). El principal problema que resuelve Ambiens, se enmarca en la ineficiente gestión de los procesos de gestión de residuos de una entidad o un grupo de entidades relacionadas en las variables tiempo y costo. Para ello la solución se centró en el desarrollo de este software, integrando el flujo de información de un SGR propuesto y todas sus etapas. Con el fin de validar la investigación, se tuvieron como casos de estudio el Grupo Empresarial del Ministerio de la Construcción (GEMICONS) en la provincia de Granma en Cuba y otras empresas que este asesora y controla, lo que permitió evidenciar entre los principales resultados de la investigación, una disminución notable del costo y tiempo de ejecución de los procesos de gestión de residuos, se establece la propuesta de un SGR basado en indicadores capaz de sincronizar el trabajo de varios roles involucrados en este. Se utilizó de la suite TIBCO la herramienta para modelado y simulación de procesos, la cual arrojó resultados de simulación que apoyan la solución propuesta. El resultado del software actualmente está listo para ser desplegado en cualquier SGR y por sus características es adaptable a todo tipo de residuos generado, lo que permite su uso en cualquier industria o empresa, esto es posible debido a que este integra el ingreso de información basado en todos los residuos identificados por la Lista Europea de Residuos.

Palabras clave: gestión, información, medioambiente, residuos, tecnologías.

Introducción Los residuos, se corresponde con aquella sustancia u objeto generado por una actividad productiva o de consumo, de la que hay que desprenderse por no ser objeto de interés directo de la actividad principal (Castells, 2009), otra definición considerada desde un punto de vista jurídico puede ser “cualquier sustancia u objeto del cual su poseedor se desprenda o tenga la intención u obligación de desprenderse” (Pastor & Rodríguez, 2008). Los procesos productivos generan en ocasiones una gran cantidad de residuos, muchos de los cuales son recuperables. La Gestión de Residuos (GR) en la industria, debe ser el conjunto de actividades desarrolladas con el fin de garantizar la administración de residuos, dirigidas principalmente a recolectar, procesar, tratar, reciclar, transportar y reutilizar estos. La GR debe ir orientada a garantizar una máxima reducción de los residuos que no son aprovechados, teniendo como ventajas el aumento de la productividad con menor costo de materia prima, que se traduce en aumento de ganancias con menos recursos, contribuye al desarrollo económico, a la competitividad y al prestigio, dado que el impacto ambiental negativo es reducido en gran medida (Aliaga, 2014).

El aumento del costo de producción en la industria por pérdida de materia prima no utilizada, ha conllevado a la preocupación de expertos por el estudio de la generación de residuos en los procesos productivos. Dicha preocupación es sustentada por la ley de la conservación de la masa establecida por Lavoisier, “la masa total de las sustancias que reaccionan es igual a la de los productos que se forman” a la cual en un proceso productivo (PP), se le atribuye lo que se conoce como balance de masa, este se enfoca en que la masa de la materia entrante es igual a la masa de la materia saliente. La materia que sale estará compuesta por lo que se desea producir (producto final) y lo que no se desea producir (residuos) esto confirma que en la 148

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medida de que se minimice la generación de residuos, mayor será la producción de lo que se desea.

Uno de los sectores que más se destaca en la generación de residuos, por la actividad económica que integra, es el sector industrial. En Cuba, los procesos industriales generan residuos en los cuales la relación de su volumen de generación depende mucho del área económica en la que están inmersos dichos procesos. La producción se ve afectada por la generación de residuos, a pesar de que no es precisamente este, un país altamente productivo (comparado con países del primer mundo o en desarrollo). Este es uno de los motivos por el cual, el Ministerio de Ciencia, Tecnología y Medio Ambiente (CITMA) ha establecido leyes que velen por el cumplimiento de la protección ambiental. Para ello las entidades productivas implementan los conocidos Sistemas de Gestión de Residuos (SGR), estos se identifican como un régimen definido por etapas. Estas etapas suelen ser en su orden la identificación, almacenamiento, recolección, transporte, tratamiento y disposición final (Gaspar, 2004):  Identificación: En esta se identifican las posibles fuentes generadoras con la caracterización de los residuos que generan teniendo en cuenta cantidad y composición.

Permite detectar las posibles mejoras en el proceso e identificar posible reutilización directa.  Almacenamiento: Para esta etapa se deben tener en cuenta las características del residuo, sus propiedades físicas y químicas, peligrosidad, tasa de generación y tiempo máximo para su almacenaje y del recipiente su calidad y disponibilidad de espacio.  Recolección y Transporte: Se debe garantizar la seguridad en la recolección de los residuos para prevenir posibles accidentes en el transporte de estos hasta su destino. Se debe tener previsto de la recolección el tipo de residuo, volumen y frecuencia; del transporte, las normativas y leyes asociadas a él, distancia entre fuente y destino, además de la maquinaria disponible.  Tratamiento: Es el mecanismo que se emplea para reducir la cantidad o volumen y la peligrosidad de un residuo. Es para aquellos residuos que no pudieron ser reutilizados, recuperados o reciclados. En muchas ocasiones de este tratamiento se generan componentes o materias que son útiles en algún otro proceso y que por lo general ofrecen valor económico, tal es el caso de residuos orgánicos que al ser tratados se obtiene biogás, compost, etc.  Disposición final: Es para aquellos residuos que no ofrecen ningún valor económico, generalmente esta disposición viene dada en rellenos sanitarios. El relleno es un sistema de disposición final, que aplica principios de ingeniería para confinar y compactar los residuos, con el propósito de que sus propiedades nocivas no puedan afectar en ningún caso el ambiente o a la salud humana.

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La situación está, en que muchas de las entidades productivas cubanas comprenden en su actividad económica la implementación de un SGR, pero aún así, no se satisfacen las necesidades de obtener información de este en tiempo, por parte de los especialistas del medio ambiente, con el objetivo de poder tomar una decisión acorde con el flujo de información que se genera por cada actividad de sus etapas. Además, en muchas ocasiones se cuentan con indicadores que permiten estimar de forma cuantitativa y cualitativa, la información deseada por los especialistas, pero el tiempo de respuesta para obtener dicha información según los indicadores establecidos es muy lento, lo cual ralentiza el flujo de trabajo del SGR aplicado. Otra variante en la que se muestra un flujo de trabajo lento, es en el caso de los SGR controlados desde un Grupo Empresarial (GE). En los GE se controla el funcionamiento de cada SGR implementado en el resto de las empresas adjuntas a su organismo. Esto provoca que si el flujo de información de cada SGR implementado es ralentizado, también el control desde el GE mediante la información obtenida, es ralentizado, lo que trae consigo un aumento en el costo de producción, insatisfacción de la población y clientes, etc. Para lograr un mayor entendimiento de lo explicado anteriormente, se tiene el árbol de problemas mostrado en la figura 1.

Figura 1: Árbol de causas y efectos (creación propia).

La falta de un Sistema de Gestión de Residuos, que agilice la toma de decisiones, basado en el flujo de información obtenida motivo la realización de la investigación que se presenta.

Para ello se realizó un estudio de la gestión de residuos en el proceso productivo de las industrias cubanas, con el objetivo de desarrollar un SGR basado en Indicadores y soportado en Tecnologías de Información (SGRITI), que optimice el tiempo de respuesta con que se obtiene la información.

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Metodología 1.1 Legislación ambiental para la gestión de residuos En Cuba el Ministerio de Ciencia, Tecnología y Medio Ambiente (CITMA) preocupado por el manejo integral de residuos peligrosos, establece la resolución 136/09 que busca establecer las disposiciones que contribuyen a asegurar el manejo integral de los desechos peligrosos en el país, mediante la prevención de su generación en las fuentes de origen y el manejo seguro de los mismos a lo largo de su ciclo de vida, con el fin de minimizar los riesgos a la salud humana y al medio ambiente. También se establecen las normas relativas a los movimientos transfronterizos de estos desechos (CITMA, 2009). En la provincia de Granma, el CITMA realiza cada año un taller en el que se discute la implementación de dicha resolución por cada especialista de Medio Ambiente de las empresas de la provincia, esto evidencia la importancia que se tiene la gestión de residuos peligrosos.

La resolución 126/07 del CITMA establece en sus anexos, en el aspecto 6 del medio ambiente, que la información que debe ser brindada para Estudios de Factibilidad de un Proceso Inversionista debe recoger para los residuos sólidos generados su caracterización y tipo, además del requerimiento para su tratamiento y disposición. En el aspecto 5 también establece que deben identificarse las principales emisiones líquidas y gaseosas durante la instalación y funcionamiento de la tecnología, caracterización de sus componentes principales, puntos de descarga y requerimientos para su tratamiento (CITMA, 2007). Es importante observar que la aplicación de un SGR debe tener en cuenta la legislación ambiental vigente, lo cual implica un crecimiento en la documentación del proceso de gestión de residuos y esto a su vez requiere de un mayor esfuerzo para el procesamiento de la información.

1.2 Logística Inversa una alternativa en la gestión de residuos Una variante muy ingeniosa utilizada por algunas industrias para minimizar la generación de estos residuos, además de los beneficios que aporta en el aspecto económico, es la implementación de la denominada logística inversa. Esta, también conocida por su desempeño ambiental como logística verde, se encarga de velar en la producción y productos consumidos el coste del flujo de materiales de forma eficiente con el objetivo de recuperar y reutilizar en aras de disminuir los costos en el proceso productivo. Se encarga de la recuperación y reciclaje de envases, embalajes y residuos peligrosos, así como de los procesos de retorno de excesos de inventario, devoluciones de clientes, productos obsoletos e inventarios estacionales (Lezama et al., 2013).

Como en otros ámbitos de la ingeniería de organización, existen modelos matemáticos que intentan facilitar la toma de decisiones respecto a este tema, siendo en general modelos estocásticos y deterministas (Ortega, 2008), pero a pesar de la existencia del conocido modelo matemático referido a la cantidad de pedido óptimo (EOQ por sus siglas en inglés), realmente 151

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en el campo de los inventarios reparables tras el modelo definido por Schrady, muchos son los trabajos que desde la década de los 60 se han desarrollado (Gato et al., 2010). Dichos trabajos definen variedades de modelos deterministas o estocásticos que en esencia se diferencian por la cercanía que presenta la determinación de sus variables, es decir, si realmente el comportamiento de las variables que intervienen es posible determinarlo mediante alguna función que la defina respecto al tiempo, o si estas presentan valores de forma aleatoria.

1.3 Tecnologías de la Información Las tecnologías de la información (TI) se corresponden con el conjunto de herramientas generalmente de la rama de las ciencias informáticas que permiten visualizar, procesar u obtener información sobre algo. Integrar las TI en un SGR basado en indicadores completaría el soporte requerido por el sistema pues dentro de las principales ventajas que se tienen se encuentra la información dinámica. Esta característica posibilita obtener reportes en tiempo real, para todo el flujo de trabajo que se tiene en el SGR a partir de los indicadores. Además, mediante las TI, los indicadores para la toma de decisiones obtenidos a partir de un modelo, ofrecen mayor control para obtener información dinámica, partiendo de la facilidad que brinda el uso de software para su cálculo. Es por tal motivo que existen diversos ejemplos que evidencian la utilización de tecnologías de la información. Estos son algunos de ellos:  EcoElvex: Es un software de gestión de residuos especializado en el tratamiento de residuos, diseñado para cumplir las normas de gestión ambiental ISO 14000 y la normativa legal vigente en materia de gestión de residuos peligrosos, así como en relación al transporte de dichos residuos. Es una herramienta ideal para gestores de residuos intermedios y finales. Integra las funcionalidades habituales de la gestión empresarial a gran escala con las específicas del tratamiento de residuos. Posee una estructura flexible y modular, está desarrollado con ASP.NET 2.0 y gestor de bases de datos SQL Server. EcoElvex se realizó para englobar todos los datos pertinentes de los clientes que posee una empresa (ELVEX, 2009).  TCQ2000: Con el software para la construcción TCQ2000 se puede generar la documentación del estudio de gestión de residuos de construcción y demoliciones (según RD 105/2008) y analizar los diversos impactos ambientales que provocan los materiales de construcción y su puesta en obra. Presenta algunas operaciones en cuanto al cumplimiento con el Real Decreto 105/2008, para el establecimiento de un estudio de gestión de residuos.

Existen muchos más, el detalle está en que se requiere de un software que sirva como soporte a un SGR basado en indicadores (los indicadores posibilitan exactitud en la información obtenida de las formas cuantitativas y cualitativas), que soporte las etapas identificadas anteriormente para este tipo de sistema y que teniendo en cuenta las nuevas tendencias con el uso de software en Cuba, debe ser desarrollado con tecnologías libres. Luego de un análisis extenso de 152

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varios software con propósitos similares no fue posible encontrar uno que cumpliera con los requerimientos, por lo que se decide diseñar e implementar el software Ambiens con el fin de dinamizar el proceso de gestión de la información y toma de decisiones.

Resultados Una de las principales etapas en el desarrollo del software es la dedicada a la identificación de actores (roles del sistema), casos de uso (CU) que encierran las funcionalidades principales del software y diseño de los diagramas de las clases involucradas. La figura 2 refleja un diagrama en el que se relacionan estos componentes.

Figura 2: Diagrama de casos de uso (creación propia)

Actores: Usuario (autenticado, no autenticado), autenticado (administrador, gestor de residuos, especialista de medio ambiente).

CU del administrador:  Gestionar Empresa: crear, modificar y eliminar una empresa en el software.  Autenticar: identificar el usuario mediante el nombre de usuario y contraseña.

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 Gestionar Usuario: crear, modificar y eliminar un usuario en el software. Inicialmente una vez instalado el sistema como prerrequisito se crea en el proceso de instalación un usuario correspondiente al administrador del sistema.  Gestionar Grupo: crear, modificar y eliminar un grupo en el software. Inicialmente una vez instalado el sistema como prerrequisito se crea en el proceso de instalación un usuario correspondiente al grupo súper administrador del sistema que posteriormente podrá crear grupos y sus correspondientes permisos del sistema.

CU del gestor de residuos:  Gestionar residuo: crear, modificar y eliminar los residuos identificados en el SGR.  Gestionar almacenamiento: crear, modificar y eliminar los recipientes de almacenamiento de residuos disponibles en el SGR.  Gestionar fuente generadora: crear, modificar y eliminar las fuentes generadoras de residuos identificadas en el SGR.  Gestionar transporte: crear, modificar y eliminar los vehículos de transporte de residuos disponibles en el SGR.  Gestionar tratamiento: crear, modificar y eliminar los tratamientos de residuos que se ofrecen en el SGR.  Gestionar destino final: crear, modificar y eliminar los destinos o disposiciones finales identificados para los residuos en el SGR.  Gestionar nomenclador: crear, modificar y eliminar los nomencladores a utilizar en la aplicación o SGR.  Gestionar Modelo de Logística Inversa: crear, modificar y eliminar modelos de logística inversa basados en el modelo (1, R) de Schrady.  Autenticar: identificar el usuario mediante el nombre de usuario y contraseña.

CU del especialista de medio ambiente:  Obtener informe general: generar el informe de toda la información registrada por el gestor de residuos.  Obtener informe de indicadores: generar el informe de información obtenida a partir del cálculo por indicadores previamente definidos.  Autenticar: identificar el usuario mediante el nombre de usuario y contraseña.  Gestionar Modelo de Logística Inversa: crear, modificar y eliminar modelos de logística inversa basados en el modelo (1, R) de Schrady.

Paradigma o modelo de desarrollo del software: El desarrollo de un software debe ir dirigido por metodologías o modelos de desarrollo de software según las comodidades y características del equipo desarrollo y niveles de 154

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comunicación con el cliente. Para el desarrollo del software Ambiens se decide utilizar un modelo de desarrollo de software “Iterativo e Incremental”. Según (Cabrera et al., 2009) este modelo disminuye riesgos y ayuda a tener un mejor desarrollo del software, se basa en la retroalimentación por lo que contribuye a tener una mejor arquitectura y es muy útil cuando el usuario tiene más requerimientos, en esencia comprende dos modelos:  El modelo iterativo: Este modelo mejora cada versión es decir mejora la función que tiene la versión.  El modelo incremental: Este modelo mantiene la función anterior y aumenta otra, ya que puede ser que el primer incremento no hubiera tenido todos los requerimientos que necesitaba el proyecto.

Sus principales características son:  Corrige la necesidad de una secuencia no lineal de pasos de desarrollo.  El sistema se crea añadiendo componentes funcionales al sistema incrementos.  El sistema no se ve como una entidad monolítica con una fecha fija de entrega, sino que es una integración de resultados sucesivos obtenidos después de cada iteración.  Se ajusta a entornos de alta incertidumbre.

Figura 3: Interfaz de Ambiens

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Se logró desarrollar un software con las funcionalidades mencionadas. Con el fin de validar la investigación y comprobar la factibilidad del uso del software desarrollado, mostrado en la figura 3, se tomaron como caso de estudio algunas empresas de la provincia Granma dedicadas a la industria de la construcción, estas son:  Grupo Empresarial del Ministerio de la Construcción (GEMICONS).  Empresa de Servicios de Ingeniería y Diseño (ESID).  Empresa Constructora de Obras de Arquitectura e Industriales (ECOAI).

Se han simulado 4 procesos esenciales en el software para modelado de procesos TIBCO, el cual pertenece a la suite integral de procesos de negocios TIBCO. Este posibilita definir los actores que intervienen en el proceso, así como las actividades, campos y variables de entrada y salida.

La estrategia de selección de los procesos fue orientada a dividir el flujo de trabajo del SGR propuesto soportado por Ambiens en dos partes teniendo en cuenta las posibilidades de comparar con un SGR que no se soporte en tecnologías de la información. La primera parte comprende el flujo de trabajo entre las etapas de generación de residuos y disposición finales por ser las etapas que la mayoría de los SGR contienen y la segunda parte comprende el proceso de generación del informe basado en indicadores, teniendo en cuenta los SGR que aunque no cuentan con TI si aplican indicadores para el análisis de la información. Véanse las figuras 4 y 5:

Figura 4: Aplicación del SGR hasta la disposición final con TI (imagen generada en TIBCO) 156

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Figura 5: Aplicación del SGR hasta la disposición final sin TI (imagen generada en TIBCO)

Para la simulación, el TIBCO tiene en cuenta el tiempo establecido a cada actividad, este tiempo es multiplicado por el costo que implica la participación de uno de los roles anteriores y así se establece la relación costo-tiempo para cada actividad. Además en los puntos de decisión (XOR), se aplican variables booleanas a las cuales se les aplicó una probabilidad de ocurrencia de 0.5 a los valores de falso y verdadero (decisión tomada por los expertos de gestión de residuos del GEMICONS, teniendo en cuenta equidad basada en la variedad de la tipología de residuos).

Estas condiciones se establecieron también en el proceso de aplicación de un SGR sin TI con el fin de realizar una comparación de ambos procesos. El tiempo de las actividades para esta simulación fue estimado en minutos según el criterio de especialistas en el Grupo Empresarial y los investigadores: SGR basado en Indicadores y soportado en TI (SGRITI):  Buscar almacenamiento en Ambiens: 2  Asignar transporte para reutilización: 20  Buscar Transporte en Ambiens(2): 2  Documentar almacenamiento en Ambiens: 5  Buscar Transporte en Ambiens(1): 2  Verificar si es reutilizable de forma directa: 10  Solicitar transporte para reutilizar en otro destino: 10  Verificar si es reutilizable el residuo: 10 157

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     

Reutilizar directamente: 120 Asignar recolección y transporte: 20 Dar disposición final al residuo y registrar en Ambiens: 90 Documentar Fuentes generadoras en Ambiens: 10 Clasificar y Almacenar residuos: 30 Documentar generación de residuos en Ambiens: 20

SGR sin soporte de TI:  Asignar transporte para reutilización: 60  Verificar si es reutilizable de forma directa: 10  Solicitar transporte para reutilizar en otro destino: 10  Verificar si es reutilizable el residuo: 10  Reutilizar directamente: 120  Asignar recolección y transporte: 120  Clasificar y Almacenar residuos: 90  Dar disposición final al residuo: 120  Documentar generación de residuos: 60  Documentar Fuentes generadoras: 30 Una vez aplicados estos parámetros, los resultados de simulación son los ilustrados en las figuras 6 y 7:

Figura 6: Simulación de tiempos en los procesos. En pesos cubanos (CUP). 25 CUP=1 CUC (Peso Cubano Convertible), 1 CUC = 0.93 EUR; 1 CUC = 1.01 USD 158

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Figura 7: Simulación de costos en los procesos. En pesos cubanos (CUP). 25 CUP=1 CUC (Peso Cubano Convertible), 1 CUC = 0.93 EUR; 1 CUC = 1.01 USD

Para obtener estos datos sobre el tiempo de demora, se simularon 100 casos de entradas sobre la generación de residuos, que además del tiempo en minutos arrojaron información sobre el costo de los procesos medidos en pesos cubanos ($). Se puede observar que los resultados favorecen en todos los sentidos, el proceso de aplicación del SGR hasta la disposición final con TI. Resultados similares se obtuvieron para el proceso de revisión de informe del SGR al comparar este con soporte de TI y sin soporte de esta.

Conclusiones La simulación de los procesos seleccionados, demostró la necesidad de involucrar las tecnologías de la información en procesos ambientales como aquellos centrados en la gestión de residuos, partiendo de que para lograr eliminar la ineficiencia detectada en la gestión de residuos era necesario lograr una disminución en los tiempos de los procesos que a su vez posibilitó disminuir costos relativos a las actividades que intervienen en estos. Con la integración de Ambiens a un SGR se agiliza el proceso de toma de decisiones para el apoyo al medio ambiente y reducción de costos. Fue posible desarrollar un software que soporte las etapas identificadas para este tipo de sistema y teniendo en cuenta las nuevas tendencias con el uso de software libre en Cuba.

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