UNIVERSIDADE FEDERAL DA BAHIA ESCOLA POLITÉCNICA MESTRADO EM ENGENHARIA AMBIENTAL URBANA

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1 UNIVERSIDADE FEDERAL DA BAHIA ESCOLA POLITÉCNICA MESTRADO EM ENGENHARIA AMBIENTAL URBANA ROGÉRIO DE MEDEIROS NETTO AVALIAÇÃO DO REÚSO AGRÍCOLA NA ADEQUAÇÃO DE EFLUENTES DOMÉSTICOS URBANOS AOS PADRÕES DA RESOLUÇÃO 357/05 DO CONAMA: ESTUDO DE CASO DA CIDADE DE STO. ANTÔNIO-BA Salvador 2011

2 ROGÉRIO DE MEDEIROS NETTO AVALIAÇÃO DO REÚSO AGRÍCOLA NA ADEQUAÇÃO DE EFLUENTES DOMÉSTICOS URBANOS AOS PADRÕES DA RESOLUÇÃO 357/05 DO CONAMA: ESTUDO DE CASO DA CIDADE DE STO. ANTÔNIO-BA Dissertação apresentada ao Mestrado em Engenharia Ambiental Urbana, Escola Politécnica, Universidade Federal da Bahia, como requisito parcial para obtenção do grau de Mestre em Engenharia Ambiental Urbana Orientadora: Prof a. Dr a. Yvonilde Dantas Pinto Medeiros Salvador 2011

3 M488 Medeiros Netto, Rogério de Avaliação do reúso agrícola na adequação de efluentes domésticos urbanos aos padrões da resolução 357/05 do CONAMA: esudo de caso da cidade de Sto. Antônio - BA / Rogério de Medeiros Netto. Salvador, f. : il. color. Orientador: Prof. Doutora Yvonilde Dantas Pinto Medeiros Dissertação (mestrado) Universidade Federal da Bahia. Escola Politécnica, Esgotos Purificação. 2. Águas residuais. 3. Regiões áridas. 4. Água - Poluição. I. Medeiros, Yvonilde Dantas Pinto. II. Universidade Federal da Bahia. III. Título. CDD.: 628.3

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5 DEDICATÓRIA Dedico este trabalho aos meus pais, Roberto (in memorian) e Regina, por me transmitirem os valores que tenho; e às minhas mulheres, Sílvia, minha esposa, e Lara, minha filha, que se sacrificaram comigo durante todo este tempo.

6 AGRADECIMENTOS À minha orientadora, Prof a. Yvonilde Medeiros, pela oportunidade que me foi dada de desenvolver esta pesquisa. Aos professores Virgílio Bandeira da UFBA e Vicente de Paula da UFRPE pelas contribuições dadas no desenvolvimento da pesquisa e ao Prof. Luciano Matos da UFBA, que além das contribuições dadas ao trabalho, me incentivou a continuar com a pesquisa em um momento de muitas dificuldades. A todo o pessoal do GRH, na pessoa da Eng. Martha Barbosa e das secretárias Luci e Denise pelo apoio dado na realização das compras necessárias para o desenvolvimento da pesquisa, programação de carros para viagem, etc. Aos estagiários que por lá passaram e que de algum modo me ajudaram na pesquisa em especial a Sival Sena, que muitas vezes viajou a Sto. Antônio para me ajudar a implantar as estruturas físicas da pesquisa. Ao empresário Samuel, motorista da UFBA, pela ajuda dada com o trabalho em fibra de vidro. Aos meus colegas de mestrado João Anísio e Carla pela ajuda dada durante a realização da pesquisa. À EMBASA, na pessoa do Eng. Eduardo Araújo, Diretor de Operação, por ter permitido que as análises do esgoto fossem feitas no laboratório da empresa, sem custo para a pesquisa. Ao, a época, Superintendente da Região Norte, Eng. Elmo Vaz, por ter permitido que a Divisão de Manutenção da Unidade Regional de Feira de Santana desse manutenção nos equipamentos da pesquisa. Ao Diretor de Engenharia, Eng. Carlos Alberto Pontes e aos meus chefes na Embasa neste período, Eng. Marcelo Lussano, Eng. Paulo Eduardo Pinheiro e Eng. Bartira Mônaco por terem permitido que conciliasse as atividades do trabalho com a do mestrado. A Elias Enock, técnico de construção, que muito me ajudou no período de implantação da pesquisa e Edimilson, técnico de manutenção, que mesmo afastado da EMBASA continuou dando apoio à pesquisa quando solicitado. A todos os colegas da EMBASA e ao pessoal da UFBA, que mesmo não citados, direta ou indiretamente me ajudaram nesta longa jornada.

7 Todo o adubo humano e animal que o mundo perde, se fosse lançado à terra, em vez de jogado ao mar, bastaria para alimentar o mundo inteiro. Victor Hugo, 1862 (Os Miseráveis)

8 LISTA DE ILUSTRAÇÕES Figura 1 - Aumento do Consumo de Água X Aumento da População ( ) 17 Figura 2 - Retirada de água por setor ( ) 18 Figura 3 - Mapa da escassez de água 19 Figura 4 Estimativa de custo para novos SAA 20 Figura 5 Redução de oxigênio dissolvido em rios em função do nível de renda dos países 20 Figura 6 - Regiões Secas no Mundo 26 Figura 7 - Nova delimitação do Semiárido 26 Figura 8 - Risco de Seca na Bahia ( ) 29 Figura 9 - Possibilidades de aplicação do reúso 35 Figura 10 - Quantidade de projetos de reúso da água, por tipo e área 36 Figura 11 - Qualidade da água e ferramentas de Gestão de Recursos Hídricos 43 Figura 12 - Vinte países com maiores áreas irrigadas com esgoto, bruto e tratado 50 Figura 13 - Qualidade da água ao longo do Perímetro Irrigado de Tula 57 Figura 14 - Aumento na retirada de água para irrigação ( ) 58 Figura 15 - Utilização de Esgotos Sanitários e Risco de Transmissão de Doenças 64 Figura 16 - Barreiras múltiplas e pontos de controle críticos 71 Figura 17 - Exemplos de combinação de medidas de proteção à saúde para uma 74 carga de doenças tolerável de 10-6 DALY ppa Figura 18 - Características das impurezas contidas nas águas dos esgotos 82 domésticos Figura 19 - Seqüência de processos na digestão anaeróbia de macromoléculas 90 complexas Figura 20 - Lagoa Anaeróbia 93 Figura 21 - Funcionamento geral de uma fossa séptica 95 Figura 22 - Desenho esquemático de um reator UASB 96 Figura 23 - Desenho esquemático do funcionamento dos filtros anaeróbios 99 Figura 24 - Esquema de funcionamento do reator de leito fluidificado/expandido 100 Figura 25 - Esquema de funcionamento de um tanque séptico associado a um filtro 102 anaeróbio de fluxo ascendente Figura 26 - Infiltração Rápida 109 Figura 27 - Sistema de irrigação por aspersão 112 Figura 28 - Sistema de irrigação por inundação 112 Figura 29 - Sistema de irrigação por sulcos 113 Figura 30 - Sistema de irrigação por gotejamento 114 Figura 31 - Escoamento Superficial (Seção Típica) 119 Figura 32 Precipitação X Evapotranspiração 127 Figura 33 - Localização do Município de São Domingos 128 Figura 34 - Localização do experimento em São Domingos 128 Figura 35 - Barragem de nível construída em um dos pontos de lançamento do 129 esgoto da cidade, vista da estrada Figura 36 - Barragem de nível construída em um dos pontos de lançamento do 130 esgoto da cidade, vista da área onde foram implantados os módulos de tratamento

9 Figura 37 - Tanque de equalização 130 Figura 38 - Desenho esquemático da estrutura de pré-tratamento - derivação e 131 grade. Figura 39 - Desenho esquemático da estrutura de pré-tratamento - caixa de areia 132 Figura 40 - Planta baixa do Módulo de Tratamento 132 Figura 41 - Seção Transversal do Módulo de Tratamento 133 Figura 42 - Enchimento do filtro anaeróbio com seixos 133 Figura 43 - Seixos rolados no interior do filtro anaeróbio 134 Figura 44 - Tanque de armazenamento do efluente utilizado na irrigação 135 Figura 45 - Seção típica dos drenos 137 Figura 46 - Seção transversal inicial dos sulcos 137 Figura 47 - Reunião dos drenos 137 Figura 48 - Pontos de coleta do efluente infiltrado 138 Figura 49 - Arranjo geral da pesquisa 140 Figura 50 - Resultados das análises de DBO 5 (mg/l) 146 Figura 51 - Resultado das análises de DQO (mg/l) 147 Figura 52 - Resultado das análises de Nitrogênio Amoniacal (mg NH 3 /L) 148 Figura 53 - Resultado das análises de Fósforo Total (mg P/L) 149 Figura 54 - Resultados das análises de Condutividade Elétrica Específica 150 (umho/cm) Figura 55 - Resultados das análises de Sólidos Dissolvidos (mg/l) 151 Figura 56 - Resultados das análises de Sólidos Suspensos (mg/l)- 152 Figura 57 - Resultados das análises de Sólidos Totais (mg/l) 153 Figura 58 - Resultado das análises de ph 154 Figura 59 - Resultados das análises de E. Coli (NMP/100ml) 155 Figura 60 - Resultados das análises de Coliformes Termotolerantes (UFC/100ml) 156 Figura 61 Vista da área plantada com milho 157 Figura 62 Espiga de milho 158

10 LISTA DE QUADROS Quadro 1 - Fatores necessários para a ocorrência de intoxicação ou infecção 66 Quadro 2 - Estratégias de controle para redução de patógenos no reúso agrícola. 72 Quadro 3 - Riscos associados à utilização de esgotos sanitários na agricultura 77 Quadro 4 - Vantagens e Desvantagens da Digestão Anaeróbia em Relação à Digestão 92 Aeróbia Quadro 5 - Material utilizado no projeto 138

11 LISTA DE TABELAS Tabela 1 - Distribuição da Área da Região Semiárida pelos Estados 27 Tabela 2 - Distribuição da População da Região Semiárida pelos Estados 27 Tabela 3 - Anos com secas, por século. 28 Tabela 4 - Países com maior aplicação de Reúso (esgoto bruto e tratado) 36 Tabela 5 - Países com maior aplicação de Reúso (esgoto tratado) 37 Tabela 6 - Países que mais fazem uso de esgoto tratado na agricultura 51 Tabela 7 - Taxa de aplicação de efluente tratado em irrigação 52 Tabela 8 - Diretrizes adotadas na interpretação da qualidade das águas de irrigação. 55 Tabela 9 - Aumento da produtividade com o uso de esgotos domésticos (t/ha/ano) 61 Tabela 10 - Concentrações usuais de microrganismos patogênicos em esgotos 67 sanitários Tabela 11 - Recomendações da USEPA para reúso de águas residuárias na agricultura 69 Tabela 12 - Diretrizes da OMS para reúso agrícola de esgotos sanitários 74 Tabela 13 - Diretrizes do PROSAB para uso agrícola de esgotos sanitários 75 Tabela 14 - Características físico-químicas dos esgotos 82 Tabela 15 - Níveis de tratamento de uma ETE e eficiência esperada 85 Tabela 16 - Concentração Média no Efluente e Eficiência de Remoção de Matéria 89 Orgânica em Sistemas Anaeróbios Tabela 17 - Eficiência de Remoção de DQO, DBO e SST em filtros anaeróbios 104 preenchidos com diferentes tipos de meio suporte Tabela 18 - Eficiência de Remoção de DQO, DBO e SST em conjuntos fossa séptica filtros anaeróbios, preenchidos com diferentes tipos de meio suporte Tabela 19 - Concentrações Médias de Nitrito e Nitrato (mg/l) 118 Tabela 20 - Resultados médios obtidos na pesquisa de Klusener Filho e outros 125 Tabela 21 - Resultados médios obtidos na pesquisa de Cota e outros 125 Tabela 22 - Qualidade esperada do efluente tratado por aplicação no solo 126 Tabela 23 - Dimensões dos tanques do módulo de tratamento 132 Tabela 24 - Distância entre os pontos de coleta de solo 139 Tabela 25 - Quantidade real de água necessária para cada uma das fases 141 Tabela 26 - Quantidade total de água necessária para cada uma das fases 142 Tabela 27 - ETo mensal 142 Tabela 28 - Turno de rega 143 Tabela 29 - Quantidade total de água necessária para cada uma das fases 143 (cál. invertido) Tabela 30 - Quantidade total de água necessária para cada uma das fases 143 (cál. invertido) Tabela 31 - Resultados das análises de DBO 5 (mg/l) 145 Tabela 32 - Resultados das análises de DQO (mg/l) 146 Tabela 33 - Resultados das análises de Nitrogênio Amoniacal (mg NH3/L) 147 Tabela 34 - Resultado das análises de Nitrato (mg NO3-N/L) e Nitrito (mg NO2-N/L) 148 Tabela 35 - Resultado das análises de Fósforo Total (mg P/L) 149 Tabela 36 - Resultados das análises de Condutividade Elétrica Específica (umho/cm) 150

12 Tabela 37 - Resultado das análises de Sólidos Dissolvidos (mg /L) 151 Tabela 38 - Resultado das análises de Sólidos Suspensos (mg /L) 152 Tabela 39 - Resultado das análises de Sólidos Totais (mg /L) 153 Tabela 40 - Resultado das análises de ph 154 Tabela 41 - Resultados das análises de E. Coli (NMP/100ml) 155 Tabela 42 - Resultados das análises de Coliformes Termotolerantes (UFC/100ml) 155 Tabela 43 - Média dos resultados das análises feitas nos efluentes bruto e tratado 157 Tabela 44 - Resultados das análises de solo entre 0 e 10cm 159 Tabela 45 - Resultados das análises de solo entre 40 e 50cm 160

13 LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS ABNT Associação Brasileira de Normas Técnicas ANA Agência Nacional de Águas APPCC Análise de Perigos e Pontos Críticos de Controle AQRM Análise Quantitativa de Risco Microbiológico CAGEPA Companhia de Água e Esgotos da Paraíba CETESB Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental CF Coliforme Fecal CNRH Conselho Nacional de Recursos Hídricos COMPESA Companhia Pernambucana de Saneamento CONAMA Conselho Nacional do Meio Ambiente COT Carbono Orgânico Total CR Cloro Residual DAFA Digestor Anaeróbio de Fluxo Ascendente DALY - Disability-Adjusted Life Year DBO Demanda Bioquímica de Oxigênio DOU Diário Oficial da União DQO Demanda Química de Oxigênio EMBASA Empresa Baiana de Águas e Saneamento EMBRAPA Empresa Brasileira de Pesquisas Agropecuárias E. Coli - Escherichia coli ETE - Estação de Tratamento de Esgoto FAO Food and Agriculture Organization FUNASA Fundação Nacional de Saúde GRID - Global and Regional Integrated Data hab. - Habitante HACCP - Hazard Analysis and Critical Control Point IBGE Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística IWMI - International Water Management Institute ICRISAT - International Crops Research Institute for the Semi-Arid Tropics ND Não Detectável NEERI - National Environmental Engineering Research Institute

14 NMP Número Mais Provável NTK Nitrogênio Total Kjeldahl NRC - National Research Council OMS Organização Mundial da Saúde PROSAB Programa de Pesquisas em Saneamento Básico RAFA Reator Anaeróbio de Fluxo Ascendente RAFAALL Reator Anaeróbio de Fluxo Ascendente Através do Leito de Lodo RALF Reator Anaeróbio de Lodo Fluidizado SAA Sistemas de Abastecimento de Água SABESP Companhia de Saneamento Básico do Estado de São Paulo UASB - Upflow Anaerobic Sludge Bed UNDP - United Nations Development Programme UN United Nations UNEP United Nations Environment Programme UNESCO - United Nations Educational, Scientific and Cultural Organization UNICAMP Universidade Estadual de Campinas USEPA - United States Environmental Protection Agency WHO - World Health Organization

15 LISTA DE SÍMBOLOS C - Carbono C Grau Centígrado CaCO3 - Carbonato de Cálcio CF Coliforme Fecal Cm Centímetro ds/m - decisiemens por metro ha - Hectare hab. - Habitante Kg Quilo Km Quilômetro Km² - Quilômetro quadrado L - Litro m Metro m² - Metro quadrado m³ - Metro cúbico m³/h.m Metro cúbico por hora por metro m³/dia - Metro cúbico por dia meq/l Miliequivalência do soluto por litro de solvente mg/l Miligrama por litro ml - Mililitro ml/l Mililitro por litro m³/s - Metro cúbico por segundo mm Milímetro N Nitrogênio N-NH Ion Amônio - NO 3 - Nitrato NTK Nitrogênio Total P - Fósforo ph Potencial Hidrogeniônico ut Unidade de Turbidez

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

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

18 SUMÁRIO 1. INTRODUÇÃO RELEVÂNCIA DO TRABALHO OBJETIVOS Objetivo Geral da Pesquisa Objetivos Específicos ESTRUTURA GERAL DO TRABALHO REVISÃO BIBLIOGRÁFICA O SEMIÁRIDO REÚSO DA ÁGUA Conceitos Situação Atual O Reúso na Gestão dos Recursos Hídricos REÚSO NA AGRICULTURA Histórico Situação Atual Qualidade da Água para Reúso Agrícola Reúso Agrícola e Melhoria da Qualidade das Águas Superficiais Outros Benefícios do Reúso Agrícola Riscos do Reúso Agrícola à Saúde Humana Outros Riscos do Reúso Agrícola O ESGOTO DOMÉSTICO Características Tipos de Tratamento Digestão Anaeróbia Histórico Tratamento Anaeróbio de Esgotos Principais Tipos de Reatores Anaeróbios Tratamento por Associação de Fossa Séptica com Filtro Anaeróbio Disposição no solo Histórico Métodos de Disposição de Efluentes no Solo MATERIAL E MÉTODOS LOCALIZAÇÃO DO EXPERIMENTO DESCRIÇÃO DO EXPERIMENTO DIMENSIONAMENTO DO SISTEMA DE IRRIGAÇÃO RESULTADOS E DISCUSSÕES 144

19 5. CONCLUSÃO E RECOMENDAÇÕES 164 REFERÊNCIAS 168 ANEXO A - LAUDOS DE ANÁLISES DE SOLO - EMAPA 189 ANEXO B - LAUDOS DE ANÁLISES DE ESGOTO - EMBASA 190 ANEXO C - LAUDOS DE ANÁLISES DE SOLO - CETREL 191

20 17 1 INTRODUÇÃO No século XX, mais acentuadamente a partir da década de 50, houve um grande aumento na população mundial, o que, por si só, já acarretaria um aumento no consumo de água. Entretanto, neste período, também houve um grande desenvolvimento econômico, ao qual estão associados o aumento da urbanização e do padrão de vida das pessoas, sobretudo nos países desenvolvidos, bem como o da área irrigada e da quantidade de indústrias. Todos estes fatores levaram a um aumento do consumo de água, proporcionalmente superior ao aumento da população (HINRICHSEN et al., 1997). As estimativas de quanto a população e o consumo aumentaram variam de acordo com a fonte consultada. Hinrichsen e outros (1997) estimam que enquanto a população aumentou três vezes, a demanda teria aumentado seis vezes, mesma estimativa contida na publicação da UNESCO (2006), Water a Shared Responsability. O Relatório do Desenvolvimento Humano, de 2006, do Programa das Nações Unidas para o Desenvolvimento (PNUD), estima que a população aumentou quatro vezes enquanto que o consumo aumentou sete vezes, como mostra a figura 1. A figura 2 mostra o aumento na demanda de água ocorrido no mesmo período, por setor, e apresenta uma projeção deste aumento para o ano de A retirada de água da natureza aumentou de 500Km³ em 1900 para 3.380Km³ em A população mundial aumentou de 1,6 bilhão em 1900 para 6 bilhões em Figura 1 - Aumento do Consumo de Água X Aumento da População ( ). Fonte: UNDP, 2006.

21 18 Figura 2 - Retirada de água por setor ( ) Fonte: UNDP, Apesar do aumento da demanda, a quantidade de água disponível no mundo seria suficiente para supri-la, se não fosse a distribuição desigual, tanto no espaço quanto no tempo (UN/FAO, 2007; UNDP, 2006; XERCAVINS I VALLS, 1999). Assim, em diversas partes do mundo, a disponibilidade de água é inferior à demanda, caracterizando situações de escassez. A despeito dos diversos critérios existentes para definir se um país ou região enfrenta escassez, estima-se que nas próximas décadas, cerca de dois terços da população mundial estarão enfrentando problemas relativos à escassez de água, tais com degradação ambiental, declínio do nível do lençol freático e conflitos pelo uso da água (MOLDEN et al., 2007; RIJSBERMAN, 2006). A figura 3 apresenta as áreas do mundo que sofrem escassez de água de acordo com os critérios do International Water Management Institute (IWMI), segundo o qual áreas nas quais menos de 25% da vazão dos rios é retirada para uso humano têm recursos hídricos abundantes relativos ao uso, sendo classificadas como de pouca ou nenhuma escassez de água. Áreas onde há recursos hídricos suficientes, mas onde não há consumo de água por falta de recursos financeiros para implementar a infra-estrutura necessária para distribuí-la, são classificadas como de escassez econômica de água. Aquelas onde o consumo é superior a 60% da vazão dos rios, são classificadas como de próximas da escassez física e aquelas onde o consumo é superior a 75% da vazão dos rios são classificadas como de escassez física de água (MOLDEN et al., 2007).

22 19 Figura 3 Mapa da escassez de água. Fonte: MOLDEN et al., Vale ressaltar que o fenômeno da escassez não é atributo exclusivo das regiões áridas e semiáridas. Muitas regiões com recursos hídricos abundantes, mas insuficientes para atender a demandas excessivamente elevadas, também experimentam conflitos de usos e sofrem restrições de consumo, que afetam o desenvolvimento econômico e a qualidade de vida (HESPANHOL, 2008). Tradicionalmente, à medida que os mananciais mais próximos se tornam insuficientes, seja por falta de capacidade ou por falta de qualidade, a solução adotada para fazer frente às crescentes demandas tem sido a de se buscar mananciais distantes, construindo-se novas barragens e estruturas de captação, transporte, tratamento e distribuição (ASANO, 2007; UN/FAO, 2007). Esta prática remonta há mais de anos, à época do Império Romano, quando os romanos construíram longos aquedutos para buscar água cada vez mais longe, à medida que os mananciais mais próximos se tornavam poluídos por efluentes brutos (HESPANHOL, 2008) e vem sendo acentuada ao longo do tempo, sobretudo a partir do século XIX, quando a distribuição de água em domicílio teve um grande impulso (GIJZEN, 2001; WOLFF; GLEICK, 2002). O aumento da distância da captação dos novos sistemas de abastecimento acarretou em aumento do custo de capital associado aos novos sistemas, em relação aos custos dos sistemas já existentes. Estudo realizado pelo Banco Mundial (1992 apud HESPANHOL, 2008), no qual foram analisados os recursos investidos em vários sistemas de abastecimento de água em todo o mundo, mostrou que o custo por metro cúbico de água potável do próximo projeto, pode ser de duas a três vezes o custo do anterior, como mostrado na figura 4.

23 20 Figura 4 Estimativa de custo para novos SAA. Fonte: BANCO MUNDIAL, 1992 apud HESPANHOL, Como, de um modo geral, os sistemas de coleta, transporte, tratamento e disposição final de esgotos não se expandiram na mesma proporção que as novas vazões aduzidas, houve aumento no volume de efluentes lançados nos rios e consequentemente da poluição. Com o propósito de minorar os efeitos da poluição nos corpos d água, causados pelo lançamento de efluentes em quantidade superior à capacidade de depuração daqueles, alguns países aumentaram o rigor das legislações ambientais no que se refere ao padrão de qualidade dos efluentes lançados nos rios. Isto levou ao aprimoramento do tratamento dos efluentes, com a ampliação das etapas e utilização de técnicas mais sofisticadas, porém teve como conseqüência o encarecimento do tratamento, o que limitou estas ações, de forma generalizada, a países ricos, como mostra a figura 5 (BOUWER, 2000; HESPANHOL, 2008; USEPA, 2004). Figura 5 - Redução de oxigênio dissolvido em rios em função do nível de renda dos países. Fonte: BANCO MUNDIAL, 1992 apud HESPANHOL, 2008.

24 21 Os impactos econômicos e ambientais advindos da tradicional forma de atender ao aumento da demanda de água têm levado a uma mudança gradual de paradigma na gestão dos recursos hídricos, a qual tem procurado levar em consideração aspectos que promovam a sustentabilidade. Neste novo paradigma, a gestão dos sistemas de abastecimento de água, de esgotamento sanitário e de drenagem urbana deve ser feita de maneira integrada. Segundo Mitchell (2006), além da gestão da demanda, também deve ser dado ênfase à gestão da oferta, considerando, dentre outras coisa, a utilização de fontes não tradicionais de recursos hídricos (AOKI et al., 2005; ASANO et al., 2007, HESPANHOL, 2003; 2008, PEARSON, 2010). Segundo Shiklomanov (1998), a cada m³ de esgoto lançado nos corpos d água, de 8 a 10m³ de água têm sua qualidade prejudicada. A reutilização dos esgotos sanitários promove a melhoria da qualidade da água dos rios, diminuindo a concentração dos poluentes, pois tanto diminui o lançamento de esgoto nos rios como aumenta o volume de água nas calhas dos rios, já que diminui a necessidade de retirada de água para atender aos diversos propósitos (ANDERSON, 2003). Dentro deste conceito de sustentabilidade, a reutilização de águas servidas em situações nas quais os padrões de qualidade são menos exigentes aumenta a disponibilidade de volumes equivalentes de água de boa qualidade para uso mais nobre, como o abastecimento humano (BOWER, 2000; USEPA, 2004), o que coaduna com a política estabelecida pelo Conselho Econômico e Social das Nações Unidas para a gestão de áreas carentes de recursos hídricos, em 1958, segundo a qual "a não ser que exista grande disponibilidade, nenhuma água de boa qualidade deve ser utilizada para usos que toleram águas de qualidade inferior" (UNITED NATIONS, 1958 apud HESPANHOL, 2003, p.76). Vale ressaltar que no Brasil, esta política foi ratificada pelo CNRH, através da resolução 54/ RELEVÂNCIA DO TRABALHO Nas regiões semiáridas, típicas da região nordeste, nos períodos de estiagem, há significativa redução de vazão nos poucos rios perenes e nos muitos rios intermitentes o fluxo cessa por completo. Nestas condições, o lançamento de efluentes domésticos

25 22 urbanos nos corpos d água representa uma certeza de poluição, pois, considerando a razão entre a carga poluente e o volume de água, o corpo receptor tem pouca ou nenhuma capacidade de diluição. Souza e Mota, 1994, estimam que para absorver a carga orgânica lançada nos rios, estes teriam que ter uma vazão correspondente a 40 vezes a vazão dos efluentes. Portanto, para evitar que ocorra poluição nestes rios, o nível do tratamento tem de ser de tal ordem, que os custos associados o torna inviável (SOUZA; MOTA, 1994; SOUZA et al., 2003). O reúso de águas residuárias na agricultura nestas regiões, como técnica de póstratamento, possibilita a adoção de técnicas de tratamento de baixo custo, a nível secundário, pois o efluente final, após percolar subsuperficialmente no solo, tem sua carga poluente reduzida. Isto se dá pelo fato do solo atuar como camada filtrante, possibilitando que ações de adsorção e atividades dos microrganismos tratem o efluente. Os microorganismos usam a matéria orgânica contida no efluente como alimento, convertendo-a em matéria mineralizada, nutriente, a qual fica à disposição da vegetação. Assim, a aplicação de águas residuárias na agricultura do semiárido, além de propiciar uma fonte permanente de água para a agricultura, possibilitando o desenvolvimento de uma agricultura comercial também pode ser uma ferramenta para enquadrar os rios, assegurando às águas qualidade compatível com os usos mais exigentes a que forem destinadas e diminuindo os custos de combate à poluição das águas. O enquadramento é um dos instrumentos previstos na Política Nacional de Recursos Hídricos, estabelecida pela Lei de 2007, que tem como um de seus objetivos assegurar, à atual e às futuras gerações, a necessária disponibilidade de água em padrões de qualidade adequados aos respectivos usos. Segundo esta lei, a gestão sistemática dos recursos hídricos, sem dissociação dos aspectos de quantidade e qualidade, bem como a integração da gestão de recursos hídricos com a gestão ambiental; constituem diretrizes gerais de ação para implementação da Política Nacional de Recurso Hídricos. No Brasil, a resolução 357/05 do CONAMA, estabelece metas de qualidade da água a serem, obrigatoriamente, alcançadas ou mantidas em um segmento de corpo de água, de acordo com os usos preponderantes pretendidos, ao longo do tempo. Nesta resolução, estão descritos os parâmetros que os rios devem alcançar para serem enquadrados em uma das treze classes previstas.

26 OBJETIVOS Objetivo Geral da Pesquisa Esta pesquisa visa avaliar a eficiência do reúso agrícola, associado a um sistema de tratamento simplificado e de baixo custo de implantação e operação, como estratégia de redução da poluição de rios localizados em regiões semiáridas Objetivos Específicos a) Avaliar a eficiência do reúso agrícola aplicado a um cultivo de milho na retenção de matéria orgânica contida em efluente doméstico submetido a um tratamento anaeróbio prévio em um sistema Fossa-Filtro. b) Avaliar a eficiência do reúso agrícola aplicado a um cultivo de milho na remoção de Nitrogênio Amoniacal contido em efluente doméstico submetido a um tratamento anaeróbio prévio em um sistema fossa-filtro. c) Avaliar a eficiência do reúso agrícola aplicado a um cultivo de milho na remoção de Fósforo Total contido em efluente doméstico submetido a um tratamento anaeróbio prévio em um sistema fossa-filtro. d) Avaliar o potencial de salinização do solo devido à utilização de efluentes domésticos urbanos. 1.3 ESTRUTURA GERAL DO TRABALHO Esta dissertação é composta de cinco capítulos. O capítulo 1 contém a introdução, onde se aborda o problema crescente de escassez de água no mundo e se procura contextualizar o reúso agrícola dentro deste quadro. Neste capítulo são também descritos a relevância e os objetivos desta pesquisa.

27 24 O referencial teórico, situado no capítulo 2, é subdividido em tópicos relevantes para o reúso. Inicialmente, é feita uma caracterização das regiões semiáridas, detalhando particularmente o semiárido brasileiro. Em seguida são abordados os conceitos relativos ao reúso da água e apresentada a situação atual do reúso de uma maneira geral. Como é tema central desta dissertação, os tópicos relativos ao reúso agrícola são mais aprofundados. O referencial teórico aborda ainda aspectos relativos ao esgoto doméstico, tais como caracterização e técnicas de tratamento, procurando aprofundar a discussão nas técnicas de tratamento utilizadas na pesquisa, que foram: digestão anaeróbia, conjunto fossa-filtro; e disposição no solo, através de irrigação. O capítulo 3 descreve os materiais e métodos utilizados na pesquisa, indicando a localização do experimento, descrevendo os materiais utilizados e a sequência de funcionamento do experimento. Neste capítulo também são indicados os exames realizados no efluente, os pontos de coleta e a periodicidade das análises. A discussão dos resultados obtidos na pesquisa é apresentada no capítulo 4. A conclusão do trabalho e as recomendações para pesquisas futuras são apresentadas no capítulo 5. Ao final são apresentadas as referências utilizadas na elaboração deste trabalho e os anexos apresentam os laudos das análises realizadas no solo, as quais serviram para dimensionar o sistema de irrigação, bem como as análises feitas no esgoto e n solo para avaliar a eficiência de redução da poluição nos rios.

28 25 2 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 2.1 O SEMIÁRIDO As regiões semiáridas ocupam áreas de todos os continentes. Entretanto, não há consenso quanto aos critérios utilizados para definição do que seria um clima semiárido e, consequentemente, qual seria a real extensão das áreas com este tipo de clima ao redor do mundo. Raya (1996 apud MELO FILHO; SOUZA, 2006) estima que a superfície mundial semiárida varie entre 10 e 13% da superfície terrestre. White e Nackoney (2003) consideram que este percentual seja de 18%, percentual equivalente ao estimado pela FAO (2004). Safriel e Adeel (2005) consideram que as regiões de clima semiárido ocupem uma área equivalente a 15,2% da superfície terrestre, mesmo percentual considerado pelo ICRISAT (s/d). Apesar das divergências em relação à extensão total das regiões semiáridas, estas regiões têm em comum algumas características tais como baixos níveis de umidade, escassez de chuvas anuais, irregularidade no ritmo das precipitações ao longo dos anos e prolongados períodos de carência hídrica. Dentre essas regiões, onde o montante precipitado aproxima-se do limite permitido à prática agrícola, encontra-se o Sahel, no norte da África; grande área no norte da China, o platô de Deccan, na Índia. Na América do Sul, temos três exemplos: a região da Guajira, no norte da Venezuela e da Colômbia; a diagonal seca do Cone Sul, que envolve muitas nuanças de aridez ao longo de Argentina, Chile e Equador; e, por fim, o Nordeste seco do Brasil (AB'SABER, 1999; FREITAS, 2008). A figura 6 mostra a distribuição dessas áreas pelo globo terrestre. No Brasil, a região semiárida ocupa uma área equivalente a 11,54% do país, abrangendo todos os estados do nordeste, a exceção do Maranhão, e uma parte do norte de Minas Gerais. Nesta região, habitam cerca de 45% da população do nordeste e 12% da população do Brasil. Na Bahia o semiárido ocupa uma área de Km 2, cerca de 70% da área do estado, na qual moram pessoas, aproximadamente metade da população do estado, das quais 53% em áreas urbanas. Em relação ao semiárido como um todo, a área pertencente ao estado da Bahia corresponde a 40% e a população a 30,9%. A figura 7 apresenta a nova delimitação do semiárido de acordo com revisão

29 26 feita pelo Ministério da Integração regional em 2005 (BRASIL, 2005b). As tabelas 1 e 2 apresentam, respectivamente, a distribuição da área e da população do semiárido pelos estados que pertencem a esta região, relacionando com o total dos estados, do nordeste e do Brasil. - Clima Árido - Clima Semiárido - Clima Subúmido Figura 6 Regiões Secas no Mundo Fonte: UNEP/GRID, 1991 apud WHITE; NACKONEY, Figura 7 - Nova delimitação do Semiárido Fonte: Adaptado de BRASIL, 2005b.

30 27 Estado/Região Tabela 1 Distribuição da Área da Região Semiárida pelos Estados. Área (Km²) % Semiárido no Total Semiárido Estado/Região (a) (b) (b/a) % Total Semiárido (b/c) Piauí ,8% 15,3% Ceará ,0% 12,9% R G do Norte ,9% 5,0% Paraíba ,4% 5,0% Pernambuco ,2% 8,8% Alagoas ,7% 1,3% Sergipe ,0% 1,1% Bahia ,6% 40,0% Minas Gerais ,7% 10,5% Nordeste c 63,22% 100% Brasil ,54% Fonte: BRASIL, 2005a; IBGE, Tabela 2 Distribuição da População da Região Semiárida pelos Estados. População (hab.) Estado/ Região Urbana Semiárido Rural Semiárido Total (a) % (b/d) % (c/d) Total Semiárido (d) % (d/a) (b) (c) Piauí Ceará R. G. Norte Paraíba Pernambuco Alagoas Sergipe Bahia M. Gerais Total Nordeste Brasil Fonte: BRASIL, 2005a; IBGE, Do ponto de vista climático, a região semiárida caracteriza-se por apresentar temperaturas médias elevadas, da ordem de 23 a 26, com pouca variação de uma região para outra, com amplitudes térmicas diárias em torno de 10 C, mensal de 5 a 10 C e anual de 2 a 5 C. As precipitações médias anuais variam entre 280 e 800mm, com grande variação espacial e temporal. Num mesmo ano, pode acontecer que algumas áreas da região recebam chuvas, enquanto outras experimentem estiagens. Estas chuvas podem ser concentradas em um único mês ou num período de três a cinco meses, que seria o período chuvoso dos anos ditos normais. A distribuição pluviométrica e os

31 28 elevados índices de evaporação tornam ineficientes os sistemas de armazenamento superficial de água (CAMPOS, 1997; MELO FILHO; SOUZA, 2006; REBOUÇAS, 1999). Apesar de ocorrerem alguns anos de chuvas abundantes, os longos períodos de estiagem, fenômeno conhecido como seca, mais especificamente seca climatológica; são bastante freqüentes, ocorrendo desde há muito. Uma das primeiras referências a seca foi feita pelo padre jesuíta Antonio Pires, em carta datada de 5 de junho de 1552, na qual relata que "...em Pernambuco, havia 4 ou 5 anos que não chovia, mas este ano a chuva foi tanta que permitiu uma grande colheita de alimentos." (PORTO, s/d apud GAREIS, 1997). diz que: Outro relato, feito pelo padre jesuíta Fernão Cardim, referindo-se ao ano de 1853, [...] tão grande seca que os engenhos d água não moeram muito tempo. Houve grande fome, principalmente no sertão Pernambucano, pelo que desceram do sertão apertados pela fome socorrendo-se aos brancos, quatro ou cinco mil índios... (CARDIM, 1978, pág. 199 apud SANT ANNA NETO, 2001, pág.7). A tabela 3 apresenta a quantidade de anos em que ocorreram secas em cada século, entre o XVI e o XX, a partir de dois estudos, um feito pela SUDENE, intitulado As secas do Nordeste - Uma Abordagem Histórica de Causas e Efeitos (1981 apud BARBOSA, 2000; CAMPOS, 1994) e outro feito por Otomar de Carvalho intitulado O impacto social da seca no Nordeste (1994 apud BARBOSA, 2000). Tabela 3 Anos com secas, por século. Séculos SUDENE Carvalho XVI 2 3 XVII 6 6 XVIII XIX XX 15 2, Fonte: SUDENE, 1981 apud BARBOSA, 2000 e CAMPOS, 1994; CARVALHO, 1994 apud BARBOSA, Notas: 1 Campos (1994) não cita a ocorrência de secas em 1830, 1833 e 1898, citadas por Barbosa (2000). 2 Campos (1994) não cita a ocorrência de secas em 1932, ao contrário de Barbosa (2000), enquanto este cita a ocorrência de secas em 1915 e 1962, não citadas pelo primeiro. 3 Campos, indo além do último ano considerado no estudo original, 1981; cita a ocorrência de secas de 1982 a 1993, perfazendo um total de 28 anos com seca entre 1900 e Até Na figura 8, é apresentado o mapa de risco de seca na Bahia, cuja apresentação original se deu no trabalho Risco de Seca na Bahia, publicado pelo Centro de

32 29 Estatística e Informações da Bahia (CEI) em O mapa indica que o semiárido baiano, apresentado na figura 7, em sua maior parte, nas áreas que abrangem a depressão sanfranciscana, sobretudo ao norte do Estado, e nas depressões formadas pelos vales médios dos rios Vaza Barris, Itapicuru, Paraguaçu e Contas; apresenta risco alto de ocorrência de seca. A outra parte, localizada no extremo sudoeste e no planalto de Maracás e Vitória da Conquista, bem como na Chapada Diamantina, apresenta risco em grau médio (BARBOSA, 2000). Figura 8 - Risco de Seca na Bahia ( ) Fonte: CEI, 1991 apud BARBOSA, Em termos geológicos, a maior parte do semiárido está situada em um embasamento cristalino, no qual os solos, geralmente, são rasos (cerca de 0,60 m), apresentando baixa capacidade de infiltração. Isto leva a que a pouca quantidade de água que infiltra no solo seja rapidamente evaporada ou transpirada pela vegetação (CAMPELLO NETTO et al., 2007; SUASSUNA, 2002). A este respeito Rebouças (1966 apud COSTA, 1994, pág. 34) diz que:... a infiltração é um fenômeno excepcional dos anos úmidos; nos anos de pluviometria média, a totalidade das águas que caem é consumida pela evapotranspiração e escoamento superficial..

33 30 Os aqüíferos dessa área caracterizam-se pela forma descontínua de armazenamento. A água é armazenada em fendas/fraturas na rocha (aqüífero fissural) e, em regiões de solos aluviais (aluvião) forma pequenos reservatórios, de qualidade não muito boa, sujeitos à exaustão devido à ação da evaporação e aos constantes bombeamentos realizados. As águas exploradas em fendas de rochas cristalinas são, em sua maioria, de qualidade inferior, normalmente servindo apenas para o consumo animal; às vezes, atendem ao consumo humano e raramente prestam para irrigação. As águas que têm contato com esse tipo de substrato mineralizam-se com muita facilidade, tornando-se salinizadas (REBOUÇAS, 1999; SUASSUNA, 2002). Os rios que nascem e correm dentro do semiárido apresentam dois tipos de regimes hidrológicos: o temporário, intermitente, e o efêmero. Enquanto que os rios temporários estão marcados pela presença de um fluxo de água superficial maior ao longo do seu ciclo hidrológico, e um período de seca estacional, os rios efêmeros apresentam fluxo de água superficial somente após uma precipitação não previsível. Esta marcha estacional pode variar anualmente, dependendo do modelo de precipitação (freqüência, intensidade e duração). Um rio de características temporárias em um ano úmido, pode se tornar um rio efêmero em um ano excessivamente seco. No semiárido baiano, todos os rios são intermitentes, temporários, a exceção do São Francisco, do Paraguaçu e o de Contas (CIRILO et al., 2007; MALTCHIK, 1999; MELO FILHO; SOUZA, 2006). As características de fluxo dos rios do semiárido são causadas pela dificuldade de infiltração da água no solo, o que faz com que o escoamento de base, fenômeno pelo qual as águas infiltradas no solo alimentam o escoamento superficial, somente ocorra nos períodos imediatamente posteriores aos das precipitações. Assim, o escoamento superficial depende das precipitações, sendo interrompido, ou diminuído em muito, nos longos períodos de estiagem (AB'SABER, 1999; MALTCHIK, 1999; MELO FILHO; SOUZA, 2006; REBOUÇAS, 1999). Sobre isto, Rebouças (1966 apud COSTA, 1994, pág. 34) diz que:... no final das estações chuvosas os rios continuam a correr por restituição das águas acumuladas no subsolo, durante 33 dias nas zonas de rochas cristalinas, contra 85 dias nas zonas de terrenos sedimentares, ocorrendo frequentemente nesses últimos uma restituição perene.... Nos rios intermitentes, nos períodos seco, o lançamento de efluentes domésticos urbanos em suas poucas águas representa uma certeza de poluição, pois, a vazão é

34 31 insuficiente para promover a depuração das cargas poluidoras. Souza e Mota (1994) consideram que para evitar a poluição, a razão entre a carga poluente e o volume de água teria que ser de 1 para 40, já que abaixo desta relação os níveis de oxigênio dissolvido podem cair a valores insustentáveis para manter a vida aquática no corpo receptor. Para evitar que isso ocorra, o nível do tratamento tem de ser de tal ordem, que os custos associados o torna inviável (SOUZA; MOTA, 1994; SOUZA et al., 2003). A carência de mananciais, tanto subterrâneos, quanto superficiais; restringem a prática da irrigação, fazendo com que a agricultura seja predominantemente de sequeiro, a qual depende da precipitação, que, como visto, no semiárido, além de ser irregular é de difícil previsibilidade. (FAO, 2003). Além disso, a elevada intensidade das chuvas no período úmido, associada ao significativo escorrimento superficial, contribui acentuadamente para reduzir a disponibilidade de água para as plantas via solo. Para que o potencial produtivo das culturas seja expresso, é necessário um suprimento adequado de água para atender as demandas de seu metabolismo, sobretudo na fase de crescimento vegetativo das culturas. A água apresenta papel fundamental e indispensável em qualquer sistema biológico de produção. Além de constituir meio para ocorrência de quase todas as reações bioquímicas, a água é fundamental nos mecanismos de absorção e condução de nutrientes pela planta e de regulação osmótica e térmica, processos que demandam volumes consideravelmente elevados, quando comparados com outros usuários de recursos hídricos. Quando há umidade disponível no solo não é suficiente para garantir o desenvolvimento normal dos cultivos, ocorre o fenômeno da seca edáfica (ANDREOLI et al., 2005; CAMPOS, 1994, 1997; FREITAS, 2008; MELO FILHO; SOUZA, 2004). A alta recorrência do fenômeno da seca, tanto a climatológica quanto a edáfica, é um fator limitante ao desenvolvimento de uma agricultura comercial, e conseqüentemente do desenvolvimento econômico, já que como a probabilidade de perda é grande, não há investimento em fertilizantes, sementes de alto rendimento e no manejo das pragas. Assim, resta à maioria dos agricultores praticar uma agricultura de subsistência, através da qual conseguem, se tanto, apenas o suficiente para se alimentar (FAO, 2003). Uma das alternativas para fazer frente ao problema de falta de recursos para implantar sistemas de tratamento sofisticados, e consequentemente caros, poderia ser o

35 32 reúso agrícola, pois este poderia servir como pós-tratamento a sistemas mais simples e mais baratos, melhorando a qualidade do efluente e evitando a poluição dos corpos d água. Afora o benefício ambiental, o reúso agrícola, ao disponibilizar uma fonte permanente de água, rica em nutrientes, poderia propiciar o desenvolvimento de uma agricultura comercial, trazendo ganhos econômicos a toda uma região, caracterizada pela pobreza extrema REÚSO DA ÀGUA Conceitos Segundo Brega Filho e Mancuso (2003), o reúso da água subentende uma tecnologia desenvolvida segundo os fins a que a água se destina, tendo em conta a maneira como foi utilizada anteriormente. Ainda segundo estes autores, a conceituação precisa da expressão reúso de água está condicionada ao exato momento a partir do qual se admite que o reúso tenha sido feito, já que se a captação no corpo d água for feita em um ponto à jusante do lançamento dos esgotos, a uma distância tal que as águas já tenham sido autodepuradas, não se caracterizaria o reúso, e sim uma utilização normal das águas. De acordo com a Organização Mundial de Saúde (WHO, 1973, apud BREGA FILHO; MANCUSO, 2003), as práticas do reúso se subdividem em: a) reúso indireto, que ocorre quando a água já usada, uma ou mais vezes para uso doméstico ou industrial, é descarregada nas águas superficiais ou subterrâneas e utilizada novamente à jusante, de forma diluída; subdividindo-se em reúso indireto intencional e reúso indireto não intencional; b) reúso direto, que ocorre quando se utiliza de forma planejada e deliberada os esgotos tratados para certas finalidades tais como irrigação, uso industrial, recarga de aqüífero e água potável; c) reciclagem interna, que ocorre quando o reúso da água é interno às instalações industriais, tendo como objetivo a economia de água e o controle da poluição.

36 33 Lavrador Filho (1987 apud BREGA FILHO; MANCUSO, 2003) acrescenta outras considerações à terminologia anterior. Segundo este autor, as modalidades de reúso seriam: a) reúso indireto não planejado de água, que ocorre quando há reutilização da água, uma ou mais vezes em alguma atividade humana, à jusante do ponto de lançamento, em sua forma diluída, de maneira não intencional e não controlada. Nesta situação, o reúso da água é um subproduto não intencional da descarga de montante. Após a descarga no meio ambiente, o efluente é diluído e sujeito a processos como autodepuração, sedimentação, dentre outros, além de eventuais misturas com outros despejos advindos de diferentes atividades humanas; b) reúso planejado de água, que acontece como resultado de uma ação humana consciente, adiante do ponto de descarga do efluente a ser usado de forma direta ou indireta. Esta categoria pressupõe a existência de um sistema de tratamento de efluentes que atenda aos padrões de qualidade requeridos pelo novo uso que se deseja fazer da água. O reúso planejado também pode ser denominado reúso intencional da água; c) reúso indireto planejado de água, que ocorre quando os efluentes, após receberem o devido tratamento, são descarregados nos corpos de água superficiais ou subterrâneos de forma planejada para serem utilizados à jusante, em sua forma diluída, de maneira controlada; no intuito de algum uso benéfico; d) reúso direto planejado de água, que ocorre quando os efluentes, após os tratamentos necessários, são encaminhados diretamente de seu ponto de descarga até o local do reúso, sendo submetidos aos tratamentos adicionais e armazenamentos necessários, mas não sendo, em nenhum momento, descarregado no meio ambiente, durante o seu transcurso; e) reciclagem de água, que é o reúso interno da água, antes de sua descarga em um sistema geral de tratamento ou outro local de disposição, para servir como fonte suplementar de abastecimento do uso original. É um caso particular do reúso direto. Segundo Florêncio e outros (2006), na conceituação feita por Lavrador Filho (1987 apud BREGA FILHO; MANCUSO, 2003) reúso planejado teria o mesmo

37 34 significado que reúso intencional e teria como premissa a existência de um sistema de tratamento de efluentes que atendesse aos padrões de qualidade requeridos pelo novo uso que se desejasse fazer da água, o que iria de encontro à realidade, já que existem no mundo diversos exemplos de reúso planejado, ou intencional, nos quais o efluente utilizado não sofre qualquer tipo de tratamento prévio, como ocorre no Vale de Mesquital, no México, onde são irrigados ha com esgoto bruto oriundo da Cidade do México, situada a 80Km (HESPANHOL, 2003; SCOTT et al.,2000; USEPA, 2004). Ainda segundo Florêncio e outros (2006), Hoeck (2004) propôs a seguinte classificação: a) reúso planejado ou não planejado (formal ou informal); b) uso direto de esgotos não tratados; c) uso direto de esgotos tratados; d) uso indireto de esgotos tratados ou não. Segundo este autor, a questão da formalidade estaria relacionada à permissão ou controle da prática do reúso pelas autoridades competentes. No Brasil, a resolução 54/05 do (BRASIL, 2006) apenas faz menção ao reúso direto de água, considerando este como sendo uso planejado de água de reúso, conduzida ao local de utilização, sem lançamento ou diluição prévia em corpos hídricos superficiais ou subterrâneos. Para o CNRH, água de reúso é a água residuária que se encontra dentro dos padrões exigidos para sua utilização nas modalidades pretendidas. Afora estas classificações, quando se trata de reúso urbano e agrícola, ainda costuma haver uma subdivisão entre restrito e irrestrito. O que define estas duas categorias é o grau de restrição de acesso ao público às áreas onde se faz o reúso, a técnica empregada no reúso agrícola, bem como o tipo de cultivo no qual se faz a aplicação do efluente (ASANO et al., 2007; FLORÊNCIO et al., 2006). A princípio, não há restrição quanto à aplicação do reúso em nenhuma área, entretanto, se a aplicação estiver dentro do que se classifica como restrita, conforme parágrafo anterior, os critérios de segurança adotados e os padrões de qualidade requeridos, podem variar, o que influencia o tipo de tratamento a ser dado ao efluente (ASANO, 2002; HESPANHOL, 2003). A figura 9 apresenta as possibilidades de aplicação do reúso.

38 35 Figura 9 Possibilidades de aplicação do reúso. Fonte: HESPANHOL, Situação Atual Tal como se dá nas fontes de água tradicionais, o tipo de aplicação de reúso que mais se faz no mundo é na agricultura (ASANO, 2002; ASANO et al., 2007; DURHAM et al., 2005), como mostra a Figura 10, na qual são apresentadas as quantidades de projetos de reúso, por tipo e região do mundo. A utilização do reúso por cada país é de difícil mensuração tendo em vista que os censos dificilmente alcançam as utilizações não planejadas e quando há utilização esgoto não tratado, esta, muitas vezes, é omitida das autoridades por razões políticas ou econômicas. Quando há mensuração, a comparação ente os países também é difícil já que em alguns países a estimativa é feita por volume, ou por volume total ou por volume per capita, enquanto em outros, a estimativa é feita de forma percentual, ou como percentual do total de água utilizada ou como percentual do total de esgoto tratado (JIMÉNEZ; ASANO, 2008). As tabelas 4 e 5 apresentam os vinte países que mais fazem aplicação do reúso com base em diferentes critérios, sendo que na primeira se considera tanto o esgoto tratado quanto o não tratado, enquanto que na segunda somente se considera o esgoto tratado.

39 36 América do Norte Europa Mediterrâneo &Oriente Médio Aplicação Agricultura Cidades Indústria Variado Não disponível Japão América latina Sub- Saara Oceania Figura 10 - Quantidade de projetos de reúso da água, por tipo e área. Fonte: Adaptado de BIXIO et al., 2006 apud DURHAM et al., Tabela 4 Países com maior aplicação de Reúso (esgoto bruto e tratado). País Total de Reúso (m³/dia) País Reúso per capita (m³/diax10 6 hab.) País Reúso/ Retirada (%) China Catar Kuwait 35,2 México Israel Israel 18,1 EUA Kuwait Cingapura 14,4 Egito México Catar 13,3 Ar. Saudita Em. Árabes Chipre 10,4 Síria Chipre Jordânia 8,1 Israel Ar. Saudita Em. Árabes 8,0 Chile Bahrein Malta 7,8 Espanha Síria Tunísia 7,1 Japão Chile México 6,7 Tunísia Tunísia Ar. Saudita 5,5 Em. Árabes Jordânia Namíbia 4,3 Peru Malta Bahrein 4,2 Austrália Omã Chile 2,4 Irã Egito Omã 1,9 Coréia EUA Síria 1,9 Kuwait Austrália Bolívia 1,1 Jordânia Espanha Egito 1,0 Turquia Namíbia Líbia 0,9 Argentina Líbia Peru 0,9 Fonte: JIMÉNEZ; ASANO, Nota: 1- No original, são apresentadas duas vazões, m³/d e m³/d. Optou-se por considerar a maior vazão.

40 37 Tabela 5 Países com maior aplicação de Reúso (esgoto tratado). País Total de Reúso (m³/dia) País Reúso per capita (m³/diax10 6 hab.) País Reúso/ Retirada (%) EUA Catar Kuwait 35,2 Ar. Saudita Israel Israel 18,1 Egito Kuwait Cingapura 14,4 Síria Em. Árabes Catar 13,3 Israel Chipre Chipre 10,4 Espanha Ar. Saudita Jordânia 8,1 México Bahrein Em. Árabes 8,0 China Síria Malta 7,8 Japão Tunísia Tunísia 7,1 Tunísia Jordânia Ar. Saudita 5,5 Em. Árabes Malta Namíbia 4,3 Austrália Omã Bahrein 4,2 Coréia EUA Omã 1,9 Kuwait Egito Síria 1,9 Irã Austrália Bolívia 1,1 Chile Espanha Egito 1,0 Peru Chile Líbia 0,9 Jordânia Namíbia Chile 0,9 Turquia Líbia Coréia 0,8 Argentina Cingapura Espanha 0,8 Fonte: JIMÉNEZ; ASANO, A análise das tabelas mostra que os vinte países que mais fazem aplicação do reúso, em termos de volume total diário (m 3 /d) são os mesmos, quer se considere a aplicação com esgoto bruto e tratado, quer se considere apenas o esgoto tratado. Dos vinte países, treze fazem uso apenas do esgoto tratado, estando nesta relação tanto países desenvolvidos quanto países considerados subdesenvolvidos, como Tunísia, Argentina, Jordânia e Turquia O Reúso na Gestão dos Recursos Hídricos No século XX, mais acentuadamente a partir da década de 50, houve um grande aumento na população mundial, o que, por si só, já acarretaria um aumento no consumo de água. Entretanto, neste período, também houve um grande desenvolvimento econômico, ao qual estão associados o aumento da urbanização e do padrão de vida das

41 38 pessoas, sobretudo nos países desenvolvidos, bem como da área irrigada e da quantidade de indústrias. Todos estes fatores levaram a um aumento do consumo de água, proporcionalmente superior ao aumento da população (HINRICHSEN et al., 1997). Apesar do aumento da demanda, a quantidade de água disponível no mundo seria suficiente para supri-la, se não houvesse distribuição desigual, tanto no espaço quanto no tempo. Assim, em diversas partes do mundo, a disponibilidade de água é inferior à demanda, caracterizando situações de escassez (UN/FAO, 2007; UNDP, 2006; XERCAVINS I VALLS, 1999). Enquanto a demanda de água tem aumentado, de um modo geral, os sistemas de coleta, transporte, tratamento e disposição final de esgotos não tem se expandido na mesma proporção, levando a um aumento no volume de efluentes lançados nos rios, agravando o problema da poluição hídrica, e consequentemente restringindo a utilização desses mananciais (BOUWER, 2000; HESPANHOL, 2008). A despeito dos diversos critérios existentes para definir se um país ou região enfrenta escassez, estima-se que nas próximas décadas, cerca de dois terços da população mundial estarão enfrentando problemas relativos à escassez de água, tais com degradação ambiental, declínio do nível do lençol freático e conflitos pelo uso da água (MOLDEN et al., 2007; RIJSBERMAN, 2006). Vale ressaltar que o fenômeno da escassez não é atributo exclusivo das regiões áridas e semiáridas. Muitas regiões com recursos hídricos abundantes, mas insuficientes para atender a demandas excessivamente elevadas, também experimentam conflitos de usos e sofrem restrições de consumo, que afetam o desenvolvimento econômico e a qualidade de vida (HESPANHOL, 2008). Face a isto, a gestão integrada de recursos hídricos, que busca equilibrar a alocação de água de forma sustentável, considerando o contexto social, econômico e ambiental; a todos os usos, de acordo com as prioridades definidas pela sociedade, tornou-se, em todo o mundo, uma das prioridades fundamentais das políticas públicas. Isto vem sendo visto, repetidamente, em diversos fóruns internacionais (SAVENIJE; VAN DER ZAAG, 2008; URKIAGA et al., 2008). A respeito de gestão integrada dos recursos hídricos, Vieira (1994) diz que:... essa gestão integrada assume vários aspectos e envolve conotações diversas: integrada no sentido de envolver todas as fases do ciclo hidrológico

42 39 superficial, subterrânea e aérea; integrada quanto aos usos e finalidades múltiplas; integrada no que diz respeito ao inter-relacionamento dos sistemas hídricos com os demais recursos naturais e ecossistemas; integrada em termos de co-participação entre gestores e usuários no planejamento e administração dos recursos hídricos; integrada aos objetivos gerais da sociedade, de desenvolvimento sócio-econômico e preservação ambiental. Tradicionalmente, à medida que os mananciais mais próximos se tornam insuficientes, seja por falta de capacidade ou por falta de qualidade, a solução adotada para fazer frente às crescentes demandas tem sido a de se buscar mananciais distantes, construindo-se novas barragens e estruturas de captação, transporte, tratamento e distribuição (ASANO, 2007; UN/FAO, 2007). Esta prática remonta há mais de anos, à época do Império Romano, quando os romanos construíram longos aquedutos para buscar água cada vez mais longe, à medida que os mananciais mais próximos se tornavam poluídos por efluentes brutos (HESPANHOL, 2008) e vem sendo acentuada ao longo do tempo, sobretudo a partir do século XIX, quando a distribuição de água em domicílio teve um grande impulso (GIJZEN, 2001; WOLFF; GLEICK, 2002). Os impactos econômicos e ambientais advindos da tradicional forma de atender ao aumento da demanda de água levaram a uma mudança gradual de paradigma na gestão dos recursos hídricos, a qual tem procurado levar em consideração aspectos que promovam a sustentabilidade. Neste novo paradigma, a gestão dos sistemas de abastecimento de água, de esgotamento sanitário e de drenagem urbana deve ser feita de maneira integrada (AOKI et al., 2005; ASANO et al., 2007, HESPANHOL, 2003; 2008, PEARSON, 2010). Segundo Mitchell (2006), além da gestão da demanda, também deve ser dada ênfase à gestão da oferta, considerando, dentre outras coisa, a utilização de fontes não tradicionais de recursos hídricos. Dentro deste conceito de sustentabilidade, a reutilização de águas servidas em situações nas quais os padrões de qualidade são menos exigentes aumenta a disponibilidade de volumes equivalentes de água de boa qualidade para uso mais nobre, como o abastecimento humano (BOWER, 2000; USEPA, 2004). Isto coaduna com a política estabelecida pelo Conselho Econômico e Social das Nações Unidas para a gestão de áreas carentes de recursos hídricos, em 1958, segundo a qual "a não ser que exista grande disponibilidade, nenhuma água de boa qualidade deve ser utilizada para usos que toleram águas de qualidade inferior" (UNITED NATIONS, 1958 apud HESPANHOL, 2003, p.76). No Brasil, a resolução 54/05 do CNRH ratificou esta política (BRASIL, 2006). Na Europa, no artigo 12 da Diretiva 91/271, é dito que

43 40 Águas residuárias tratadas devem ser reutilizadas sempre que adequado (URKIAGA et al., 2008). Para Scheierling e outros (2010), o reúso, do ponto de vista da gestão dos recursos hídricos, é vantajoso, pois acrescenta uma fonte de água permanente, não sujeita à seca, muitas vezes com custo menor do que se fosse feita da maneira tradicional ou com dessalinização. O autor ainda corrobora a visão de que com o reúso, há gestão dos esgotos se integra com a gestão da água no ambiente urbano. Segundo Bakir (2001), nos países do Oriente Médio e do norte da África, as águas residuárias já são reconhecidas como uma fonte de água significativa, crescente e segura. Para o autor, os esgotos são a única fonte potencial de água para acompanhar o crescimento populacional e o conseqüente aumento pela demanda de água. Em alguns países, como Israel e Jordânia, as águas residuárias já são consideradas como um recurso disponível, sendo um componente da gestão integrada dos recursos hídricos (BAKIR, 2001; FRIEDLER, 2001). Entre os formuladores de gestão, já é consenso que o reúso deve ser inserido nos primeiros estágios dos planos de gestão integrada de recursos hídricos (URKIAGA et al., 2008). No Brasil, a Política Nacional de Recursos Hídricos foi estabelecida pela Lei de 2007, a qual tem como um dos objetivos assegurar, à atual e às futuras gerações, a necessária disponibilidade de água em padrões de qualidade adequados aos respectivos usos. Segundo esta lei, a gestão sistemática dos recursos hídricos, sem dissociação dos aspectos de quantidade e qualidade, bem como a integração da gestão de recursos hídricos com a gestão ambiental; constituem diretrizes gerais de ação para implementação da Política Nacional de Recursos Hídricos. Apesar da lei não mencionar o reúso, três dos cinco instrumentos desta política, a outorga dos direitos de uso de recursos hídricos; a cobrança pelo uso de recursos hídricos e o enquadramento dos corpos de água em classes, segundo os usos preponderantes da água, relacionam-se com o reúso. Segundo o artigo 11 da lei 9.433/97, o regime de outorga de direitos de uso de recursos hídricos tem como objetivos assegurar o controle quantitativo e qualitativo dos usos da água e o efetivo exercício dos direitos de acesso à água. É o ato administrativo mediante o qual o Poder Público outorgante, União, Estados ou Distrito Federal; autoriza o outorgado, usuário público ou privado, a fazer uso do recurso hídrico, por

44 41 prazo determinado, nos termos e nas condições expressas no respectivo ato. O referido ato é publicado no Diário Oficial da União, no caso da ANA, ou nos Diários Oficiais dos Estados ou Distrito Federal, onde o outorgado é identificado e estão estabelecidas as características técnicas e as condicionantes legais do uso das águas que o mesmo está sendo autorizado a fazer (RAMOS, 2007). Como a água é um recurso escasso, que pode ser usado para diversas finalidades, tais como abastecimento humano, dessedentação animal, irrigação, indústria, geração de energia elétrica, preservação ambiental, paisagismo, lazer, navegação, etc; muitas vezes, esses usos podem ser concorrentes, acontecendo de um uso impossibilitar o outro, o que pode provocar conflitos entre os setores usuários e até mesmo impactos ambientais. Daí a necessidade de um instrumento de gestão para distribuir este recurso escasso de forma a evitar desperdícios e atender às demandas mais prioritárias sob o ponto de vista da sociedade, através da atribuição de cotas entre os usuários (LANNA, 2000; RAMOS, 2007). Considerando que na legislação brasileira, a água é um bem público, cabe ao estado conceder o direito de uso deste bem, que no caso, se dá através da outorga. Com este instrumento, o usuário assegura o efetivo exercício do direito de acesso à água e o estado realiza o controle quantitativo e qualitativo desse recurso (LANNA, 2000; RAMOS, 2007). No artigo 12 da referida lei, é dito que estão sujeitos a outorga pelo Poder Público, os direitos de uso dos recursos hídricos para derivação ou captação de parcela da água existente em um corpo de água para consumo final, inclusive abastecimento público, ou insumo de processo produtivo e o lançamento em corpo de água de esgotos e demais resíduos líquidos ou gasosos, tratados ou não, com o fim de sua diluição, transporte ou disposição final (BRASIL, 1997). No que tange à cobrança, o artigo 20 da Lei 9.433/97 diz que todos os usos de recursos hídricos sujeitos a outorga, nos termos do artigo 12, serão cobrados. Segundo o artigo 21 desta lei, na fixação dos valores a serem cobrados pelo uso dos recursos hídricos devem ser observados, dentre outros, o volume retirado e seu regime de variação, nas derivações, captações e extrações de água; e o volume lançado e seu regime de variação e as características físico-químicas, biológicas e de toxidade do afluente, nos lançamentos de esgotos e demais resíduos líquidos ou gasosos (BRASIL, 1997).

45 42 Com a arrecadação obtida através da cobrança pode-se obter recursos para financiar a implantação do sistema de gestão de recursos hídricos e também se investir em obras de controle e proteção dos recursos hídricos, definidas pelos planos de bacia hidrográfica. Desta forma, a cobrança serve como instrumento de gestão (LANNA, 2000; RAMOS, 2007). Como instrumento econômico, a cobrança deve sinalizar corretamente para a sociedade o uso dos recursos hídricos de forma racional, evitando desperdícios e retardando o seu esgotamento, atendendo assim aos princípios do desenvolvimento sustentável (LANNA, 2000; RAMOS, 2007). Sob o aspecto quantitativo, o reúso da água tanto diminui a necessidade de retirada de água em igual volume ao que está sendo reutilizado, como também o volume de esgoto lançado no corpo receptor, já que este é reaproveitado. Assim, em ambas as situações, o reúso permite que se outorguem direitos de uso dos recursos hídricos para mais usuários. Considerando que parte da cobrança também se dá por volume utilizado, com o reúso, o usuário paga menos pelo direito de uso já que há redução da necessidade de captação e a diminuição da quantidade de efluente lançado, o que requer menor volume de água para diluição nos corpos d água. Sob o aspecto das características físico-químicas, biológicas e de toxidade do afluente, o reúso também pode ser positivo, pois no caso do reúso agrícola, o lançamento do efluente no solo, que é uma forma de tratar o efluente, propicia a melhoria da qualidade da água, resultando em uma cobrança menor. A melhoria na qualidade da água do corpo receptor, também se dá pela diminuição da quantidade de água retirada, o que aumenta a capacidade de diluição dos rios. A figura 11, apresenta a qualidade da água ao longo de 120Km de um rio hipotético, no qual estão situadas duas cidades, que retiram água para consumo e lançam o esgoto de volta, bem como uma área de agricultura que também retira água do rio para irrigação (ANDERSON, 2006).

46 43 Figura 11 Qualidade da água e ferramentas de Gestão de Recursos Hídricos. Fonte: Adaptado de ANDERSON, Na situação em que a água é retirada do rio, utilizada e descartada, sem qualquer prática de conservação ou reutilização do efluente, a concentração de poluentes logo após as cidades aumenta até um ponto em que a autodepuração do rio melhora a qualidade da água, o mesmo acontecendo após o ponto de retirada de água para agricultura. Ao se adotarem práticas de conservação da água, com redução do consumo da ordem de 20%, a qualidade da água melhora em relação à situação anterior, porém ainda com alteração significativa entre os pontos situados à montante e à jusante das cidades e do ponto de tomada de água para irrigação. Já com a reutilização da água, da ordem de 90% do volume captado, a diferença de concentração de poluentes na água entre os pontos situados à montante e à jusante é bem menor do que nas duas situações anteriores. Quanto ao enquadramento, a lei 9.433/97, no artigo 9 diz que este visa assegurar às águas qualidade compatível com os usos mais exigentes a que forem destinadas e diminuir os custos de combate à poluição das águas, mediante ações preventivas permanentes. O artigo 10 desta lei remete à legislação ambiental o estabelecimento das classes de corpos de água, que no caso é a resolução 357/05 do CONAMA, que dispõe sobre a classificação dos corpos d água e diretrizes ambientais para o seu enquadramento, bem como estabelece as condições e padrões para o lançamento de

47 44 efluentes. De acordo com a qualidade requerida, a resolução 357/05 do CONAMA classifica as águas doces, salobras e salinas do território nacional em treze classes de qualidade (BRASIL, 1997; 2005). A qualidade requerida é definida por parâmetros físicos, químicos e biológicos, cujos limites não podem vir a ser ultrapassados pelo lançamento de efluentes. Vale ressaltar que nas águas classificadas como especiais, não é permitido o lançamento de efluentes, ainda que tratado, tendo em vista que estas águas destinam-se, dentre outras coisas, a preservação dos ambientes aquáticos em unidades de conservação de proteção integral (BRASIL, 2005). O enquadramento de corpos de água em classes de usos preponderantes deve ser resultado de um processo de planejamento que estabeleça as prioridades de uso das águas, os quais demandarão qualidades mínimas para a água que usam, cabendo ao enquadramento estabelecê-las. Em decorrência do enquadramento deverão ser realizadas as outorgas de lançamentos de efluentes nos corpos de água e o licenciamento de atividades que possam alterar o regime qualitativo das águas. Serão igualmente indicadas as metas de despoluição, quando suas qualidades não atenderem às demandas dos usos (LANNA, 2000). O reúso agrícola, ao diminuir a concentração de nutrientes e matéria orgânica nos rios pode ser uma ferramenta importante a ser utilizada no enquadramento dos rios. No caso dos rios intermitentes, esta importância se sobressai, tendo em vista que a resolução CONAMA 357/05 prevê que os corpos receptores devem manter os padrões de qualidade após os lançamentos de resíduos, de forma a manter o enquadramento estabelecido. Sobre a importância do enquadramento em rios intermitentes, Medeiros e outros (2008) dizem que:...efetivamente, a situação de escassez de recursos hídricos, inclusive para o atendimento das necessidades vitais, associada aos índices de pobreza de parcela significativa da população, coloca em primeiro plano a dimensão social e coletiva, econômica e ambiental da problemática das águas nessa região. Nesse contexto, instrumentos de gestão como o enquadramento, que define parâmetros de uso para as águas e condiciona a ação publica e privada, têm um especial significado... Considerando que os rios intermitentes têm como característica principal o fato de que nos períodos de estiagem não há vazão nos rios o seu enquadramento em uma

48 45 classe específica é difícil, pois caso seja enquadrado pela vazão dos períodos chuvosos, quando há vazão nos rios, fatalmente nos períodos secos qualquer lançamento de esgoto nos rio fará com que a qualidade da água fuja à da especificada para a classe. Para que isto não ocorra, nesta situação específica de leito seco, sem vazão de diluição, o nível de tratamento do efluente lançado terá que ser extremamente alto, e consequentemente muito caro, o que a inviabiliza a sua adoção (SOUZA; MOTA, 1994; SOUZA et al., 2003). Nos períodos secos, não cabe se falar em enquadramento, pois não há vazão nos rios e consequentemente não há um padrão de qualidade da água a ser preservado. Entretanto, vale ressaltar que apesar de não haver fluxo, a poluição que eventualmente seja depositada no solo, pode vir a afetar a qualidade da água à jusante quando voltar a haver fluxo no rio. Portanto, os usos da época de seca não devem ser dissociados dos usos de cheia (FIÚZA et al., 2003). Tendo em vista que a resolução 357/05 do CONAMA não é explícita sobre procedimentos a serem adotados em rios intermitente e devido às características destes rios, diversos autores, tais como Lacerda (2003), Fiúza e outros (2003), Proença e outros (2004) e Medeiros e outros (2008) propõem metodologias específicas para o enquadramento de corpos d água em rios intermitentes. A resolução 91/08 do CNRH que dispõe sobre procedimentos gerais para o enquadramento dos corpos de água superficiais e subterrâneos, diz, no parágrafo 3 do artigo 2 que o processo de enquadramento deverá considerar as especificidades dos corpos de água, com destaque para, dentre outras coisas, sazonalidade de vazão e regime intermitente. Para que os rios intermitentes mantenham padrões mínimos de qualidade da água, de modo a atender usos prioritários, tais como o abastecimento de água à população, alguns autores como Lacerda (2003), Fiúza e outros (2003), Medeiros e outros (2008) e Souza e Mota (1994), advogam que nos rios intermitentes não deveria ser tolerada qualquer forma de lançamento de efluentes líquidos ainda que tratados. Esta restrição também deveria ser mantida no período de deflúvio. Como alternativa ao lançamento de efluentes nos corpos d água, os autores sugerem que se faça o reúso agrícola, com disposição do efluente no solo. Fiúza e outros (2003) ressalvam que, no período de deflúvio, poderia ser autorizado o lançamento desde que a qualidade do efluente descartado fosse igual ou superior a condição de qualidade do trecho de jusante. A fim de evitar este lançamento,

49 46 o autor recomenda para destinação final do esgoto a infiltração no solo ou a irrigação. Este mesmo tipo de restrição é preconizada por Souza e Mota (1994) e por Souza e outros (2003), que também advogam como solução para o lançamento de efluentes a prática do reúso. 2.3 REÚSO NA AGRICULTURA Histórico Os registros mais antigos referem-se às cidades-estado da Grécia antiga, as quais se desenvolveram em áreas de clima semiárido, com baixa precipitação média anual e elevada evapotranspiração. Estas condições climáticas, que dificultavam a obtenção da água e, consequentemente, de alimentos nos períodos secos, provavelmente, levaram ao reaproveitamento das águas servidas e das águas de chuva. Pesquisas arqueológicas indicam a adoção desta prática no antigo Palácio de Phaistos, na Ilha de Creta, onde as águas das chuvas eram armazenadas em cisternas, misturadas com águas servidas e lançadas no leito seco do rio Messara para irrigar áreas à jusante (ANGELAKIS et al., 2005; TZANAKAKIS et al., 2007). Na época dos romanos, as cidades contavam com sistemas públicos de abastecimento de água, os quais alimentavam fontes, banhos e banheiros públicos. As águas servidas eram lançadas na rede de drenagem. Tal como os gregos, os romanos também aproveitavam as águas servidas na agricultura, embora em algumas cidades, as fezes fossem separadas para aplicação direta na agricultura. Em Barbegal, por exemplo, atualmente na França, os esgotos de uma população estimada em 500 pessoas eram misturados com a água que passava pelo moinho de grãos e irrigavam uma área de 22ha (BRACKEN et al., 2007, GRAY,1940) Datam dos séculos XII e XIII os primeiros registros da utilização de águas servidas oriundas de diversas cidades para irrigar pradarias. Na Itália, no século XII, monges cistercianos do Monastério de Chiaravalle, situado próximo a Milão, passaram a irrigar campos situados no sul da cidade, utilizando para tanto as águas do canal Vettabia, que recebia parte dos efluentes da cidade, para irrigar uma área ao sul. Está

50 47 prática de irrigação com águas servidas perdurou até 1983, quando foram construídas estações de tratamento de esgotos (BRACKEN et al., 2007; GIREL, 2005; LAPINI, 2004). Datam desta mesma época, relatos feitos por um monge do Mosteiro de Clairvaulx, na França, indicando o reaproveitamento das águas servidas na irrigação de pradarias. Outros relatos indicam que antes de 1150 já se adotava esta prática na região de Yorkshire, na Inglaterra, provavelmente com águas servidas oriundas do Mosteiro de Byland (COOK et al., 2003). Na Alemanha, os primeiros registros de utilização de águas servidas datam de 1220 e referem-se à utilização dos esgotos provenientes da cidade de Freiburg (BRACKEN et al., 2007; LANGE, 2002; LAPINI, 2004). Os primeiros registros da aplicação de efluentes urbanos para irrigar cultivos agrícolas são de 1531, quando foi implantada a primeira rede coletora urbana na cidade de Bunzlau, na Alemanha. A rede coletava de forma individual os esgotos das residências e tinha como destino final fazendas particulares, onde eram aplicados em uma área de aproximadamente 14ha (35 acres), prática que persistiu até o início do século XX (HENNERKES, 2006; KINNICUTT et al., 1910; TZANAKAKIS et al., 2007). No século XIX, o aumento significativo da população das grandes cidades européias, aliado a ampliação do abastecimento domiciliar de água e a conseqüente utilização da água para a higiene pessoal, aumentou a quantidade de dejetos lançados nos rios urbanos, aumentando o problema da poluição. Uma das soluções então discutidas era aplicar os esgotos no solo, mediante a prática da irrigação (COOPER, 2001; OKUN, 1996; JEWELL; SEABROOK, 1979). Com o propósito de definir a melhor alternativa para resolver o problema de esgotamento sanitário nas cidades da Grã-Bretanha, uma comissão, Sewage of Towns Comission, foi instituída em Em seu primeiro relato, a comissão minimizou o receio que havia de que a prática de dispor os esgotos no solo por meio de irrigação de cultivos em grandes áreas resultasse em grande evaporação dos esgotos, o que poderia prejudicar a saúde das pessoas. Tal receio se fundamentava na teoria então em voga, miasmática, de que as doenças eram causadas pelo odor dos esgotos. Logo após este relato, iniciou-se a implantação de fazendas de esgotos por toda a Grã-Bretanha e, em seguida, por todo o continente europeu (TZANAKAKIS et al., 2007; KINNICUTT et al., 1910).

51 48 Na Alemanha, a primeira cidade a adotar esta prática foi Dantzig, atual Gdansk, na Polônia, em 1872; onde os esgotos foram aplicados em uma área inicial de 160ha. Em Berlin, em 1873, a municipalidade comprou a primeira das vinte áreas que chegaram a ser utilizadas para irrigação de cultivos com esgotos, as quais, em 1928, totalizavam ha. Até 1985 se praticou a irrigação de cultivos com esgotos em Berlim (SEEGER, 1999; SWINARSKI, 1999; BERLIN, s/d). Na França, em Paris, as primeiras aplicações de esgoto em cultivos foram feitas, de forma experimental, por volta de 1868, em Clichy e, em seguida, na área de Gennevilliers. Os bons resultados obtidos levaram a prefeitura de Paris, entre 1895 e 1905, a adquirir novas propriedades para utilizar na disposição dos esgotos. Ao final desse período, a área ocupada pelas fazendas era de pouco mais de 5.000ha. Ainda hoje, em Paris, se aplica esgoto com o propósito de fertilizar o solo, entretanto o esgoto aplicado é pré-tratado e a área ocupada hoje é menor, cerca de 2.000ha (AFFHOLDER, 2000; BARLES, 2007; BRISSAUD, 2002; VÉDRY, 2001). Apesar do sucesso inicial, a prática de dispor os esgotos nos solos e utilizá-los como fertilizantes na agricultura entrou em declínio no início do século XX. Dentre as razões para isso, estava o crescimento das cidades, as quais requeriam novas áreas para expansão, tornando as áreas das fazendas, próximas às cidades, de interesse para construção de habitações. Além do interesse imobiliário, o crescimento da população, com o consequente aumento da quantidade de esgoto gerada, também levava a necessidade de se adquirir novas áreas para aplicação dos esgotos (BRACKEN et al., 2007; COOPER, 2001). Outro fator que contribuiu para o declínio da utilização dos esgotos na agricultura foi o surgimento de adubos químicos, com maior teor de nutrientes, o que levou os fazendeiros a desprezar os esgotos. Entretanto, mesmo antes do surgimento dos adubos químicos, existia uma incompatibilidade entre tratamento de esgoto e agricultura, já que enquanto a oferta do primeiro não tinha grandes variações, a demanda da agricultura variava de acordo com o estágio do cultivo e com as condições climáticas. Portanto, quando o esgoto não era aproveitado, era lançado nos rios, não solucionando assim o problema da poluição. Daí, o advento de novas técnicas de tratamento, tal como a de lodos ativados, mais econômica, contribuiu para o declínio da aplicação de esgoto na agricultura. O desconhecimento das técnicas adequadas para aplicação dos esgotos na agricultura também levou a diminuição da capacidade de infiltração dos solos, tornando

52 49 assim estas áreas foco potenciais de doenças e não mais solução para a disposição e tratamento dos esgotos (BARLES, 2007; BRACKEN et al., 2007; NRC, 1996). Após a Segunda Guerra Mundial, o interesse pelo tratamento e a disposição de esgoto no solo ressurgiu, tendo em vista que se considerou ser este um meio de evitar a poluição dos rios e de aumentar a oferta de recursos hídricos em áreas com oferta insuficiente para atender à demanda. Nos países em desenvolvimento com clima mais árido, particularmente, o interesse foi maior, já que se vislumbraram os benefícios econômicos que poderiam ser obtidos através da utilização de águas residuárias como fonte de água para aplicação na agricultura (SHUVAL et al., 1986) Situação Atual Não existem dados precisos na literatura que indiquem, a nível global, a área exata ocupada por plantios regados com esgoto. Como dito anteriormente (ver seção 2.2.2), existe muita dificuldade para se obter informações a este respeito, principalmente no que tange ao uso de esgoto bruto para irrigação, ainda mais que países que revelem esta prática ficam sujeitos a penalidades econômicas no comércio internacional de seus produtos agrícolas (SCOTT et al., 2004; JIMÉNEZ et al., 2010). Apesar disso, segundo Drechsel e Evans (2010), a área irrigada com esgoto no mundo todo deve variar entre 5 e 20 milhões de hectares, sendo que somente 10% da área é irrigada com esgoto tratado. A UNESCO (2003) estima que a área irrigada com esgoto no mundo seja equivalente a 10% da área irrigada nos países em desenvolvimento, cerca de 20 milhões de hectares (FAO, 2006 apud GLEICK, 2006). Esta estimativa condiz com a feita por Scott (2001 apud SCOTT et al., 2004). O IWMI (2006) estima que as áreas irrigadas com esgoto bruto no mundo sejam da ordem de 3 a 3,5 milhões de hectares. Segundo Jiménez e outros (2010), a área irrigada com esgoto bruto ou com água poluída por esgoto é estimada em 18 milhões de hectares. A figura 12 mostra uma estimativa da área irrigada com esgoto bruto e com esgoto tratado, nos vinte países que supostamente mais fazem uso desta prática.

53 50 Figura 12 Vinte países com maiores áreas irrigadas com esgoto, bruto e tratado. Fonte: JIMÉNEZ; ASANO, Notas: 1 - A área deve ser maior. 2 - Não existem dados disponíveis, porém há registro da prática. * - Dados estimados. O reúso agrícola é mais comum nas áreas próximas às cidades, porém também é praticado em áreas rurais situadas à jusante de cidades que lançam os esgotos sem tratamento. De acordo com o IWMI (2006), pesquisa feita em 50 cidades da Ásia, África e América Latina, indicou que o reúso é prática corrente em 75% das cidades. Estimativas feitas há duas décadas indicaram que 10% da população mundial consumiam alimentos irrigados com esgoto (WHO, 2006). A maior área irrigada com esgoto no mundo é, provavelmente, a situada no Vale de Mesquital, no México, onde são irrigados ha com uma vazão de 34m 3 /s, equivalente a cerca de 75% do esgoto gerado na Cidade do México, à 80Km de distância. O esgoto aplicado é uma mistura de efluentes domésticos e industriais com água pluvial. Estima-se que cerca de 450 mil pessoas tiram seu sustento desta irrigação. (DOWNS et al., 1999; HESPANHOL, 2003; SCOTT et al., 2000; USEPA, 2004). A tabela 6 apresenta a relação dos vinte países que mais fazem uso do esgoto tratado na irrigação.

54 51 Tabela 6 Países que mais fazem uso de esgoto tratado na agricultura. País Volume de Esgoto Volume de Esgoto País (m³/dia) (m³/dia x10 6 pessoa) México Kuwait 1, Egito Catar 1, China 1, Israel Síria Chipre Espanha 1, Em. Árabes 1, EUA Síria Israel Malta Itália Jordânia Ar. Saudita 1, México Kuwait 1, Bahrein 1, Irã Ar. Saudita 1, Chile Egito Jordânia 1, Omã Em. Árabes 1, Chile Turquia Espanha Argentina Líbia Tunísia 1, Itália Líbia Tunísia Catar Irã Chipre Bolívia Fonte: JIMÉNEZ; ASANO, Nota: 1 - Dados estimados. 2 - A vazão deve ser maior. 3 Segundo Lazarova e Bahri (2008), Espanha, Jordânia e Tunísia aplicam anualmente na agricultura 340, 82 e 43 milhões de m³, respectivamente, entre reúso direto e indireto. 4 - Os dados referem-se apenas aos estados da Flórida e da Califórnia. Os dados apresentados na figura 12 e na tabela 6 mostram que não há relação entre área plantada e volume utilizado. Dezesseis países pertencem tanto à relação dos vinte com maior área irrigada com esgoto tratado quanto a dos vinte com maior volume de esgoto tratado aplicado na agricultura. Entretanto, para alguns deles as posições relativas variam muito, como no caso do Chile, que, segundo Jiménez e Asano (2008), é o país com a maior área irrigada com esgoto tratado, entretanto é o décimo segundo em volume de esgoto tratado aplicado na agricultura; ou como a Síria, que é o quarto país em volume de esgoto tratado aplicado na agricultura e apenas o décimo terceiro em termos de área irrigada com esgoto tratado. A tabela 7 relaciona as informações contidas na figura 12 com as da tabela 6, apresentando as taxas de aplicação de esgoto tratado. Para efeito de comparação, a taxa média de aplicação de água em irrigação no Brasil é de m³/ha.ano (CHRISTOFIDIS, 2008).

55 52 Tabela 7 Taxa de aplicação de efluente tratado em irrigação. País Volume Utilizado Área Irrigada Taxa de aplicação (m³/dia) (ha) (m³/ha/dia) (m³/ha/ano) México Egito Síria EUA Israel Itália Ar. Saudita Kuwait Chile Jordânia Em. Árabes Turquia Argentina Tunísia Líbia Chipre Fonte: JIMÉNEZ; ASANO, Qualidade da Água para Reúso Agrícola Toda água usada na irrigação contém sais dissolvidos, sendo que nos esgotos as concentrações desses sais tendem a ser maiores do que as observadas em águas superficiais e subterrâneas. O efeito destes sais sobre as características químicas e físicas de solos irrigados é de grande importância para manutenção da sua capacidade produtiva, sendo mais grave nas regiões áridas e semiáridas onde as altas taxas de evaporação, resultante das temperaturas elevadas e da baixa umidade, fazem com que haja deposição de sais no solo (CORDEIRO, 2001; DAKER, 1988 apud MELO et al., 2001; USEPA, 2004). Os principais problemas relacionados à qualidade da água para irrigação, do ponto de vista agronômico, referem-se aos riscos de salinização e redução da permeabilidade do solo, devido à sodificação. Em ambos os problemas, o maior efeito é a redução do suprimento de água às plantas, de diferentes formas (BASTOS; BELVILACQUA, 2006; FOLEGATTI et al., 2005; MARQUES et al., 2003). No problema de infiltração, a planta é penalizada porque não tem água disponível

56 53 para o sistema radicular retirar, enquanto que no problema com a salinidade, existe água disponível no seu sistema radicular, mas a planta não consegue extrair a água, devido às forças que retém a água no solo serem superiores às forças de extração das raízes (FOLEGATTI et al., 2005; MARQUES et al., 2003) Os sais que contribuem para criar problemas de salinidade são solúveis e facilmente transportados pela água. Quando a solução do solo possui muitos sais, o rendimento das culturas é afetado significativamente, pois as plantas ficam sob um estado de estresse hídrico causado pela salinidade, não conseguindo extrair água suficiente da zona radicular e passam a apresentar coloração verde-azulada escura e folhas serosas com espessura maior que o normal, diminuindo de tamanho e murchando. Geralmente, estes sintomas levam ao falso diagnóstico de falta de água, o que complica ainda mais o estado da planta e do solo, já que existe a tendência de irrigar para compensar esta aparente falta de água. Uma parte dos sais acumulados no solo por irrigações anteriores pode ser lixiviada além da zona radicular, sempre e quando for aplicada uma fração de água maior do que a planta necessita (FOLEGATI et al., 2005). A diminuição da infiltração está associada à presença do Sódio na água de irrigação, que em excesso (em proporção relativa ao Cálcio superior a 3:1) provoca a desagregação e a dispersão dos minerais de argila em partículas muito pequenas que causam a obstrução dos poros do solo. Com as sucessivas irrigações, forma-se uma camada impermeável, reduzindo a permeabilidade do solo, e consequentemente, a infiltração. Com isto há o alagamento da camada superior do solo, o que propicia o aparecimento de pragas, doenças fúngicas, ervas daninhas, problemas de má germinação, transtornos com a nutrição, falta de aeração e, principalmente, a falta de água no sistema radicular, causando estresse para a planta, pois esta não tem como extrair a água do solo (FOLEGATTI et al., 2005; USEPA, 2004). Além da salinização e da sodificação, outro aspecto relacionado à qualidade da água é a toxicidade específica de alguns íons, principalmente Boro, Cloretos e Sódio. Em tese, todo íon absorvido em excesso pode exercer efeitos tóxicos, usualmente pelo acúmulo nas folhas com a transpiração das plantas. Assim como para a salinidade, as diversas culturas apresentam tolerância variada à toxicidade por íons específicos, ou a toxicidade combinada por diferentes íons. A toxicidade normalmente resulta em restrição do crescimento, redução na produtividade, alterações na morfologia da planta e até na morte da planta. O grau de dano depende da cultura, da sua fase de crescimento,

57 54 da concentração de íons tóxicos, do clima e das condições do solo (BASTOS; BELVILACQUA, 2006; FOLEGATTI et al., 2005; MARQUES et al., 2003; PESCOD, 1992; USEPA, 2004). Em se tratando de esgoto doméstico, os metais pesados (Arsênio (As), Cádmio (Cd), Cromo (Cr), Cobre (Cu), Chumbo (Pb), Mercúrio (Hg) e Zinco (Zn)) não devem constituir maior problema tendo em vista que provavelmente estarão presentes em concentrações abaixo dos teores tóxicos e acima da demanda nutricional da maioria das culturas, o mesmo acontecendo com os oligoelementos, ou elementos traço (Alumínio (Al), Berílio (Be), Cobalto (Co), Flúor (F), Ferro (Fe), Lítio (Li), Manganês (Mn), Molibdênio (Mo), Selênio (Se), Estanho (Sn), Titânio (Ti), Tungstênio (W) e Vanádio (V)). Esgotos que recebem contribuição industrial podem ter concentrações maiores destes elementos, que, embora pequenas, atinjam níveis tóxicos (BASTOS et al., 2003a; MARQUES et al., 2003; PESCOD, 1992). Existem diversos métodos de classificação de água para irrigação, os quais visam fornecer uma base para predizer com razoável confiança o efeito geral da sua utilização sobre o solo e a planta e sob o sistema de irrigação. Entretanto, como as condições do uso da água na irrigação são muito complexas e difíceis de prever, já que dependem de uma interação entre diversos fatores, tais como condições climáticas, propriedades físicas e químicas do solo, tolerância à salinidade do cultivo e práticas de manejo; a classificação de água para irrigação será sempre de caráter geral e aplicável em condições de uso médio, tendo que ser ajustada às condições que prevalecem no campo. Desvios consideráveis do valor médio de qualquer um destes fatores podem tornar inseguro o uso de uma água que sob condições médias seria de boa qualidade. (CORDEIRO, 2001; PESCOD, 1992). Segundo Cordeiro (2001), ainda que os diversos métodos propostos para classificação das águas para irrigação apresentem certas diferenças, praticamente todos concordam, de forma razoável com os critérios de classificação e os limites para essa classificação. A tabela 8 apresenta os padrões de qualidade da água para irrigação estabelecidos por Ayers e Westcot, contido na publicação da FAO (1985) Water quality for agriculture (FAO Irrigation and Drainage Papers 29).

58 55 Tabela 8 - Diretrizes adotadas na interpretação da qualidade das águas de irrigação. Parâmetro Unidade Restrição de Uso Nenhuma Moderada Severa Salinidade (fator limitante da disponibilidade de água para a cultura) Condutividade Elétrica (CEa ) ds/m 1 < 0,7 0,7-3,0 > 3,0 Sólidos Dissolvidos Totais mg/l < > Infiltração (avaliada usando CEa e RAS simultaneamente) Relação de Adsorção de Sódio (RAS) Condutividade Elétrica (CEa ) 0-3 > 0,7 0,7-0,2 < 0,2 3-6 > 1,2 1,2-0,3 < 0, > 1,9 1,9-0,5 < 0, > 2,9 2,9-1,3 < 1, > 5,0 5,0-2,9 < 2,9 Toxicidade de elementos químicos específicos (afeta culturas sensíveis) Sódio (Na) Irrigação superficial RAS < > 9 Cloreto (Cl) Irrigação por aspersão meq/l < 3 > 3 Irrigação superficial meq/l < > 10 Irrigação por aspersão meq/l < 3 > 3 Boro (B) meq/l < 0,7 0,7-3 > 3 Outros (culturas sensíveis) Nitrogênio (N-NO 3 ) 2 mg/l < 5, > 30 Bicarbonato Aspersão meq/l < 1,5 1,5-8,5 > 8,5 (HCO 3 ) convencional ph Faixa normal: 6,5 8,4 Fonte: Adaptado de AYRES; WESTCOT, 1985 apud FOLEGATTI, 2005; PESCOD, Nota: 1 Condutividade Elétrica, medida a 25 C; 2 Nitrogênio Nitrato expresso em termos de Nitrogênio elementar. Do ponto de vista operacional, o funcionamento adequado dos sistemas de irrigação pode ser prejudicado pela presença de sólidos em suspensão no efluente, os quais podem se acumular e entupir partes do sistema de distribuição de água. Quanto menor a abertura por onde passa a água de irrigação, mais sensível o sistema será a entupimento. Por outro lado, mesmo quando é muito baixa a concentração dos sólidos em suspensão no efluente tratado, pode haver problemas devido ao crescimento de lodo biológico no sistema de distribuição de água. Este crescimento será inevitável se houver presença de material orgânico biodegradável no efluente tratado. Deste modo, tanto a concentração dos sólidos em suspensão como a do material orgânico no efluente devem ser baixas (VAN HAANDEEL, 2005).

59 Reúso Agrícola e Melhoria da Qualidade das Águas Superficiais É sabido que a descarga de efluentes tratados ou não tratados nos corpos da água, sobretudo naturais, tais como lagos, rios e ambientes costeiros marinhos pode causar uma grave deterioração na qualidade da água. A degradação é frequentemente relacionada com a presença de nutrientes orgânicos e inorgânicos, que podem causar problemas como a eutrofização e florações de algas. A reutilização desses efluentes na agricultura pode ter um impacto significativo na redução ou remoção por completo deste impacto ambiental (SCHEIERLING et al., 2010; TOZE, 2006). Segundo Werner e outros (2004), anualmente, os sistemas convencionais de tratamento de esgoto despejam nos corpos d água receptores uma quantidade de nutrientes equivalente a 50 milhões de toneladas de fertilizantes químicos, o que corresponde a 37% do que se aplica na agricultura. Erni e outros (2010), utilizando um modelo matemático, MMFA, estimaram que a concentração de Nitrogênio e de Fósforo nos rios que cortam a cidade de Kumasi, em Gana, seja de catorze e seis vezes maior à jusante do que à montante, respectivamente. Estimaram também que a cidade lançava anualmente nos rios cerca de T de Nitrogênio e 500 T de Fósforo, a maior parte devida à falta de saneamento. Færge e outros (2001) estimaram que a cidade de Bancoque, na Tailândia, lançava anualmente no rio Chao Phraya T de Nitrogênio e T de Fósforo. Segundo Qadir e Scoot (2010), em diferentes áreas irrigadas com água de rios altamente contaminados, tem sido observado que a água do fluxo de retorno tem menor concentração de nutrientes e de DBO, indicando que os nutrientes e a matéria orgânica são retidos no solo. Entretanto, a concentração de sólidos dissolvidos, indicada pela Condutividade Elétrica, aumenta, como é mostrado na figura 13, na qual são apresentados dados de qualidade da água na área do perímetro irrigado de Tula, no Vale do Mesquital, México. Ensink e outros (2010) avaliaram a qualidade da água do rio Musi num trecho de 40Km à jusante da cidade de Hyderabad, na Índia, e obtiveram resultados semelhantes aos indicados por Qadir e Scott (2010). Entretanto, os autores associam as mudanças na qualidade da água à sedimentação ocorrida nas 22 barragens de nível existententes neste

60 57 trecho do rio, de onde derivam os canais que irrigam uma área de aproximadamente hectares. Figura 13 - Qualidade da água ao longo do Perímetro Irrigado de Tula. Fonte: QADIR; SCOTT, Notas: CEa Condutividade Elétrica. ES Estação Seca. EC Estação Chuvosa. Kim e outros (2008) estimaram a carga de nutrientes, Nitrogênio e Fósforo, na água de drengem do arrozal experimental de Gicheon, na Coréia do Sul. Para tanto, utilizaram o modelo CREMES-PADDY, no qual os dados de entrada foram obtidos do manancial que normalmente abastece o arrozal e de uma estação de tratamento situada a 11Km do arrozal. Os resultados indicaram que quando houvesse irrigação com esgoto sanitário a carga de Nitrogênio na água de drenagem seria o dobro da verificada quando houvesse irrigação com água. Em relação ao Fósforo, na irrigação com esgoto sanitário, a carga seria, aproximadamente, treze vezes superior à da irrigação com água. Em ambas as situações, a simulação foi feita considerando a aplicação de fertilizantes industrializados de forma igual. Os autores também simularam os efeitos na água de drenagem advindos de reduções de 10%, 30% e 50% na taxa de aplicação de fertilizantes, concomitantemente à utilização de esgoto sanitário. Os resultados mostraram que para o Nitrogênio, a redução na carga seria de 8,8%, 16,6% e 24,4%, respectivamente e que para o Fósforo, as reduções não seriam significativas.

61 Outros Benefícios do Reúso Agrícola Ambientalistas consideram que em muitos ecossistemas a capacidade de fornecer bens e serviços valiosos, incluindo a proteção contra cheias, purificação de água e fornecimento de alimentos e fibras, foi prejudicada pelo aumento da área irrigada. Existem diversos estudos indicando que em um horizonte de 15 a 20 anos haverá aumento da área irrigada e, consequentemente, também aumento na demanda de água para irrigação, o que aumentará os conflitos pelo uso da água em regiões onde isto atualmente já ocorre (RIJSBERMAN, 2006). A figura 14 mostra a projeção de aumento da demanda de água para irrigação feita pela FAO (2002). Figura 14 Aumento na retirada de água para irrigação ( ). Fonte: FAO, Apesar de em termos quantitativos, o volume de águas residuárias disponíveis para irrigação ser insignificante, comparado com o total de água usado na agricultura irrigada, o reúso na agricultura tem um grande potencial para atender ao aumento da demanda de água, sem comprometer os mananciais existentes. Considerando um consumo per capita de água de 150L/hab.dia e um coeficiente de retorno de 0,8, tem-se uma oferta anual de esgoto de aproximadamente 44m³ por pessoa. Tomando por base a demanda média de água para irrigação no Brasil em 1998, m³/ha.ano, o esgoto gerado por uma cidade com habitantes teria o potencial de irrigar uma área de 37ha (VON SPERLING, 1996; CHRISTOFIDIS, 2008).

62 59 O reaproveitamento dos nutrientes contidos no esgoto através do reúso agrícola se aproxima do conceito de saneamento ecológico e muda o modelo tradicional no qual os excrementos humanos são resíduos sem utilidade, a serem dispostos na natureza, que se encarregaria de absorvê-los. Com o reúso, o fluxo dos nutrientes do campo para as cidades passa a ser circular, abandonando a forma linear, na qual os nutrientes contidos nos alimentos são transportados para as cidades e estas, após a utilização, os lançam nos corpos d água, com ou sem tratamento (ESREY et al., 2000; GENSCH, 2008; KJELLÉN; MCGRANAHAN, 1997). Estudos realizados por Oliveira e Von Sperling (2005) em 19 ETE, compostas de fossa séptica seguida de filtro anaeróbio, indicam que os efluentes tratados têm concentração típica de 61mg/l de Nitrogênio (N) total e 7mg/l de Fósforo (P) total. Nestas concentrações, para a demanda referida anteriormente, m³/ha/ano, seriam aplicados no solo 717Kg de N/ha/ano, bem como 82Kg de P/ha/ano. Qadir e outros (2007) estimam que a aplicação de 1.000m³ de esgoto em 1ha seja capaz de fornecer ao solo de 16 a 62Kg de Nitrogênio, de 4 a 24Kg de Fósforo, de 2 a 69Kg de Potássio, de 18 a 208Kg de Cálcio, de 9 a 110Kg de Magnésio e de 27 a 182Kg de Sódio. Proporcionalmente ao volume, as estimativas feitas para aplicação de Nitrogênio e Fósforo no Brasil estariam dentro das respectivas faixas estimadas por Qadir e outros (2007). Segundo Jiménez (2005 apud QADIR et al., 2007), através da irrigação com esgoto no Vale de Mesquital, anualmente são aplicados em cada hectare 2.400kg de matéria orgânica, 195Kg de Nitrogênio e 81Kg de Fósforo. A aplicação de esgoto na agricultura propicia a ampliação da área cultivada, já que pode recuperar áreas improdutivas ou degradadas. Isto se dá pela ação da matéria orgânica contida no esgoto que atua como condicionador do solo, aumentando a ocorrência de espaços vazios. Com isto, há redução da densidade do solo, favorecendo a drenagem das águas e uma melhor aeração dos sistemas radiculares, o que favorece o seu desenvolvimento (BASTOS et al., 2003a; MARQUES et al., 2003). Ademais, os esgotos, em geral, contêm os nutrientes necessários para o crescimento das plantas, sendo os de maior importância, do ponto de vista agronômico, o Fósforo, o Nitrogênio, o Potássio, o Zinco, o Boro e o Enxofre. Os teores contidos nos esgotos domésticos geralmente atendem a uma boa parte das necessidades das plantas, se não a todas. Desses, o Nitrogênio e o Fósforo são os mais importantes, sendo que os teores deste último, na maioria das águas residuárias, são insuficientes para atender às

63 60 necessidades das plantas exigindo, portanto, uma complementação (BLUM, 2003; MARQUES et al., 2003). Em alguns países, o reúso agrícola tem grande importância na segurança alimentar da população. No Paquistão, um quarto das hortaliças é produzido em áreas irrigadas com esgoto e na África subsahariana, em muitas cidades, a agricultura urbana e periurbana com esgoto bruto produz de 60 a 100% das hortaliças consumidas (UNDP, 2006; IWMI, 2006). Em Hanoi, no Vietnã, 80% das hortaliças consumidas são produzidas em áreas irrigadas diretamente com esgotos oriundos da cidade ou com água do rio Vermelho, que recebe os efluentes da cidade (LAI, 2000 apud QADIR et al., 2007). Em regiões de clima semiárido, a produção pecuária baseia-se principalmente em pastagens naturais, que muitas vezes é limitada ou está diminuindo devido à baixa precipitação. Em países do Sahel, como Burkina Faso, Mali, Senegal; a biodiversidade de forragem vem diminuindo ao longo do tempo e as espécies de plantas com menor valor nutritivo e palatabilidade estão se tornando predominantes. Ao mesmo tempo, no entanto, nas cidades, a demanda por produtos lácteos vem aumentando, devido à urbanização e a mudança nos hábitos alimentares. Como parte dos sistemas urbanos de produção de alimentos, o gado criado na periferia das cidades contribui para segurança alimentar das cidades, fornecendo carne e produtos lácteos. Assim, reutilização de águas residuárias para irrigação de forrageiras é uma alternativa importante e de baixo risco que pode contribuir para melhorar a resistência às mudanças climáticas e diminuir a insegurança alimentar, especialmente em cidades de pequeno e médio porte de países em desenvolvimento (JIMÉNEZ et al., 2010). Em termos econômicos, a aplicação dos nutrientes contidos nos esgotos na agricultura representaria uma economia de 15 bilhões de dólares, que tende a ser maior devido à tendência de aumento nos preços dos fertilizantes (LOBO, 2008; WERNER et al., 2004). Dados de 2007 indicam que o Brasil tem o quarto maior mercado consumidor de nutrientes, entretanto sua produção é pequena, equivalente a 2% da produção mundial, o que o leva a ser um grande importador, importando cerca de 74% do que consome (LOBO, 2008). Segundo Hoeck (2002), os irrigantes de Haroonabad, no Paquistão, que utilizam água comum gastam cerca de duas vezes mais com fertilizantes do que os que irrigam com esgoto.

64 61 Na Austrália, a empresa de abastecimento de água de Melbourne, criou uma outra empresa, Werribee Agriculture Group, para administrar um empreendimento pecuário que se utiliza dos efluentes oriundos da estação de tratamento, Western Treatment Plant, a qual trata cerca de 485 mil litros por dia em lagoas de estabilização para irrigar uma área de 8.500ha, na qual são criadas cabeças de gado e ovelhas. O rendimento desta operação é utilizado para diminuir os custos operacionais da estação de tratamento (SCHEIERLING et al., 2010) Afora a economia com fertilizantes, a utilização de esgotos sanitários na agricultura apresenta outros aspectos que resultam em ganho financeiro para os agricultores. Um destes aspectos é a constância no fornecimento, permitindo o plantio mesmo em períodos de seca, quando a vazão dos rios diminui e, consequentemente, há redução da disponibilidade de água para irrigar (JIMÉNEZ et al., 2010). Outro aspecto é o aumento na produtividade dos plantios. Azevedo e outros (2007) realizaram pesquisa na qual plantaram milho forrageiro (Zea mays. L) híbrido de ciclo precoce, cultivar AG 1051, e o submeteram a irrigação com água residuária tratada pela ETE de Campina Grande e com água de abastecimento proveniente do sistema de abastecimento de água da CAGEPA. A irrigação apenas com água residuária promoveu um incremento da produtividade de 144% em relação à produção alcançada quando se utilizou somente a água de abastecimento. A tabela 9 apresenta o resultado dos estudos feitos em Nagpur, India, pelo NEERI no qual foi constatado que houve aumento de produtividade em diversos cultivos com a utilização de esgotos (SHENDE, G. B., 1985 apud HESPANHOL, 2003). Tabela 9 - Aumento da produtividade com o uso de esgotos domésticos (t/ha/ano). Irrigação efetuada com Cultivo Trigo 1 Feijão 1 Arroz 1 Batata 1 Algodão 1 Esgoto bruto 3,34 0,90 2,97 23,11 2,56 Efluente primário 3,45 0,87 2,94 20,78 2,30 Efluente de lagoa de estabilização 3,45 0,78 2,98 22,31 2,41 Agua + NPK 2 2,70 0,72 2,03 17,16 1,70 Fonte: Adaptado de HESPANHOL, Notas: 1 Número de anos para cálculo da produtividade média igual a 8, 5, 7, 4 e 3, respectivamente. 2 Nitrogênio (N), Fósforo (P) e Potássio (K). Em Quetta, no Paquistão, o direito de explorar as terras que tem acesso ao esgoto custa de duas a seis vezes mais do que o das terras que não tem acesso e os fazendeiros aceitam pagar pela utilização do esgoto um valor equivalente a duas vezes e meio o da

65 62 tarifa da água. Mesmo com a tarifa mais alta, o rendimento final chega a US$940,00/ha, contra um rendimento de US$170,00/ha das terras irrigadas com água comum (ENSINK et al., 2004). Em Gana, a irrigação com esgoto nos períodos de seca permite uma renda extra equivalente à 45% da renda obtida nos períodos de chuva (IWMI, 2006). Em Hubli-Dharwad, duas cidades na Índia que formam um só conglomerado urbano, o uso do esgoto na agricultura permite que os fazendeiros vendam a produção em épocas de seca por um preço de três a cinco vezes superior ao obtido nos períodos de chuva (JIMÉNEZ et al., 2010). No Vale do Mesquital, a renda agrícola aumentou de quase zero no início do século, quando se iniciou a irrigação com efluentes oriundos da Cidade do México, até aproximadamente quatro milhões de dólares americanos por hectare, em 1990 (HESPANHOL, 2003). Afora os agricultores que se beneficiam diretamente dos ganhos da produção, o plantio com água residuária também propicia ganhos para toda a cadeia econômica ligada a produção agrícola, aí incluindo a venda de sementes, pesticidas, maquinário agrícola; e ao transporte e comercialização da produção (BUECHLER, 2004) Riscos do Reúso Agrícola à Saúde Humana Embora o reúso represente a alternativa mais adequada sobre os aspectos ambiental, social e econômico, pois transforma um resíduo urbano em um insumo de grande valor agrícola, os esgotos, mesmo os tratados, e as águas naturais contaminadas por lançamento de esgoto bruto apresentam em sua composição patógenos excretados (vírus, bactérias, protozoários e helmintos), substâncias irritantes da pele e substâncias químicas tóxicas, tais como metais pesados e poluentes orgânicos persistentes (POPs); os quais têm potencial de vir a provocar doenças nos seres humanos. As principais vias de contaminação são contato direto com o esgoto ou água contaminada, que pode afetar os agricultores e as comunidades situadas nas proximidades das áreas irrigadas, e o consumo de produtos contaminados por contato direto com o esgoto ou água contaminada ou ainda por contato indireto, através do manuseio após a colheita (ANDREOLI et al., 2005, BOS et al., 2010; FLORÊNCIO et al., 2006). A carne e o

66 63 leite de animais que se alimentam em pastagens contaminadas por esgoto, também podem ser uma via de contaminação (CARR et al., 2004; JIMÉNEZ et al., 2010). Nos países de renda mais baixa, menos desenvolvidos, é dada maior atenção aos riscos microbilógicos, já que as pessoas são mais afectadas por doenças como diarréia e infecções por helmintos, ralacionadas com saneamento básico. Nos países de renda mais alta, desenvolvidos, a preocupação maior é com a poluição química de origem industrial e com os poluentes químicos emergentes, compostos desreguladores endócrinos e farmacêuticos ativos, já que os riscos microbiológicos estão em grande parte sob controle (KEIRATA et al., 2010b; WHO, 2006). De início, é importante distinguir perigo de risco. Perigo, que na literatura sobre utilização de esgotos convencionou-se chamar de risco potencial, é uma característica intrínseca de uma situação que, associada à determinado agente (químico, físico ou biológico) com propriedades tóxicas ou infecciosas; pode vir a causar efeitos adversos à saúde. A noção de risco adquiriu expressão durante os séculos XVI e XVII e começou por ser usada pelos exploradores ocidentais quando partiam para as viagens que os levavam a todas as partes do mundo (MENDES, 2002). Contemporaneamente, o conceito de risco foi tomado por diversas disciplinas, em diferentes áreas do conhecimento. Porto (1991 apud GUILAM, 1996) situa estas disciplinas em quatro grandes grupos: as ciências econômicas, a epidemiologia, a engenharia e as ciências sociais. Segundo Luiz e Cohn, 2006, em epidemiologia, o conceito atual de risco designa probabilidades quantificadas de suscetibilidade individual a agravos, em virtude da exposição a agentes agressores ou protetores, fatores de risco, também chamados de perigos. Bastos e Bevilacqua, 2005, explicitam o mesmo conceito, porém de forma mais clara. Segundo estes, risco está associado à previsão de eventos em saúde em uma população exposta a fatores de risco, perigos, o que pode ser quantificado e expresso em termos de probabilidade. Ambos os conceitos, perigo e risco, integram a metodologia conhecida como Avaliação de Risco, a qual é, já há algum tempo, o paradigma central dos estudos sobre agravos à saúde decorrentes da exposição/intoxicação por produtos químicos e tem sido, ainda que incipientemente, utilizada no estabelecimento de critérios de qualidade

67 64 microbiológica de água para consumo humano e de utilização de esgotos sanitários (BASTOS; BEVILACQUA, 2005) Assim, a utilização de esgoto sanitário constitui um perigo, risco potencial, pois os esgotos podem conter cargas elevadas de agentes microbianos patogênicos. Entretanto, se os esgotos recebem tratamento de modo a garantir a adequada remoção dos organismos patogênicos e se estes não resistirem aos efeitos adversos do meio ambiente ou não sobreviverem em populações correspondentes a doses infectantes e ainda se a prática da utilização de esgotos não favorecer o contato com um novo hospedeiro, susceptível, não haverá risco de infecção, ou seja o risco potencial não se transformará em um risco real (BASTOS; BEVILACQUA, 2005). Para que as pessoas sejam intoxicadas ou infectadas pelo uso de esgotos sanitários na agricultura é necessário que haja a combinação de uma série de fatores relativos ao agente, à exposição e à população, como mostrado no quadro 1 e na figura 15. Figura 15 - Utilização de Esgotos Sanitários e Risco de Transmissão de Doenças Fonte: BASTOS; BEVILACQUA, Geralmente as concentrações de metais pesados e de oligoelementos (ver 2.3.3) no esgoto doméstico não são suficientes para causar problemas agudos (WHO, 2006). Como estes elementos são facilmente removidos durante o processo normal de tratamento de esgoto, ficando retidos no lodo, a concentração no efluente tratado é baixa. Entretanto, mesmo em baixas concentrações, aplicações contínuas destes

68 65 efluentes nos solos podem resultar em acúmulo e fixação, possibilitando a absorção pelas plantas (ANDREOLI et al., 2005; TOZE, 2006a). A maioria dos metais pesados fica retida no solo, sobretudo se o solo for rico em matéria orgânica e tiver ph maior que 7,0. Entretanto, se o solo for ácido, a capacidade de reter estes elementos fica comprometida, possibilitando que, por lixiviação, haja contato com as águas do lençol freático (ARAÚJO, 1999 apud FOLEGATTI, 2005; WHO, 2006). Os riscos são maiores quando se aplica esgoto bruto que, além das contribuições domésticas, também recebe contribuições industriais (ANDREOLI et al., 2005, PESCOD, 1992; TOZE, 2006a, WHO, 2006). No Japão, a irrigação de arrozais com água do rio Jinzu, contaminado por lançamentos industriais contendo Cádmio, provocou o surgimento da doença Itai-itai, que afeta os ossos e os rins. Na China, a irrigação com efluentes industriais está associada a um aumento de 36% na incidência de Hepatomegalia e de 100% na de câncer e de malformação congênita (WHO, 2006). Dentre os poluentes orgânicos persistentes, encontram-se os pesticidas agrícolas e os compostos desreguladores endócrinos e farmacêuticos ativos. Em relação aos pesticidas, Simmons e outros (2010) consideram que a exposição a estas substâncias via irrigação com água contaminada é menos significativa do que a que ocorre via aplicação direta nos cultivos. Estudos realizados por Amoah e outros (2006) em nove grandes mercados e doze pontos de venda especializados, situados nas cidades de Acra, Kumasi e Tamale, em Gana; indicaram que os riscos à saúde decorrentes de pesticidas nos alimentos, ainda que em níveis elevados, são menores do que os advindos da presença de patógenos nos alimentos. No que se refere aos compostos desreguladores endócrinos, a concentração destes compostos no esgoto bruto é menor do que à dos hormônios naturalmente existentes no corpo humano e a capacidade endócrina destes compostos é muito inferior à dos referidos hormônios. A maioria dos compostos é removida com tratamento secundário. Estes fatos, e a vida curta fora do corpo humano, fazem com os riscos para a saúde,advindos da aplicação de águas residuárias na agricultura seja desprezível. Tal como os compostos desreguladores endócrinos, os farmacêuticos ativos também costumam ser removidos no tratamento do esgoto. A concentração destes compostos no efluente tratado é menor do que a encontrada nos remédios e nos objetos de higiene pessoal. Isto leva a que os riscos à saúde humana sejam pequenos, mesmo se os compostos forem eventualmente absorvidos pelas plantas (TOZE, 2006a).

69 66 Quadro 1- Fatores necessários para a ocorrência de intoxicação ou infecção. Elemento Fator Período de latência no meio ambiente Sobrevivência prolongada no meio ambiente Existência de reservatório animal Existência de hospedeiros intermediários Resistência aos processos de tratamento de esgoto Dose infectante (quantidade necessária do agente para iniciar uma infecção) Microbiano Infectividade (capacidade que o agente tem de penetrar e se desenvolver ou multiplicar dentro do hospedeiro, provocando infecção) Poder Invasivo (capacidade que o agente tem de difundir-se pelo organismo do hospedeiro) Agente Patogenicidade (capacidade que o agente tem de vir a provocar doenças em hospedeiros infectados) Virulência (capacidade que o agente tem de vir a provocar casos graves ou fatais) Imunogenicidade (capacidade que o agente tem de induzir à imunidade no hospedeiro) Remoção por meio dos processos de tratamento de esgoto Estabilidade no meio ambiente Persistência no meio ambiente Químico Bioacumulação e, ou, biomagnificação na cadeia trófico alimentar Toxicidade (capacidade que o agente tem de vir a provocar doenças) Natureza da substância química Exposição Duração Intensidade População exposta Suscetibilidade individual Estado imunológico Fonte: BASTOS; BEVILACQUA, 2006; FIOCRUZ, s/d; ROUQUAYROL; VERAS, 1995.

70 67 Segundo a Organização Mundial da Saúde (WHO, 2006), os agentes patogénicos encontrados nas águas residuais geralmente são o principal perigo. Normalmente, a contaminação dos cultivos por patógenos se dá por contato (JIMÉNEZ et al., 2010). A menos que nenhuma pessoa da comunidade a partir da qual os esgotos são gerados esteja doente, ou esteja portador de um patógeno, mesmo não estando doente; os esgotos sempre conterão patógenos. No entanto, mesmo em países de alta renda, isso quase nunca ocorre, e os efluentes sempre contêm, pelo menos, alguns patógenos. A quantidade de patógenos nas águas residuárias de uma comunidade reflete a quantidade de doenças relacionadas com estes. Em geral, o número de patógenos é maior nas águasresiduárias de países de renda baixa do que na dos países de renda alta (SCHEIERLING et al., 2010). A tabela 10 apresenta as concentraçõe usuais de microrganismos patogênicos em esgotos sanitários. Tabela 10 - Concentrações usuais de microrganismos patogênicos em esgotos sanitários. Microrganismo Concentração Escherichia coli /100ml Salmonellae spp /100ml Cistos de Giardia sp /L Oocistos de Cryptosporidium spp /L Ovos de helmintos ³/L Vírus /L Fonte: BASTOS, 2003b. Ainda persistem controvérsias na definição dos riscos aceitáveis, ou seja, na definição do padrão de qualidade e do grau de tratamento que garantam a segurança sanitária da utilização de esgotos sanitários (BASTOS; BEVILACQUA, 2006). Até os dias atuais, em todo o mundo, foram adotadas basicamente três abordagens (SCHEIERLING et al., 2010), a saber: a) a da agência ambiental americana (USEPA), baseada no risco potencial; b) a adotada pela OMS entre 1989 e 2005, baseada em riscos reais; c) a adotada pela Austrália e pela OMS a partir de 2006, baseada em avaliação e gestão de riscos. Vale ressaltar que esta nova abordagem da OMS é a mesma adotada por esta organização em suas diretrizes para qualidade da água tratada, publicadas em 2004 (SCHEIERLING et al., 2010). Embora em níveis diferentes, tanto a diretriz da OMS de 1989 como a da USEPA estão alinhadas a uma linha de pensamento segundo a qual os

71 68 riscos à saúde devem ser controlados por meio determinados níveis de tratamento préestabelecidos, bem como por regulamentos rigorosos (KERAITA et al., 2010). Dentro desta linha de pensamento, de acordo com Fattal e Shuval (1999 apud CARR et al., 2004), quanto menor o risco de infecção que se adote, mais sofisticados, e consequentemente mais caros, serão os sistemas de tratamento. Fattal e outros (2004) estimaram que o custo do tratamento para se atingir os padrões recomendados pela OMS em sua diretriz de 1989 para irrigação irrestrita seria de aproximadamente US$125,00 por caso de infecção evitada enquanto que para se atingir os padrões da USEPA para este tipo de irrigação seria de US$ ,00 por caso de infecção evitada. Os critérios da USEPA exigem para irrigação irrestrita, ou irrigação por aspersão em qualquer situação, padrão de qualidade do efluente semelhante ao padrão de potabilidade da água, ou seja, ausência de coliformes e organismos patogênicos, turbidez 2uT e cloro residual 1mg/L. Depreende-se que o critério de ausência de coliformes asseguraria a ausência de bactérias patogênicas, enquanto a inclusão da turbidez e cloro residual prestam-se ao papel complementar da indicação da remoção de protozoários por filtração e da inativação de vírus. Para que o efluente atinja estes padrões, são necessários processos rigorosos de tratamento de esgotos, incluindo a filtração e desinfecção (BASTOS; BEVILACQUA, 2006). Para a irrigação restrita, culturas alimentícias processadas comercialmente e culturas não alimentícias, exige-se também a desinfecção, a garantia de cloro residual 1mg/L, mas um padrão bacteriológico 200 CF/100mL, o que pressupõe a tolerância de presença de patógenos em alguma densidade. Embora não se explicite, no primeiro caso pressupõe-se proteção dos consumidores, agricultores e público em geral e, no segundo, dos agricultores (BASTOS; BEVILACQUA, 2006). A tabela 11 apresenta os critérios recomendados pela USEPA para a irrigação com esgotos sanitários. A diretriz da OMS de 1989 previa que para irrigação irrestrita, culturas consumidas cruas, as águas residuárias deveriam ter uma concentração de coliformes fecais inferior a 1.000/100ml e menos de um ovo de helminto por litro, visando proteger tanto os agricultores quanto os consumidores. Para irrigação restrita, culturas que não tenham consumo humano direto, havia restrição apenas à concentração de ovos de helminto, menos de um por litro, a qual visava proteger principalmente os agricultores.

72 69 Tabela 11 - Recomendações da USEPA para reúso de águas residuárias na agricultura. Tipo de Irrigação e Cultura Tratamento Qualidade do efluente - Culturas alimentícias não processadas comercialmente 1 - Irrigação superficial ou por aspersão de qualquer cultura, incluindo culturas a serem consumidas cruas Secundário + filtração + desinfecção², ³ - ph 6 a 9 - DB0 10 mg/l - Turbidez 2 ut 4 - CR 1mg/L 5,6 - CF ND 7,8 - Organismos patogênicos ND - Culturas alimentícias processadas comercialmente 1 - Irrigação superficial de pomares e vinhedos - Culturas não alimentícias - Pastagens para rebanhos de leite 11, forrageiras, cereais, fibras e grãos Secundário + desinfecção² Secundário + desinfecção² - ph 6 a 9 - DB0 30 mg/l - SST 30 mg/l 9 - CR 1mg/L 5 - CF 200/100mL 8,10 - ph 6 a 9 - DB0 30 mg/l - SST 30 mg/l 9 - CR 1mg/L 5 - CF 200/100mL 8,10 Fonte: Adaptado de BASTOS; BEVILACQUA, Notas: 1- Culturas alimentícias processadas comercialmente são aquelas que recebem processamento físico ou químico prévio à comercialização, suficiente para a destruição de patógenos. 2 - Tratamento secundário é aquele capaz de produzir efluentes com DBO e SST 30mg/L. 3 - A coagulação química pré-filtração pode ser necessária para o atendimento da qualidade do efluente recomendada. 4 - Turbidez pré-desinfecção, média diária; nenhuma amostra > 5 ut (ou 5 mg/l, quando o indicador for SST). 5 - Cloro residual livre após tempo de contato mínimo de trinta minutos. 6 - Residuais ou tempo de contato mais elevados podem ser necessários para a garantia de inativação de vírus e parasitas. 7 - Média móvel de sete dias; nenhuma amostra >14 CF/100mL. 8 - No texto de Bastos e Bevilacqua (2006) a referência é feita a Coliformes Termotolerantes. Optou-se pela referência a Coliformes fecais, conforme o texto original da USEPA (1994). 9 - Um padrão mais exigente pode ser necessário no caso de irrigação por aspersão Média móvel de sete dias; nenhuma amostra >800 CF/100 ml; lagoas de estabilização podem alcançar o critério de qualidade sem a necessidade de desinfecção O consumo das culturas irrigadas não deve ser permitido antes de 15 dias após a irrigação; desinfecção mais rigorosa ( 14 CF/100mL) se o período de 15 dias não for observado Entretanto, em muitos países de baixa e média renda não foi possível restringir a prática do reúso agrícola a efluentes com padrões de qualidade semelhantes aos recomendados pela OMS em suas diretrizes, tendo em vista a incapacidade financeira destes países tanto de implantar estruturas de tratamento adequadas para o alcance dos parâmetros recomendados quanto para operá-las adequadamente, quando implantadas. Além disso, mesmo com a implantação e operação adequada das estruturas de tratamento, neste países ainda persistem problemas relativos a falta de saneamento adequado para toda a população, bem como falta de hábitos higiênicos, que acarretam em riscos de contaminação dos cultivos taão grandes quanto o da irrigação com água (BOS et al., 2010; SCHEIERLING et al., 2010, SCOT et al., 2004).

73 70 Ensink e outros (2007) analisaram a concentração de E. Coli e de helmintos em legumes colhidos no campo e posteriormente em um mercado de Faisalabad, no Paquistão. A despeito da alta concentração de E. Coli e de helmintos no efluente utilizado na irrigação, foram observadas maiores concentrações nos legumes retirados para análise do mercado do que nos retirados do campo. Diante desta realidade, um grupo de especialistas reunidos em Hyderabad, na India, em 2002, sob a coordenação do IWMI e do IDRC; preconizou uma nova abordagem que levasse em conta as realidades locais, incluindo outras estratégais para proteção à saúde, tais como práticas de gestão e medidas de profilaxia em relação aos alimentos (SCOT et al., 2004; USEPA, 2004). Seguindo esta tendência, Carr e outros (2004), que participaram da revisão de 2006 das diretrizes da OMS para o uso seguro de esgotos sanitários na agricultura, preconizam que as diretrizes devem procurar conciliar o incentivo à utilização de esgotos, que contêm água, um recurso escasso, com a proteção da saúde publica, o que pode ser difícil na variedade de situações que ocorrem no mundo inteiro, especialmente em ambientes onde se utiliza esgoto bruto. Ainda de acordo com os autores, as diretrizes precisam ser adaptáveis às condições locais, sociais, econômicos e ambientais e devem ser co-implementadas com outras intervenções de saúde, tais como a promoção de higiene, abastecimento de água potável e saneamento, e outras medidas de proteção à saúde (CARR et al., 2004) Assim, a nova diretriz da OMS, publicada em 2006 adota uma abordagem completamente diferente da anterior e da adotada pela USEPA, baseada em avaliação e gestão de riscos, mesma abordagem recomendada pela OMS para tomada e decisão no que refere-se a abastecimento de água e intervenções sanitárias (SCHEIERLING et al., 2010). A nova diretriz da OMS, procura estabelecer níveis aceitáveis de doença, que podem ser atingidos com o estabelecimento de padrões de qualidade para os efluentes a serem aplicados aos cultivos, conjugado com práticas de gestão tais como restrição de cultivos e adequação das técnicas de irrigação; bem como medidas de profilaxia em relação aos alimentos, tais como lavagem com água ou solução desinfetante, descascagem e cozimento. As práticas de gestão e as medidas de profilaxia podem ser utilizadas isoladamente ou em conjunto quando somente o sistema de tratamento

74 71 utilizado não seja capaz de alcançar o nível desejado de redução na concentração de patógenos (KERAITA et al., 2010; SCHEIERLING et al., 2010; WHO 2006). Esta nova abordagem é chamada de barreiras múltiplas e é baseada no sistema de gestão de segurança alimentar Análise de Perigos e Pontos Críticos de Controle (APPCC), ou em inglês Hazard Analysis and Critical Control Point (HACCP) que promove intervenções em pontos chaves da cadeia alimentar (BOS et al., 2010; CARR et al., 2004). Pontos de controles críticos, que podem ser barreiras importantes de contenção de patógenos, são encontrados em toda a cadeia de eventos relacionada com o reúso agrícola, desde o lançamento do efluente até a preparação dos alimentos, como mostra a figura 16. Figura 16 Barreiras múltiplas e pontos de controle críticos. Fonte: ILIC et al., Portanto, o conceito de barreiras múltiplas se aplica tanto sistemas convencionais de tratamento de esgotos quanto aos não convecionais, que incluem o uso de sistemas de baixo custo, tais como pequenas lagoas, armadilhas de sedimentação e filtros de areia, construídos nas próprias áreas onde se fará o reúso agrícola (BOS et al., 2010). O quadro 2 apresentas as estratégias de controle que podem ser adotadas, com as respectivas estimativas de redução de patógenos, dentro do conceito de barreiras múltiplas.

75 72 Quadro 2 Estratégias de controle para redução de patógenos no reúso agrícola. Estratégias de Redução Observações Controle (unidades Log) Tratamento do esgoto (primário + secundário) Irrigação localizada de cultivos rasteiros Irrigação localizada de cultivos que crescem afastados do solo Decaimento no ambiente ,5-2 por dia Lavagem 1 Desinfecção 2-3 Redução geralmente obtida pelo tratamento do esgoto, variando de acordo com o tipo e com a funcionalidade. Raízes e outros cultivos, como a alface, que crescem junto ao solo. Cultivos, tais como o tomate, árvores frutíferas, cujos frutos não estão em contato com o solo. Decaimento que ocorre na superfície dos cultivos entre a última irrigação e o consumo. A redução obtida depende do clima (temperatura, insolação, umidade, tempo, tipo de cultivo etc. Lavagem de hortaliças e frutas com água potável. Lavagem de hortaliças e frutas com solução desinfetante leve, usualmente com cloro, e enxaguagem com água potável. Descascagem 1-2 Frutas, repolho e raízes. Cozimento 6-7 Fonte: BOS et al., Imersão em água fervendo, ou próxima do ponto de ebulição, até que o cozimento assegure a eliminação dos patógenos. Segundo Jimenéz e outros (2010), o uso de reservatórios para armazenar esgotos também pode proporcionar redução da concentração de patógenos. No caso dos vírus, a redução pode ser de 2 a 4 unidades log, bactérias podem ter uma redução de 3 a 6 unidades log e protozoários, ovos de oocistos, uma redução de 1 a 2 unidades log. Ainda segundo os autores, caso os reservatórios sejam operados como sistemas de bateladas, com tempo de retenção superior a vinte dias, pode se obter a remoção completa dos ovos de helmintos. Nesta estratégia de barreiras múltiplas, a técnica conhecida como Avaliação Quantitativa de Risco Microbiológico (AQRM) ou Quantitative Microbial Risk Assesment (QMRA), em inglês, é a ferramenta básica. Através desta técnica, avaliam-se os riscos à saúde humana, prevendo-se a probabilidade de incidência de doenças ou infecções a partir de um conjunto de informações, tais como a concentração de um determinado patógeno, taxas de ingestão deste patógeno e modelos dose-resposta apropriados à população que está exposta ao risco. A AQRM uma ferramenta sensível que possibilita a estimativa de risco de um determinado patógeno, associado a uma rota

76 73 de exposição específica, que de outra forma, através de estudos epidemiológicos, além de serem de difícil determinação, teriam custos operacionais muito elevados. Os princípios da AQRM também podem ser utilizados para determinação dos riscos associados aos agentes químicos (BOS et al., 2010; SCHEIERLING et al., 2010; WHO, 2006). Na formulação das novas diretrizes da OMS o maior risco aceitável de infecção foi assumido como sendo associado à exposição à rotavírus. Para paises em desenvolvimento, o risco anual de uma pessoa qualquer em uma cidade de 1 milhão de habitantes adquirir uma infecção é de 38%. A assunção deste parâmetro garante proteção suficiente contra infecções de origem bacteriana e por protozoários (MARA; BOS, 2010). Para que este nível de risco seja alcançado, na irrigação irrestrita, culturas consumidas cruas e que se desnvolvam junto ao solo e de raízes e tubérculos; a OMS recomenda uma redução de 10 6 a 10 7 unidades log de patógenos. Para irrigação restrita, culturas alimentícias processadas comercialmente e culturas não alimentícias, a OMS recomenda que seja obtida uma remoção de 10 4 unidades log de patógenos (BASTOS; BEVILACQUA, 2006; WHO, 2006). Em ambas as situações, o resultado desejado pode ser alcançado por uma combinação de medidas listadas no quadro 2. Estudos epidemiológicos realizados em grupos de agricultores que se utilizavam de água residuária para irrigar produziram provas contundentes do alto risco de infecção por helmintos, o que levou a OMS a propor que, tanto na irrigação irrestrita quento na restrita, não se utilizasse efluentes com concentrações maiores do que um ovo por litro (WHO, 2006). Vale ressaltar que a OMS indica que em países pobres onde as circunstâncias locais façam com que o alcance destes parâmetros não seja factível, pode-se estabelecer inicialmente parâmetros menores, os quais progressivamente devem ser elevados para os parâmetros indicados, 10 6 a 10 7 unidades log de patógenos para irrigação restrita e 10 4 unidades log de patógenos para irrigação restrita. A figura 17 apresenta algumas possibilidades de combinação de medidas de proteção com técnicas de tratamento de efluentes para que sejam alcançados os parâmetros indicados pela OMS.

77 74 Figura 17 Exemplos de combinação de medidas de proteção à saúde para uma carga de doenças tolerável de 10-6 DALY ppa Fonte: WHO, 2006 apud BASTOS; BEVILACQUA, A tabela 12 apresenta a qualidade requerida para o efluente nas diversas situações apresentadas na figura 17. Tabela 12 - Diretrizes da OMS para reúso agrícola de esgotos sanitários. Categoria Redução de Patógenos Qualidade do Efluente de Opção (log 10 ) com Tratamento Irrigação de Esgotos (1) E. Coli/100ml (2) Ovos de Helmintos/Litro A Irrestrita Restrita B C D E 6 ou ou 10 0 F G H < (3, 4) 1 Fonte: BASTOS; BEVILACQUA, Notas: A. Cultivo de raízes e tubérculos; B. Cultivo de folhosas; C. Irrigação localizada de plantas que se desenvolvem distantes do nível do solo; D. Irrigação localizada de plantas que se desenvolvem rentes do nível do solo; E. Qualidade de efluentes alcançáveis com técnicas de tratamento tais como tratamento secundário + coagulação + filtração + desinfecção; qualidade dos efluentes avaliada ainda com o emprego de indicadores complementares (turbidez, SST e cloro residual, por exemplo); F. Agricultura de baixo nível tecnológico e mão de obra intensiva; G. Agricultura de alto nível tecnológico e altamente mecanizada;

78 75 H. Técnicas de tratamento com reduzida capacidade de remoção de patógenos (por exemplo, tanques sépticos ou reatores UASB) associada ao emprego de técnicas de irrigação com elevado potencial de minimização de exposição (irrigação subsuperficial). 1. Remoção de vírus que associada a outras medidas de proteção a saúde corresponderia a uma carga tolerável de doenças virais 10 6 DALY ppa e riscos menores de infecções bacterianas e por protozoários. 2. Qualidade do efluente correspondente à remoção de patógenos indicada em No caso de exposição de crianças (15 anos) recomenda-se um padrão e, ou, medidas complementares mais exigentes: 0,1 ovo/l, utilização de equipamentos de proteção individual, tratamento quimioterápico. No caso da garantia da remoção adicional de 1 log 10 na higiene dos alimentos pode-se admitir 10 ovos/l; 4. Média aritmética em pelo menos 90% do tempo, durante o período de irrigação. A remoção requerida de ovos de Helmintos (log 10 ) depende da concentração presente no esgoto bruto. Com o emprego de lagoas de estabilização, o tempo de detenção hidráulica pode ser utilizado como indicador da remoção de Helmintos. No caso de utilização de técnicas de tratamento mais complexas (opção E), o emprego de outros indicadores (turbidez 2 ut, por exemplo) pode dispensar a verificação do padrão de ovos de Helmintos. No caso de irrigação localizada, em que não haja contato da água com as plantas, e na ausência de riscos para os agricultores (opção H, por exemplo) o padrão ovos de Helmintos poderia ser dispensável. Com base no estado da arte do conhecimento e no conhecimento adquirido em dez anos de pesquisas realizadas no âmbito do PROSAB, Bastos e outros propuseram critérios de qualidade para a utilização de esgotos sanitários na agricultura (BASTOS; BEVILACQUA, 2006), apresentados na tabela 13. Tabela 13 Diretrizes do PROSAB para uso agrícola de esgotos sanitários. Categoria de Irrigação Qualidade do Efluente CTerm/100ml 3 Ovos de Helmintos/Litro 4 Irrestrita 1 1 x Observação 1 x 10 4 CTerm/100ml no caso de irrigação por gotejamento de culturas que se desenvolvam distantes do nível do solo ou técnicas hidropônicas em que o contato com a parte comestível da planta seja minimizado. 1 x 10 5 CTerm/100ml no caso de existência de barreiras adicionais de proteção ao trabalhador 5. É facultado o uso de Restrita 2 1 x efluentes (primários e secundários) de técnicas de tratamento com reduzida de capacidade de remoção de patógenos, desde que associadas à irrigação subsuperficial 6. Fonte: (BASTOS; BEVILACQUA, 2006). Notas: 1. Irrigação superficial ou por aspersão de qualquer cultura, inclusive culturas alimentícias consumidas cruas. Inclui também a Hidroponia 2. Irrigação superficial ou por aspersão de qualquer cultura não ingerida crua, inclui culturas alimentícias e não alimentícias, forrageiras, pastagens e árvores. Inclui também a Hidroponia. 3. Coliformes termotolerantes; média geométrica durante o período de irrigação. Alternativamente e

79 76 preferencialmente, pode-se determinar E. Coli. 4. Neomatóides intestinais humanos; média aritmética durante o período de irrigação. 5. Barreiras adicionais de proteção encontradas em agricultura de elevado nível tecnológico, incluindo o emprego de irrigação localizada e equipamentos de proteção individual. Exclui-se desta nota a irrigação de pastagens e forrageiras destinadas à alimentação animal. 6. Neste caso não se aplicam os limites estipulados de coliformes e ovos de Helmintos, sendo a qualidade do efluente uma conseqüência das técnicas de tratamento empregadas. No reúso agrícola, dentre o grupo exposto ao contato, os mais afetados são os trabalhadores rurais devido à duração e intensidade do contacto com águas residuárias e solos contaminados (BOS et al, 2010). Em Haroonabad, Paquistão, por exemplo, estudos realizados por Hoeck e outros (2002) indicaram que a prevalência de ancilostomose entre os adultos, homens, foi de 80 por cento para os agricultores que utilizaram esgoto. Recentes estudos epidemiológicos realizados entre os agricultores de arroz do Vietnã que utilizavam águas residuárias encontrou maiores evidências de aumento de incidência de diarréia e de problemas de pele do que de risco de infecções por helmintos (TRANG et al., 2007 apud BOS et al., 2010). Estudos realizados por Hoek e outros (2005 apud BOS et al., 2010) no Camboja e por Trang e outros (2007 apud BOS et al., 2010) no Vietnã atribuem casos de doenças de pele como a dermatite (eczema) ao contato com esgoto bruto. Outro estudo raelizado por Rutkowski e outros (2007 apud BOS et al., 2010) no Vale de Kathmandu, no Nepal, mostrou que mais da metade dos 110 agricultores entrevistados, que utilizavam esgoto, tinham tido problemas de pele, tais como prurido e bolhas nas mãos e nos pés. Problemas semelhantes foram relatados por produtores de arroz ao longo do rio Musi em Hyderabad, na Índia (BUECHLER et al., 2002 apud BOS et al., 2010) e de hortaliças em Gana (OBUOBIE et al., 2006 apud BOS et al., 2010). Estudos realizados por Trang e outros (2007 apud BOS et al., 2010) no Vietnã não encontraram associação entre o risco de doenças oculares (conjuntivite ou tracoma) e a exposição a águas residuárias. Em relação aos riscos de saúde associados ao consumo, a principal preocupação diz respeito a vegetais consumidos crus, em pratos de salada por exemplo. Vários estudos têm mostrado aumento de infecções por Ascaris em adultos, como também em crianças, que consomem hortaliças cruas irrigadas com água residuária (BOS et al, 2010). O quadro 3 apresenta uma avaliação dos riscos a saúde humana associados aos diversos agentes, advindos da utilização de esgotos sanitários na agricultura.

80 77 Quadro 3 - Riscos associados à utilização de esgotos sanitários na agricultura Rota de Risco Agente Exposição Relativo Patógenos transmitidos por excretas Irritantes da pele Bactérias Helmintos (vermes parasitas) Protozoários Vírus Transmitidos através do Solo Schistosoma spp. Contato direto, Ingestão Contato direto, Ingestão Contato direto Contato direto, Ingestão Contato direto, Ingestão Contato direto Baixo a Alto Baixo a Alto Nulo a Alto Baixo a Médio Baixo a Alto Médio a Alto Observações Podem sobreviver no meio ambiente tempo suficiente para representar risco a saúde. Lavagem/desinfecção do produto irrigado e cozimento reduzem o risco. Higiene pessoal inadequada após o contato com o esgoto, aumenta os riscos de infecção/doença. Presente em áreas onde a cobertura sanitária e os padrões de higiene são baixos. Risco depende da forma de tratamento do esgoto, se há uso de calçados, se os alimentos são cozidos antes de serem ingeridos, etc. Os ovos podem sobreviver no meio ambiente por um longo tempo. O Schistosoma está presente apenas em algumas regiões e requer hospedeiro específico. A Esquistossomose é transmitida por contato com água contaminada em áreas endêmicas. Podem sobreviver no meio ambiente tempo suficiente para representar risco a saúde. Existem poucas evidências de surtos de doenças causadas por protozoários. Lavagem/desinfecção do produto irrigado e cozimento reduzem o risco. Higiene pessoal inadequada após o contato com o esgoto, aumenta os riscos de infecção/doença. Podem sobreviver no meio ambiente tempo suficiente para representar risco a saúde. Contaminação de cultivos deu origem a surtos de doenças. Lavagem/desinfecção do produto irrigado e cozimento reduzem o risco. Higiene pessoal inadequada após o contato com o esgoto, aumenta os riscos de infecção/doença. Em áreas onde a cobertura sanitária e os padrões de higiene são baixos, muitas pessoas são infectadas quando crianças e desenvolvem imunidade. O risco é maior para os adultos não expostos quando criança e para turistas que não tenham imunidade às doenças locais. Doenças de pele como Dermatite de contato (eczema) têm sido registradas após contato intenso com esgoto bruto. Causa ainda não determinada, porém provavelmente devido à mistura de agentes microbianos e químicos. Em algumas situações também pode ser causada por toxinas de cianobactérias.

81 78 Quadro 3 Continuação Patógenos transmitidos por vetores Químicos Fonte: WHO, Contato com o vetor Nulo a médio Metais pesados Ingestão Baixo Hidrocarbonetos halogenados Pesticidas Ingestão Contato direto, Ingestão Baixo Baixo Limitado a regiões onde o patógeno é endêmico e vetores específicos estão presentes. O risco está mais associado aos canais e reservatórios, ambiente propicio á proliferação de vetores, do que à utilização de águas servidas na agricultura. Os metais pesados podem se acumular em algumas plantas, porém dificilmente em níveis considerados inseguros. A concentração destes elementos na água residuária é baixa, porém pose ser alta no lodo. Geralmente, estes elementos são adsorvidos pelas partículas do solo e não são absorvidos pelas plantas. O risco está associado às práticas agrícolas. Usualmente os esgotos não contêm concentrações elevadas destas substâncias.

82 Outros Riscos do Reúso Agrícola Tanto a aplicação insuficiente de nutrientes quanto a em excesso podem prejudicar o cultivo. Em ambas as situações a produção fica comprometida. Diversas culturas são sensíveis ao Nitrogênio em excesso, que pode causar crescimento desordenado das plantas e retardamento na maturação, além de queda da produção e da qualidade do produto (BLUM, 2003; MARQUES et al., 2003; SCOTT; QADIR, 2010). Feigin e outros (1978 apud MARQUES et al., 2003) compararam a irrigação convencional e a fertirrigação com esgotos sanitários para a produção de beterraba e algodão. Em ambos os casos, a produtividade via fertirrigação foi superior, porém à custa de certa perda de qualidade dos produtos. No mesmo sentido, Marecos do Monte (1995 apud MARQUES et al., 2003) obteve produtividade mais elevada de milho, girassol e sorgo, irrigados com efluentes de lagoas de estabilização, comparativamente à irrigação convencional. Entretanto, a maturação do girassol irrigado com efluente mostrou-se mais lenta. Segundo Blum (2003), eventuais excessos de Fósforo na água utilizada para irrigação não trazem prejuízo algum às plantas. Além das plantas, os animais também podem ser afetados indiretamente pelo excesso de nutrientes aplicado aos cultivos (BLUM; 2003). Na irrigação com esgotos sanitários o controle do balanço de nutrientes é mais difícil que na irrigação e fertirrigação tradicionais, já que estes já vêm diluídos no esgoto e não necessariamente estarão disponíveis no momento, na quantidade e na forma requerida pelo cultivo. Por exemplo, as formas de Nitrogênio mais facilmente assimiláveis são o Nitrato (N- NO 3 ) e o Amônio (N-NH + 4 ), mas os efluentes de esgotos tratados podem conter teores consideráveis de Amônia (N-NH + 3 ) e Nitrogênio Orgânico (MARQUES et al., 2003). Outro fator importante para o controle do balanço de nutrientes é a disponibilização de informação técnica adequada aos agricultores. Segundo Jelassi (2003 apud MARTIJN; REDWOOD, 2005) em Nabeul, na Tunísia, apesar dos agricultores virem utilizando há mais de 25 anos efluente tratado a nível secundário, fornecido pelo estado; ainda assim continuam utilizando a fertilização padrão, como se não houvesse nutrientes no efluente fornecido. Ensink e outros (2004) analisaram a

83 80 eficiência de aplicação de nutrientes na irrigação com esgoto bruto em, Haroonabad, Paquistão, e verificaram que, em todos os casos, a aplicação de nutrientes era superior à necessidade do cultivo e, em alguns casos, a quantidade aplicada era nove vezes superior à recomendada. Segundo os autores, mesmo aplicando esgoto bruto, os agricultores continuavam utilizando fertilizantes químicos. Além da fertilidade do solo e da nutrição das plantas, deve-se atentar para outros aspectos relacionados à qualidade da água, como o risco de salinização e o comprometimento da capacidade de infiltração do solo, ou a toxicidade às plantas associada ao excesso de Sódio, de Cloretos e de Boro (ver 2.3.3) decorrentes da própria dieta humana e da intensa utilização de produtos de limpeza. Assim, os parâmetros de operação do sistema, como a lâmina hídrica, o período e a freqüência de aplicação, devem ser controlados de forma que o sistema solo planta possa suportar. Vale ressaltar que, de modo geral, estes cuidados são semelhantes àqueles que devem ser tomados quando se pratica a irrigação convencional, ou seja, há que se compatibilizar a qualidade da água com a técnica de irrigação empregada, com as características do solo e com a seleção de culturas (MARQUES et al., 2003, PESCOD, 1992). As águas subterrâneas podem vir a ser impactadas pelo uso de águas residuárias na agricultura irrigada, gerando um problema ambiental de considerável magnitude, particularmente em zonas áridas, com solos permeáveis e rasos. Dos nutrientes contidos no esgoto, o que tem maior potencial de causar problemas é o Nitrogênio (MARQUES et al., 2003). Nem todo o Nitrogênio aplicado no solo é aproveitado pelas plantas. Considerando que aproveitamentos da ordem de 50% são considerados como bons, temse que boa parte do que foi aplicado permanece no solo. Entretanto, o excesso é convertido em Nitritos (NO - 2 ) e Nitratos (NO - 3 ) pela ação de bactérias contidas no solo. Ambos os elementos são tóxicos, podendo vir a provocar câncer em concentrações elevadas, daí que os padrões de potabilidade estabelecidos pelo Ministério da Saúde (portaria 518/2004) restrinjam a concentração destes elementos a 1mg/L e 10mg/L, respectivamente (BAIRD, 1997; MARQUES et al., 2003; MELO et al., 2000; RESENDE, 2002).

84 81 O risco de contaminação é tão maior quanto maior for o fluxo através do solo. Assim, em épocas de precipitação intensa, a possibilidade de contaminação é maior. Em solos argilosos, além do fluxo da água ser menor, a possibilidade de contaminação é menor, já que as partículas do solo contêm carga negativa que retêm os Íons Amônio (NH + 4 ), impedindo a conversão destes em nitrito e nitrato. Além disso, como nos solos argilosos os espaços vazios geralmente estão ocupados por água, não há presença de oxigênio, o que leva à substituição deste elemento pelo nitrato no processo respiratório de bactérias anaeróbias facultativas (BHUMBLA, s/d; COOK, 1997; RESENDE, 2002). 2.4 O ESGOTO DOMÉSTICO Características Os esgotos domésticos urbanos têm origem na água que é distribuída nas cidades e consumida nas residências, escritórios e comércio. A maior parte do consumo se dá na higiene pessoal, na preparação de alimentos, limpeza de restos de comida, lavagem de roupas e pisos, bem como no transporte dos dejetos humanos, fezes e urina, para fora do ambiente. Neste processo, a água se torna impura, podendo tornar-se imprópria para uso no próprio ambiente em que foi gerada, necessitando ser esgotada. As características dos esgotos variam em função do uso que se dá a água. Assim, por exemplo, se houver variação nos hábitos alimentares e no uso de produtos de limpeza, haverá variação nas características dos esgotos. Da mesma forma, se houver variação na demanda de água, haverá variação na quantidade de esgoto gerado, levando a variação na concentração dos elementos constituintes do esgoto (FUNASA, 2004; JORDÃO; PESSÔA, 2009).

85 82 Entretanto, de um modo geral, os esgotos domésticos contêm aproximadamente 99,9% de água e 0,1% de partículas sólidas, nas quais estão contidas as impurezas que dão aos esgotos características físicas, químicas e biológicas; que geram a necessidade de tratá-los antes de lançá-los no meio-ambiente (FUNASA, 2004; VAN HAANDEL, 2005). A figura 18 apresenta as características das impurezas contidas nos esgotos. Figura18 - Características das impurezas contidas nas águas dos esgotos domésticos. Fonte: VON SPERLING, Em função das características físico-químicas, os esgotos podem ser classificados em forte, médio e fraco, conforme mostrado na tabela 14. Tabela 14 - Características físico-químicas dos esgotos. Característica do Esgoto Parâmetro (Concentração em mg/l) Forte Médio Fraco DBO 5, DQO OD Nitrogênio Total NTK Nitrogênio Orgânico Nitrogênio Amoniacal Nitrogênio Nitrito 0,10 0,05 0 Nitrogênio Nitrato 0,40 0,20 0,10 Fósforo Total Fósforo Orgânico Fósforo Inorgânico Fósforo Orgânico Fósforo Inorgânico Sólidos Totais

86 83 Tabela 14 - Continuação Sólidos Suspensos Totais Sólidos Dissolvidos Totais Fonte: Adaptado de JORDÃO; PESSÔA, Cidades onde o consumo de água é alto (350 L/hab.dia a 400 L/hab.dia) têm esgoto de característica fraca, ao contrário daquelas onde o consumo de água é bem menor, como as do semiárido, (40 L/hab.dia a 100 L/hab.dia), que têm esgoto de característica forte (MARQUES et al., 2003; TCHOBANOGLOUS et al., 2003) Tipos de Tratamento Os corpos hídricos naturais, superficiais ou subterrâneos, onde os esgotos direta ou indiretamente são lançados possuem determinadas características físicas, químicas e biológicas. Qualquer lançamento de esgoto que venha a alterar estas características, restringindo a sua utilização, afetando a fauna ou ainda podendo vir a provocar danos à saúde do homem; é considerado como poluição (JORDÃO; PESSÔA, 2009). Para evitar que isso ocorra, os esgotos devem ser tratados produzindo, a custo mínimo e com boa estabilidade operacional, um efluente tal que a sua qualidade seja compatível com a legislação ambiental e sanitária e que permita seu reúso para determinados fins, ou então a sua descarga em um corpo receptor sem provocar poluição. Os padrões das normas legais indicam a qualidade mínima que se deve produzir, mas dependendo do uso do efluente pode haver necessidade de tratamento adicional. A norma legal mais importante no Brasil é a Resolução 357/05 do CONAMA, a qual divide as águas do Brasil em treze classes de acordo com os usos dessas águas. Para cada classe se especifica uma qualidade mínima que a água deve ter. Esta resolução pressupõe que o efluente seja descarregado em uma água de superfície e especifica a qualidade que a água deve ter após a descarga de uma água residuária (VAN HAANDEL, 2005).

87 84 Atualmente, existem diversos tecnologias de tratamento, cada uma delas mais adequada a uma determinada situação, a qual é determinada em função de fatores tais como (JORDÃO; PESSÔA, 2009; UNICAMP, 2005): a) disponibilidade de recursos financeiros; b) área disponível para implantação da ETE; c) topografia dos possíveis locais de implantação e das bacias de drenagem e esgotamento sanitário; d) volumes diários a serem tratados e variações horárias e sazonais da vazão de esgotos; e) clima e variações de temperatura da região; f) características do corpo receptor de esgotos tratados; g) disponibilidade e custos operacionais de consumo de energia elétrica; h) disponibilidade e grau de instrução da equipe responsável pela operação da ETE; i) disponibilidade de locais e/ou sistemas de reaproveitamento e/ou disposição adequados dos resíduos gerados pela ETE; j) impactos ambientais decorrentes causados pela construção e operação da ETE; k) anseios da comunidade local em relação à localização e a implantação da ETE. O grau de tratamento a ser dado varia em função da utilização que se faça das águas dos corpos receptores, bem como da capacidade de assimilação destes. Em função do grau de remoção de poluentes, o tratamento dos esgotos subdivide-se em quatro níveis (JORDÃO; PESSÔA, 2009; UNICAMP, 2005, VON SPERLING, 1996): a) preliminar, no qual são removidos os sólidos grosseiros em suspensão e os sólidos decantáveis, tais como areia e gordura, utilizando-se para tanto de meios físicos tais como grades, caixa de areia, caixas de retenção de óleo e gordura e peneiras; b) primário, no qual além dos sólidos flutuantes, também removem-se os sedimentáveis e, com isso, parte da matéria orgânica, utilizando-se para tanto, geralmente, também de meios físicos tais como tanques de decantação e peneiras. Embora menos comum, neste nível de tratamento podem ser

88 85 utilizados métodos que introduzem substâncias químicas, tais como flotação e precipitação química com baixa eficiência e neutralização; c) secundário, no qual é removida a maior parte da matéria orgânica, bem como sólidos suspensos e parte dos nutrientes. Neste nível incluem-se tratamento biológico por lodo ativado, reatores de filme fixo, ou sistemas de lagoas e sedimentação, além da precipitação química com alta eficiência; d) terciário ou avançado, no qual são removidos nutrientes, poluentes específicos, a exemplo de metais pesados e organismos patogênicos; bem como a matéria orgânica residual, não removida na etapa anterior. Bixio e outros (2006) consideram que processos como microfiltração, ultrafiltração, osmose reversa e nanofiltração; nos quais o esgoto é purificado de tal maneira que se tornaria água potável, pertencem a um quarto nível. A tabela 15 apresenta a estimativa de remoção de matéria orgânica, sólidos em suspensão, nutrientes e bactérias, em cada um dos níveis de tratamento. Tabela 15 Níveis de tratamento de uma ETE e eficiência esperada. Matéria Sólidos em Nível de Orgânica Nutrientes Suspensão (SS) Tratamento (DBO) (% remoção) (% remoção) (% remoção) Bactérias (% remoção) Preliminar Não remove Primário Não remove Secundário Pode remover Terciário Até 99 Até 99,999 Fonte: CETESB, 1988 apud GONÇALVES; SILVA, Em cada um dos níveis de tratamento, os contaminantes dos efluentes líquidos são removidos por meios físicos, químicos e biológicos, os quais atuam de forma isolada, como no tratamento preliminar, onde predominam os meios físicos; ou agrupada, como nos demais níveis (COSSICH, 2006; TCHOBANOGLOUS et al., 2003). Os métodos de tratamento nos quais predomina a aplicação de forças físicas são conhecidos como operações físicas unitárias e, basicamente, destinam-se a separar as substâncias em suspensão no esgoto. Peneiramento, gradeamento, trituração, mistura, floculação, sedimentação, flotação, filtração e aeração são operações físicas unitárias

89 86 típicas (COSSICH, 2006; JORDÃO; PESSÔA, 2009; KATO et al., 1999; TCHOBANOGLOUS et al., 2003). Quando a remoção ou conversão de contaminantes é realizada pela adição de espécies químicas ou por reações químicas, os métodos são conhecidos como processos químicos unitários. Estes métodos são pouco utilizados isoladamente, o sendo, geralmente, quando o emprego de operações físicas e processos biológicos não atendem ou não atuam de forma eficiente na característica que se deseja reduzir ou remover. Precipitação, coagulação, oxidação, neutralização e desinfecção são exemplos de processos químicos unitários usados no tratamento de efluentes (COSSICH, 2006; JORDÃO; PESSÔA, 2009; TCHOBANOGLOUS et al., 2003). Os métodos de tratamento nos quais a remoção de contaminantes é realizada por meio de atividade biológica são conhecidos como processos biológicos unitários. Nestes, uma série de microorganismos, principalmente as bactérias, removem substâncias orgânicas biodegradáveis do efluente, em estado coloidal ou dissolvido, convertendo-as em produtos mineralizados inertes (TCHOBANOGLOUS et al., 2003; VON SPERLING, 1996). Estes processos procuram reproduzir os processos naturais de autodepuração que se desenvolvem nos corpos d água após o lançamento de esgotos. A tecnologia atual permite otimizar estes processos, reduzindo o tempo de detenção hidráulica e aumentando a eficiência das reações bioquímicas, de maneira que se atinja determinado nível de redução de carga orgânica, em tempo e espaço muito inferiores aos que seriam necessários no ambiente natural (ANDRADE NETO; CAMPOS, 1999). Os processos biológicos se subdividem em aeróbicos, nos quais a estabilização da matéria orgânica se dá na presença do oxigênio, e anaeróbicos, nos quais a estabilização da matéria orgânica se dá na completa ausência de oxigênio (VON SPERLING, 1996). Também podem ser classificados em função do tipo de reator, que pode ser de crescimento em suspensão na massa líquida ou de biomassa aderida, ou ainda combinado, no qual ocorrem os dois tipos de crescimento (COSSICH, 2006; PIVELLI, 2007; TCHOBANOGLOUS et al., 2003). Nos reatores de crescimento em suspensão, não há suporte inerte para a aderência dos microrganismos, que crescem geralmente floculados e em suspensão na massa

90 87 líquida. No caso dos reatores aeróbios, o próprio sistema de aeração acumula essa função complementar de manter os sólidos biológicos em suspensão. Nos reatores de biomassa aderida, há introdução de material de enchimento como areia, pedras ou plástico, dentre outros, que podem manter-se fixos ou móveis no reator, garantindo a aderência da biomassa que cresce sob a forma de biofilme aderido ao meio inerte (PIVELLI, 2007). Os processos biológicos podem ser classificados ainda em função da retenção ou não de biomassa, entendendo-se por biomassa os microrganismos responsáveis pela degradação de matéria orgânica dos esgotos. Nos processos em que não se pratica retenção de biomassa, o tempo de detenção hidráulica é equivalente ao tempo médio de residência celular, também conhecido por idade do lodo, que representa o tempo de permanência dos microrganismos no sistema. Assim, se é desejado que os microrganismos permaneçam durante determinado período no reator, os esgotos deverão ser retidos pelo mesmo período, o que torna as dimensões do sistema relativamente elevadas. É o caso, por exemplo, das lagoas aeradas mecanicamente de mistura completa. Nos sistemas com retenção de biomassa, este mecanismo deverá ser produzido de alguma forma (PIVELLI, 2007). Quando se empregam reatores de crescimento em suspensão na massa líquida, como são os tanques de aeração dos processos de lodos ativados, a retenção de biomassa é feita recirculando-se o lodo sedimentado nos decantadores posicionados à jusante do reator biológico. Já nos reatores de biomassa aderida, sejam de leito fixo ou móvel, a retenção de biomassa é garantida pela própria aderência dos microrganismos ao meio suporte formando os biofilmes. Os reatores com retenção de biomassa compõem os chamados sistemas de tratamento compactos que, por permitirem maior concentração de microrganismos ativos, possuem maior capacidade de recebimento de carga de esgotos quando se compara com mesmo volume de reator onde não se procede a retenção do lodo (PIVELLI, 2007).

91 Digestão Anaeróbia Histórico A existência do Metano, produto final da digestão anaeróbia, foi estabelecida pelo físico italiano Alessandro Volta em 1776, ao coletar gases oriundos de pântanos e, posteriormente, provocar a ignição destes. Do ponto de vista do tratamento do esgoto, quem primeiro fez uso da digestão anaeróbia foi o francês Jean-Louis Mouras que, em 1860, na cidade de Vesoul na França; idealizou um tanque para reter a matéria sólida dos esgotos da cozinha de sua residência, antes de lançá-lo ao sumidouro. Após doze anos de funcionamento, ele percebeu que o volume de sólidos acumulados era muito menor do que havia imaginado. Mouras patenteou seu invento em 1881, nomeando-o de Eliminador Automático de Excrementos (JORDÃO; PESSÔA, 2009; KHANAL, 2008). Posteriormente, foram desenvolvidas outras concepções de tanques, tais como o tanque séptico, em 1895, na Inglaterra; o tanque Talbot, em 1894, nos Estados Unidos e o tanque Imhoff (bicompartimentado), em 1905, na Alemanha. Devido à falta de conhecimento teórico sobre o processo de digestão anaeróbia, a aplicação desta tecnologia não se desenvolveu muito até 1950, quando Stander relacionou a eficiência do tratamento ao tempo de detenção. (MCCARTY, 1982 apud FORESTI et al., 1999; KHANAL, 2008). A partir do trabalho pioneiro de Young e McCarty, em 1969, que versou sobre o tratamento de matéria orgânica solúvel utilizando filtros anaeróbios ascendentes; o processo de digestão anaeróbia ampliou sua perspectiva de aplicação, passando a ser aplicado no tratamento direto de águas residuárias. Até então, a digestão anaeróbia era aplicada basicamente no tratamento de material mais particulado e concentrado. Na década de 70 do século XX, várias configurações de reatores anaeróbios de alta taxa foram desenvolvidas, especialmente para o tratamento de águas residuárias industriais. Dentre estas configurações, destaca-se o reator anaeróbio de fluxo ascendente (Upflow Anaerobic Sludge Bed UASB), desenvolvido na Holanda no final desta década pela

92 89 equipe do Prof. Gatze Lettinga; base da maioria dos reatores utilizados atualmente (ANDRADE NETO et al., 1999a). Os desenvolvimentos ocorridos tornaram possível a aplicação dos processos anaeróbios em qualquer tipo de efluente, quer sejam concentrados (efluentes de indústrias cervejeiras, de refrigerantes, fecularias, indústrias alimentícias) ou diluídos (esgoto doméstico, em menor escala); quer tenham baixa ou alta temperatura. Podem também ser aplicados em unidade única ou em múltiplos estágios, bem como em combinação com outros processos (aeróbios e físico-químicos) (CAMMAROTA, 2010). Assim, atualmente há uma tendência para o uso do reator anaeróbio como principal unidade de tratamento biológico de esgoto (CAMPOS, PEREIRA, 1999) Tratamento Anaeróbio de Esgotos Na digestão anaeróbia, um grupo de diferentes tipos de bactérias promove a transformação de compostos orgânicos complexos (carboidratos, proteínas e lipídios) em produtos mais simples como Metano e Gás Carbônico, restando na solução aquosa subprodutos como Amônia, Sulfetos e Fosfatos. A digestão se dá através de uma série de reações bioquímicas seqüenciais, onde, em cada uma delas, atuam um grupo específico de bactérias (CHERNICHARO, 1997, FORESTI et al., 1999; MEDEIROS FILHO, s/d). A tabela 16 apresenta a concentração média de matéria orgânica no efluente tratado em alguns sistemas anaeróbios, bem como a eficiência de remoção da matéria orgânica. Tabela 16 - Concentração Média no Efluente e Eficiência de Remoção de Matéria Orgânica em Sistemas Anaeróbios. Sistema Anaeróbio Concentração de Matéria Orgânica (DBO - mg/l) Eficiência de Remoção de Matéria Orgânica (%DBO) Lagoa Anaeróbia 70 a a 70 Reator UASB 60 a a 75 Fossa Séptica 80 a a 60 Tanque Imhoff 80 a a 60 Fossa Séptica + Filtro Anaeróbio 40 a a 85 Fonte: CHERNICHARO et al., 2001.

93 90 O processo de digestão anaeróbia se subdivide em quatro etapas sequenciais, como mostra a figura 19. Figura 19 - Seqüência de processos na digestão anaeróbia de macromoléculas complexas Fonte: VAN HAANDEL e LETTINGA, 1994 apud MEDEIROS FILHO, s/d. Nota: Os números referem-se a porcentagens expressas como DQO. Na primeira etapa, chamada de Hidrólise, o material orgânico particulado complexo, polímeros, que as bactérias fermentativas não são capazes de assimilar, é convertido em compostos dissolvidos mais simples, de menor peso molecular, que passam pelas paredes celulares das bactérias, sendo assim assimilados. O processo requer a interferência das chamadas exoenzimas que são excretadas pelas bactérias fermentativas. As proteínas são degradadas por meio de (poli)peptídios para formar aminoácidos. Os carboidratos se transformam em açúcares solúveis (mono e dissacarídeos) e os lipídios são convertidos em Ácidos Graxos de longa cadeia de Carbono (C 15 a C 17 ) e Glicerina. Em muitos casos, na prática, a velocidade de hidrólise pode ser a etapa limitativa para todo o processo da digestão anaeróbia, isto é, a velocidade da conversão do material orgânico complexo para biogás é limitada pela velocidade da hidrólise (CHERNICHARO, 1997; FORESTI et al.,1999).

94 91 Em seguida, os compostos dissolvidos, gerados na etapa anterior, são absorvidos nas células das bactérias fermentativas e excretados como substâncias orgânicas simples, a exemplo de Ácidos Graxos voláteis de cadeia curta (AGV), Álcoois, Ácido Lático (C 3 H 6 O 3 ) e compostos minerais como Gás Carbônico (CO 2 ), Hidrogênio (H 2 ), Amônia (NH 3 ), e Sulfeto de Hidrogênio (H 2 S), bem como novas bactérias. Esta etapa é conhecida com Acidogênese. Como os Ácidos Graxos voláteis são o principal produto das bactérias fermentativas, estas são usualmente designadas de bactérias fermentativas acidogênicas. Embora a maioria destas bactérias seja anaeróbia estrita, a pequena fração de bactérias facultativas, cerca de 1%, garante o processo de digestão anaeróbia, já que o oxigênio dissolvido, eventualmente presente, assimilado por este tipo de bactéria, é tóxico para as bactérias anaeróbias estritas, incapazes de sobreviver na presença do oxigênio (FORESTI et al.,1999; CHERNICHARO, 1997; RODRIGUES, 2006). Na terceira etapa, a Acetogênese, bactérias convertem os produtos gerados na Acidogênese em compostos que formam os substratos para produção de Metano: Acetato (CH 3 COO - ), Hidrogênio (H 2 ) e Gás Carbônico (CO 2 ) (FORESTI et al.,1999; CHERNICHARO, 1997). A produção do Metano se dá na última etapa, a Metanogênese, podendo ocorrer de duas maneiras: a) a partir da redução do Ácido Acético ou do Metanol pelas bactérias acetotróficas ou acetoclásticas; b) a partir da redução de Dióxido de Carbono, juntando com o Hidrogênio, pelas bactérias hidrogenotróficas. Como as bactérias que produzem Metano a partir de Hidrogênio crescem mais rapidamente que aquelas que usam Ácido Acético, geralmente as metanogênicas acetotróficas limitam a velocidade de transformação de material orgânico complexo. Em relação à digestão aeróbia, a digestão anaeróbia possui vantagens e desvantagens, como mostra o quadro 4.

95 92 Quadro 4 Vantagens e Desvantagens da Digestão Anaeróbia em Relação à Digestão Aeróbia Vantagens Desvantagens Baixo consumo de energia (não Longo período de partida do sistema se não há necessita de aeração artificial, como disponibilidade de inóculo adequado. pode acontecer com a digestão aeróbia). Menor produção de lodo de excesso, de cinco a dez vezes menos, o que gera economia considerável no manejo e destino final desse tipo de resíduo dos sistemas de tratamento. Possibilidade de preservação da biomassa sem alimentação do reator por vários meses, sem perda significativa de sua atividade (importante para efluentes sazonais). Possibilidade de recuperação e utilização do gás Metano como combustível. Sensibilidade do processo a mudanças das condições ambientais (ph, temperatura, sobrecargas orgânicas e hidráulicas). Não apresenta alta eficiência de remoção de matéria orgânica, exigindo alguma forma de pós-tratamento (aeróbio ou físico-químico). Possível emissão de maus odores. Tolerância a elevadas cargas orgânicas. Possível geração de efluentes com aspecto desagradável. Baixo consumo de nutrientes. Baixa remoção de nutrientes¹ e organismos patogênicos. Fonte: FORESTI et al.,1999; JORDÃO; PESSÔA, 2009; KHANAL, Nota: 1 Em se tratando de aplicação do efluente em reúso agrícola, seria uma vantagem Principais Tipos de Reatores Anaeróbios Geralmente, os reatores anaeróbios são precedidos de unidades de pré-tratamento para remoção de sólidos grosseiros e areia e, em alguns casos, são seguidos de unidades de pós-tratamento para um polimento visando à remoção da matéria orgânica remanescente ou de outros constituintes do esgoto. Os principais tipos de reatores anaeróbios que vêm sendo utilizados na prática, em maior escala, no Brasil são (KATO et al.,1999): a) lagoas anaeróbias; b) decanto-digestores; c) filtros anaeróbios;

96 93 d) reatores anaeróbios de manto de lodo (UASB); e) reatores anaeróbios de leito expandido ou fluidificado. As lagoas anaeróbias, geralmente, são utilizadas em combinação com lagoas facultativas e lagoas aeróbias, não sendo usual o emprego de lagoa anaeróbia como única unidade de tratamento biológico. Em sua configuração típica, tem ausência de oxigênio livre na quase totalidade do seu volume e não há agitação por via externa. O fluxo no interior do reator é mais no sentido horizontal, o que favorece a sedimentação de sólidos suspensos dos esgotos ao longo do trajeto do líquido, entre a entrada e a saída. Portanto, uma parte significativa do volume útil da lagoa funciona como um sedimentador. O fundo é a região mais ativa da lagoa anaeróbia, onde ocorrem as reações e se desenvolve uma biomassa, essencialmente para a digestão da matéria orgânica particulada sedimentada, o que limita a eficiência na remoção da DBO total. Em virtude disso, há necessidade de tratamento complementar para a fração mais solúvel. Como em geral não há cobertura, os gases produzidos nessa lagoa são liberados para a atmosfera, o que pode trazer problemas de odores sob certas circunstâncias (KATO et al., 1999). A figura 20 mostra o desenho esquemático de uma Lagoa Anaeróbia. Figura 20 Lagoa Anaeróbia Fonte: KATO et al, Decanto-digestores são, basicamente, tanques simples ou divididos em compartimentos horizontais, câmaras em série; ou verticais, câmaras sobrepostas; utilizados com o objetivo de reter por decantação os sólidos contidos nos esgotos, propiciar a decomposição dos sólidos orgânicos decantados no seu próprio interior e acumular temporariamente os resíduos, com volume reduzido pela digestão anaeróbia, até que sejam removidos em períodos de meses ou anos. Popularmente, os modelos

97 94 mais usuais são conhecidos como tanques sépticos ou fossas sépticas (ANDRADE NETO et al., 1999). Embora tenham sido mais aplicados para pequenas vazões, servem, também, para tratar vazões médias e grandes, principalmente quando construídos em módulos. Em termos de configuração e funcionamento como reator, os decanto-digestores se assemelham à lagoa anaeróbia, sendo, entretanto, de dimensões proporcionalmente menores. São construídos em alvenaria ou concreto, cobertos, e neles se realizam, simultaneamente, os fenômenos de decantação e flotação dos sólidos dos esgotos, bem como a desagregação e a digestão dos sólidos sedimentados, o lodo, e do material flutuante, a escuma. Devido ao tempo de retenção hidráulica, propiciam, também, o tratamento anaeróbio da fase líquida, em escoamento, e acumulam, por longos períodos, o lodo digerido, que, ao final, tem volume bastante reduzido. (ANDRADE NETO et al., 1999; CHERNICHARO, 1997; KATO et al., 1999; USEPA, 2002). Durante a decantação, por diferença de massa específica, ocorre separação da fase líquida das fases sólida e gasosa. Os sólidos, sob ação da gravidade, se depositam no fundo e, durante a digestão destes sólidos, há formação de pequenas bolhas de gases que ascendem à superfície, carreando consigo partículas sólidas menos densas que formam a camada de escuma, a qual tem uma espessura de 20 a 25cm e é constituída por gorduras, óleos e graxas, produtos, preponderantemente, orgânicos biodegradáveis. A decantação é diretamente proporcional ao tempo de permanência médio dos esgotos no reator, o tempo de detenção, e inversamente proporcional à turbulência. À medida que vai ocorrendo, a decantação torna-se mais lenta, impondo um limite prático para aproveitamento desse processo na depuração dos esgotos (ANDRADE NETO et al., 1999; CHERNICHARO, 1997). A figura 21 mostra o funcionamento de uma fossa séptica de câmara simples. Embora o Reator Anaeróbio de Manta de Lodo tenha várias denominações no Brasil (RAFA, DAFA, RAFAALL, RALF etc.), este reator se consagrou no mundo todo como UASB, nomenclatura original dada em inglês por um de seus pioneiros na Holanda e que passou a ser adotada também aqui. Assemelha-se ao filtro anaeróbio de fluxo ascendente, o qual serviu de modelo inicial para o desenvolvimento que se seguiu. A diferença primária é que o UASB não possui qualquer material de enchimento para

98 95 servir de suporte para a biomassa. A imobilização dos microrganismos ocorre por meio de autoadesão, formando flocos ou grânulos densos suspensos, que se dispõem em camadas de lodo a partir do fundo do reator (CHERNICHARO et al., 1999; KATO et al., 1999). Figura 21 - Funcionamento geral de uma fossa séptica. Fonte: ABNT, Uma das principais características do reator UASB, que levam a que seja considerado, dentre os reatores anaeróbios, o de maior sucesso, é a configuração que lhe permite o desenvolvimento de uma grande quantidade de biomassa ativa, de flocos ou de grânulos de alta densidade e resistência mecânica; aliada a sua retenção no reator. Outra característica importante é a adequada agitação e mistura hidráulica, promovidas pelo próprio fluxo hidráulico ascendente e pelos gases gerados das reações de processamento da matéria orgânica, que leva ao contato da biomassa com o esgoto (KATO et al., 1999). O reator UASB desempenha simultaneamente várias funções que, em outras estações de tratamento aeróbio convencional, são usualmente efetuadas em tanques separados. No tanque do UASB ocorre a sedimentação dos sólidos suspensos do esgoto, que, pela sua densidade e devido ao fluxo hidráulico ascendente, ficam retidos no manto de lodo biológico espesso. Com o movimento ascendente das bolhas de gás e do líquido ocorre o carreamento de lodo, sendo necessária a instalação de um separador trifásico (gases, sólidos e líquidos) na parte superior do reator, de forma a permitir a retenção e o retorno do lodo. No entorno e acima do separador trifásico, configura-se uma câmara de

99 96 sedimentação, na qual o lodo mais denso é removido da massa líquida e retornado ao compartimento de digestão, enquanto as partículas mais leves são perdidas do sistema juntamente com o efluente final (CHERNICHARO et al., 1999; KATO et al., 1999). A instalação do separador de gases, sólidos e líquidos é que garante o retorno do lodo e a elevada capacidade de retenção de grandes quantidades de biomassa, de elevada atividade, sem a necessidade de qualquer tipo de meio suporte. Como resultado, os reatores UASB apresentam elevados tempos de residência celular (idade do lodo), o que permite acomodar altas cargas orgânicas volumétricas, com tempo de detenção hidráulica curto, da ordem de grandeza de algumas horas. Isto leva a que o lodo excedente, descartado do sistema, tenha alto grau de estabilização, requerendo depois somente secagem (CHERNICHARO et al., 1999; KATO et al., 1999). A figura 22 mostra o desenho esquemático de um reator UASB. Figura 22 - Desenho esquemático de um reator UASB. Fonte: CHERNICHARO et al., Os filtros anaeróbios mais comuns consistem em um tanque cheio de pedras britadas ou outro material inerte que serve de suporte para aderência e desenvolvimento de microrganismos, constituindo um leito com elevado grau de vazios. Podem ter fluxo ascendente, horizontal ou descendente. Nos filtros de fluxo ascendente, o líquido penetra pela base, distribuído por um fundo falso ou tubos perfurados, flui através do material de enchimento e é descarregado pelo topo, coletado em canaletas ou tubos

100 97 perfurados. Nos de fluxo descendente, o caminho é inverso e o leito pode ser submerso, afogado, ou não (ANDRADE NETO et al.,1999a; CARVALHO; POVINELLI,1996; KATO et al., 1999). A retenção de sólidos de pequenas dimensões, até partículas muito finas e coloidais, por contato com o material suporte recoberto de biofilme e por sedimentação forçada nos interstícios; a ação metabólica dos microrganismos do biofilme e do lodo retido nos interstícios, sobre a matéria dissolvida; constituem os principais fenômenos que agem na depuração dos esgotos (ANDRADE NETO et al.,1999a). Os filtros anaeróbios podem ser aplicados para tratamento de esgotos tanto concentrados como diluídos. Contudo, como pode ocorrer o entupimento ou colmatação de parte dos interstícios, seja pelo crescimento excessivo ou pela distribuição não uniforme da biomassa, seja pelos sólidos do afluente que aí se acumulam; são mais indicados para tratamento de esgotos mais solúveis, como característica própria, ou que tenham tido os sólidos orgânicos de maiores dimensões retidos em unidade anterior, como, por exemplo, um decanto-digestor (ANDRADE NETO et al.,1999a; KATO et al., 1999). O material suporte pode ser de vários tipos, sendo à eficiência, disponibilidade e custo os fatores que devem ser levados em consideração na escolha deste material (ANDRADE NETO et al.,1999a; CARVALHO; POVINELLI,1996). Além disso, os materiais devem ter as seguintes características (CHERNICHARO, 1997): a) leveza para permitir reduções significativas no custo das obras civis e permitir a construção de filtros relativamente mais altos, os quais ocupam uma área menor; b) alta resistência estrutural para suportar o seu próprio peso e mais o peso da biomassa que cresce aderida à sua superfície; c) alta superfície específica para permitir a aderência de maior quantidade de sólidos biológicos; d) elevado índice de vazios para permitir uma maior área livre para a acumulação de bactérias, bem como para diminuir a possibilidade de colmatação; e) não devem apresentar formato achatado ou que propicie encaixe ou superposição, que favoreçam a colmatação;

101 98 f) possibilitar a colonização acelerada dos microrganismos; g) serem inertes do ponto de vista químico e biológico de modo que não haja reação entre o meio e os microorganismos. Usualmente, se usa pedras britadas com diâmetro entre 5 e 10cm. Além das pedras, outros tipos de meio suporte tais como, elementos cerâmicos, elementos em madeira, bambu, blocos modulares de plástico, cilindros vazados de plástico, esferas perfuradas de plástico, etc; têm sido estudados. Porém, com o surgimento dos materiais plásticos, promoveu-se verdadeira revolução em conseqüência das altas eficiências obtidas, principalmente com os blocos modulares de fluxo cruzado (YOUNG; DAHAB, 1983 apud CARVALHO; POVINELLI, 1996). O material plástico apresenta a vantagem de ser muito leve, o que facilita seu transporte e arranjo nos filtros, além de ser altamente poroso (porosidade superior a 95%), o que permite maior acúmulo de sólidos biológicos e minimiza a formação de zonas mortas (HENZE; HARREMÖES, 1983 apud CARVALHO; POVINELLI, 1996). A grande desvantagem deste material é o custo, elevado quando comparado com os demais materiais (CARVALHO; POVINELLI, 1996). A altura do meio filtrante depende da taxa de carregamento orgânico aplicada, da quantidade de sólidos suspensos do afluente, do tipo de meio suporte utilizado e do sentido do escoamento no interior do leito filtrante. Quase todos os autores concordam que praticamente não ocorrem melhorias no efluente para alturas do leito filtrante acima de 1,20m e que a maior eficiência limita-se aos primeiros 60cm, nos filtros de fluxo ascendente. Já nos filtros descendentes, a altura do leito não tem grande importância, mas quanto maior a superfície de aderência e o volume de material suporte, melhor (ANDRADE NETO, 1997 apud ANDRADE NETO et al., 1999a; CARVALHO; POVINELLI, 1996). As dimensões são condicionadas por fatores estruturais, disponibilidade de área e dificuldade de escavação, e, nos de fluxo ascendente, pelo desempenho da altura do leito filtrante. Geralmente são cobertos, mas podem ser implantados sem cobertura quando não houver preocupação com maus odores. A cobertura é conveniente por motivos estéticos e de controle de odores, mas acarreta dificuldades estruturais para reatores grandes e tem custo elevado (ANDRADE NETO et al.,1999).

102 99 De forma geral, o efluente de um filtro anaeróbio é bastante clarificado e tem relativamente baixa concentração de matéria orgânica, inclusive dissolvida, porém é rico em sais minerais. Presta-se muito bem para a disposição no solo, tanto por infiltração, como por irrigação (ANDRADE NETO et al., 1999a). A figura 23 apresenta um desenho esquemático do funcionamento dos filtros anaeróbios. Figura 23 - Desenho esquemático do funcionamento dos filtros anaeróbios. Fonte: KATO et al., O reator de leito expandido/fluidificado é um reator vertical, de fluxo ascendente, em que é mantida velocidade de escoamento ascensional adequada para promover a suspensão das partículas componentes do leito, as quais geralmente têm tamanho entre 0,2 e 2,0mm. Estas partículas servem de suporte para os consórcios de microrganismos que realizam a decomposição dos materiais degradáveis, presentes no afluente (CAMPOS; PEREIRA, 1999). A pequena dimensão das partículas proporciona grande superfície específica para fixação dos microrganismos, ao mesmo tempo em que sua densidade, sendo maior que a dos próprios microrganismos, possibilita a aplicação de velocidades relativamente altas, sem ocorrer seu arraste pelo efluente (CAMPOS; PEREIRA, 1999). Os reatores de leito expandido/fluidificado são constituídos por região de reação, região de retenção de sólidos em suspensão, dispositivo de coleta de biogás e sistema de recirculação (CAMPOS; PEREIRA, 1999), conforme esquematizado na Figura 24. A região de reação consiste na parte do reator ocupada pelo leito, onde ocorre a degradação do substrato. A região de retenção de sólidos suspensos, geralmente, é

103 100 incluída no próprio reator ou pode constituir uma unidade independente, sendo empregada para evitar o carreamento de partículas suspensas no efluente tratado. O dispositivo de coleta de biogás é semelhante ao utilizado nos reatores UASB, sendo, na maioria dos reatores, instalado na parte superior da região de reação (CAMPOS; PEREIRA, 1999). Figura 24 - Esquema de funcionamento do reator de leito fluidificado/expandido. Fonte: CAMPOS; PEREIRA, Embora com duas denominações, esses dois reatores têm configurações e funcionamento bem semelhantes. A diferença básica se dá no grau de expansão do leito de lodo, que na realidade é mais bem representado pelo grau de fluidificação. O termo fluidificação é caracterizado pelas condições hidrodinâmicas no reator, que, na prática, pode ser traduzido pela relação linear entre a perda de carga e a velocidade ascensional do líquido aplicada ao reator. À medida que a velocidade ascensional aumenta, o leito de lodo se expande gradativamente (CAMPOS; PEREIRA, 1999; KATO et al., 1999). A partir de certo valor de velocidade ascensional, geralmente elevado, a perda de carga no reator se torna constante e alcança a fluidificação do leito de lodo. Nesse ponto, o peso de uma partícula do leito se iguala à força de arraste devido à velocidade ascensional e o seu movimento é considerado livre em relação às demais. Utiliza-se

104 101 comumente o termo reator de leito expandido para aquele que não atingiu o estágio da fluidificação, embora seja uma questão de terminologia, uma vez que o reator de leito fluidificado é necessariamente um reator com o seu leito de lodo também expandido. Alguns autores referem-se ao reator como sendo de leito expandido quando se atinge um grau de expansão de cerca de 20% a 30%. Quando a expansão é maior, o consideram como sendo de leito fluidificado. O grau de expansão é medido em relação à altura do leito, quando estacionário (CAMPOS; PEREIRA, 1999; KATO et al., 1999). A expansão do leito, parcial ou total, é muito importante, porque se pode obter melhoria significativa do contato entre biomassa e esgoto, uma vez que eliminam os problemas de entupimentos e outros que podem ser comuns aos reatores com leito estacionário. Desde que sejam providos de um sistema adequado de retenção do lodo, na prática, esses dois tipos de reatores podem reduzir substancialmente o tempo de detenção hidráulica, levando à diminuição do volume necessário para o tratamento. Por terem, caracteristicamente, maior altura, a menor área necessária para a base pode ser também um fator interessante para a sua seleção (KATO et al., 1999) Tratamento por Associação de Fossa Séptica com Filtro Anaeróbio Como nem sempre um único tipo de reator biológico em conjunto com as demais unidades não-biológicas pode atender a todos os requisitos de qualidade para o efluente final, pode ser necessário associar um segundo ou vários reatores biológicos em série, os quais podem ser ou não do mesmo tipo do primeiro (KATO et al., 1999). Sistemas anaeróbios formados pela associação de Fossa Séptica com Filtro Anaeróbio associam a grande capacidade de remoção de sólidos que tem a fossa, a qual, entretanto, tem baixa capacidade de remoção de matéria orgânica; com a grande capacidade de remoção de matéria orgânica que têm os filtros, desde que não haja sólidos em suspensão no afluente, o que provocaria entupimento nos interstícios do meio suporte, afetando assim a eficiência do filtro. Outras vantagens deste sistema são a grande resistência à variação de vazões, a operação esporádica e o fato de não requerer

105 102 operador especializado. O custo de implantação é extremamente reduzido, entre R$20,00 e R$50,00 por habitante (ANDRADE NETO et al., 2002; KATO et al., 1999). A figura 25 apresenta um desenho esquemático da associação da fossa séptica com filtro anaeróbio de fluxo ascendente. Figura 25 - Esquema de funcionamento de tanque séptico associado a filtro anaeróbio de fluxo ascendente. Fonte: KATO et al., A eficiência operacional das fossas sépticas depende de vários fatores, tais como (ANDRADE NETO et al., 1999): a) carga orgânica volumétrica; b) carga hidráulica; c) geometria; d) compartimentos e arranjo das câmaras; e) dispositivos de entrada e saída; f) temperatura; g) condições de operação. Os valores relativos à eficiência das fossas sépticas variam de acordo com a fonte consultada, chegando ao dobro no caso da DBO. Segundo Jordão e Pessôa (2009) nas fossas, a remoção máxima de DBO é de 30%, decaindo com o tempo, devido à falta de limpeza. Ainda segundo Jordão e Pessôa (2009), a remoção dos sólidos suspensos pode chegar a 50%. Para Andrade Neto e outros (1999) a eficiência da fossa séptica, geralmente, varia entre 40% e 70% para remoção da DBO ou DQO e de 50% a 80% para a remoção dos sólidos suspensos. De acordo com Chernicharo et al. (2001) a eficiência de remoção da DBO varia entre 35% e 60%, tanto nas fossas sépticas quantos nos Tanques Imhoff.

106 103 Oliveira (1983, apud ANDRADE NETO et al., 1999) estudou um sistema de tanque séptico com duas câmaras em série, alimentado com esgoto bruto real por um período de 16 meses, e concluiu que a primeira câmara propiciou remoção de cerca de 70% da DBO influente e a segunda câmara elevou a eficiência para 75%. A remoção de sólidos suspensos na primeira câmara foi de 77%, chegando a 90% de remoção na segunda câmara. Além Sobrinho e Said (1991, apud ANDRADE NETO et al., 1999) investigando fossas em série, obtiveram eficiência de remoção de 66%, para a DBO, 64%, para a DQO e 59% para sólidos suspensos. Nunes (1991, apud ANDRADE NETO et al., 1999) avaliou a eficiência de seis tanques Imhoff, em condições normais de operação, obtendo resultado médio das eficiências médias, na remoção da DBO, para os três melhores de 65% e para os seis, 56%. Valentim e outros (2003) operaram experimento com três tanques sépticos modificados em série, obtendo remoções médias de 45% para DQO, de 68% para sólidos suspensos totais e de 100% para sólidos sedimentáveis ao final dos três tanques. Ávila (2005) realizou experimento para estudar eficiências de tratamento de esgoto com três sistemas compostos de um tanque séptico de câmara única seguido de um filtro anaeróbio. As três fossas apresentaram eficiência média de remoção de 50,6% em relação à DQO e de 54,3% em relação à DBO. Em relação aos sólidos suspensos totais, a eficiência média de remoção foi de 71,2%. Brito e Gonçalves (1984 apud ÁVILA, 2005) compararam o desempenho de sete fossas, quatro convencionais e três inovadoras, com modificações hidráulicas, obtendo eficiências nos modelos inovadores que variaram entre 72% e 93%, para redução da DBO, e 90% a 98%, para remoção de sólidos suspensos. Já a eficiência dos filtros na remoção da carga orgânica e dos sólidos está associada à atividade biológica, a qual é muito influenciada pela temperatura e pelas variáveis de projeto, tais como o tempo de detenção hidráulica e o tempo de retenção de sólidos biológicos no interior do filtro (ou tempo de retenção celular), o qual depende da capacidade de retenção do meio suporte e do tempo de detenção hidráulica.

107 104 Couto e Figueiredo (1992 apud ÁVILA, 2005) compararam as performances de três tipos de filtro anaeróbio: um com recheio de brita n.º 4, outro com recheio de anéis plásticos e o último com anéis de bambu. As eficiências obtidas foram bastante semelhantes entre si, variando de 60 a 80% na remoção de DBO e de DQO, e de sólidos suspensos na faixa de 70 a 80%, com carga orgânica de 1kg DQO/m 3.dia e tempo de detenção hidráulica de 8 horas. Pinto e Chernicharo (1996, apud ÁVILA, 2005) monitoraram um filtro com 300mm de diâmetro interno, altura total de 1,50m e altura do leito filtrante de 1,0m. As eficiências globais, para tempo de detenção hidráulica entre 6 e 24 horas, variaram entre 60 e 70% em termos de DBO e DQO, bruta e filtrada. A concentração de sólidos suspensos ficou sempre abaixo de 60mg/L. Ávila (2005) analisou a eficiência de três conjuntos formados por fossas sépticas seguidas de filtros anaeróbios nos quais se variou o material de enchimento dos filtros, bem como a altura deste material dentro do filtro, variando-se a posição da saída. A tabela 17 apresenta as eficiências médias de remoção obtidas em cada um dos filtros, no que refere-se à DQO, DBO e sólidos suspensos totais. As eficiências obtidas pelo conjunto fossa-filtro estão apresentadas na tabela 18. Tabela 17 Eficiência de Remoção de DQO, DBO e SST em filtros anaeróbios preenchidos com diferentes tipos de meio suporte. Material de enchimento do filtro Parâmetro (Eficiência de Remoção em %) DQO DBO SST Anéis de Plásticos 35,9 35,8 62,9 Brita 4 46,1 33,0 64,0 Cubos de Espuma 44,3 39,1 57,5 Fonte: Adaptado de ÁVILA, Tabela 18 Eficiência de Remoção de DQO, DBO e SST em conjuntos fossa séptica - filtros anaeróbios, preenchidos com diferentes tipos de meio suporte. Material de enchimento do filtro Parâmetro (Eficiência de Remoção em %) DQO DBO SST Anéis de Plásticos 65,9 66,8 87,9 Brita 4 66,9 59,3 89,9 Cubos de Espuma 67,8 62,4 87,6 Fonte: Adaptado de ÁVILA, Galvão Júnior e outros (2001) analisaram os resultados operacionais de quatro sistemas decanto-digestor seguidos de filtro anaeróbio operados pela SABESP em

108 105 comunidades com população inferior a habitantes, a partir de dados históricos coletados no período de 1993 a Os sistemas apresentaram eficiência de 83% na remoção da DBO e 81% na remoção da DQO, considerando-se uma média das eficiências médias. Os dois sistemas analisados com dados mais recentes, de 1997 a 2000, um com 100 e outro com 250 ligações de esgoto, apresentaram eficiências médias de 87% e 81% na remoção da DBO. Em nenhum dos sistemas, em condições reais de operação, a eficiência média de remoção da DBO foi inferior a 80%. Nas análises feitas por Oliveira e Von Sperling (2005) em 19 estações de tratamento constituídas de sistemas fossa-filtro, foi constatado que essas estações obtiveram eficiência média de remoção de DBO de 59%, de 51% para DQO e de 66% para sólidos suspensos totais. Vale ressaltar que o esgoto afluente a estas estações tinha características de um esgoto muito forte (ver tabela 9), pois a DBO média afluente era de 665mg/l, a DQO média de 1.398mg/l e SST 479 mg/l. Vargas e outros (2000) estudaram um sistema composto de tanque séptico prismático regular com duas câmaras em série, acoplado diretamente a um filtro de fluxo ascendente. Este conjunto, por sua vez, foi conectado a quatro filtros anaeróbios de fluxo descendente com diferentes tipos de enchimento. Nos quatro filtros, foram analisadas a eficiência de remoção da DBO, que foi de 72% para o filtro com enchimento de tijolo de oito furos, 77% para o filtro com enchimento de brita comercial, 75% para o filtro com enchimento de seixo rolado e 78% para o filtro com enchimento de brita número 4. Em relação à DQO, foi analisado o efluente de saída do filtro de fluxo ascendente, o qual indicou que o conjunto formado apenas pela fossa séptica e pelo filtro de fluxo ascendente apresentou eficiência de remoção de 68%. Ainda em relação à DQO, foram analisados os efluentes dos filtros enchidos com brita comercial e com brita 4, os quais apresentaram eficiência semelhantes, 77% e 78%, respectivamente. Ganske e Zanotelli (2007) analisaram os efluentes de onze sistemas fossa filtro instalados na Bacia do Rio Cubatão Norte, em Joinville, das quais dez apresentaram indícios de problemas operacionais ou de procedimento de coleta, tendo em vista que os valores de saída estavam mais altos ou muito próximos dos valores de entrada. O sistema que não apresentou problema teve eficiência média de 95% para remoção de

109 106 Coliforme Total, 60% para DBO, 78% para DQO, 70% para Fósforo, 84% para Nitrogênio e 98% para Sólidos Suspensos Disposição no solo A disposição de esgotos no solo tanto pode ser uma forma de disposição final ou de tratamento, ou ambas. Parte das águas dos esgotos dispostos no solo incorpora-se às plantas e ao próprio solo, umedecendo-o e a parte excedente, geralmente a maior, ou segue para recarregar o aquífero subterrâneo ou escoa até um corpo receptor, em melhor grau de pureza devido à ação do sistema solo-planta, ou retorna para a atmosfera pelo processo de evapotranspiração (CORAUCCI FILHO et al., 1999). Assim como na água, onde através de mecanismos físicos, químicos e biológicos o esgoto é purificado, o solo também é um meio de depuração natural dos esgotos. O solo é um meio físico formado por substâncias minerais e orgânicas que, juntamente com a vegetação superior, a energia solar e a água; asseguram a continuidade do ciclo de transformação da matéria orgânica disposta em energia renovável. À medida que o esgoto penetra no solo, a matéria orgânica é submetida a vários processos físicos, químicos e bioquímicos que a transformam em compostos mais simples (CORAUCCI FILHO et al., 1999; 2001; PAGANINI, 2003). A predominância do formato granular confere ao solo propriedades tais como porosidade, permeabilidade, textura e outras que o tornam um ambiente propício para a existência de um grande número de seres vivos microscópicos, vegetais e animais. Paganini (2003) considera que ao menos quatro propriedades do solo são muito importantes para que seja utilizado como local de disposição de esgotos, quer seja tratado ou não: capacidade de troca iônica, capacidade tampão, filtrabilidade e microbiologia. Ainda segundo Paganini (2003), de diversas formas, cada tipo de solo sofre as influências dessas propriedades. A resultante das ações sinergéticas ou inibitórias é que define o comportamento do solo na depuração dos esgotos. A capacidade de troca iônica está relacionada à retenção de íons metálicos trazidos pelo esgoto e com impedir que estes venham a alcançar as águas subterrâneas

110 107 ou superficiais, bem como os tecidos vegetais. Representa a quantidade total de cátions e ânions absorvidos por unidade de peso. Solos úmidos possuem capacidade de troca de cátions variando de moderada a elevada, porém baixa capacidade de troca de ânions (PAGANINI, 2003). A capacidade ou poder tampão do solo diz respeito à resistência do solo em ter o valor de seu ph alterado, o que influi na capacidade de absorção de nutrientes (CARVALHO et al., 2005; USEPA, 2006). A filtrabilidade está relacionada à capacidade do solo de funcionar como um filtro físico de partículas em suspensão. Solos permeáveis, de textura intermediária, possuem conteúdo coloidal suficiente para reter partículas, constituem os melhores filtros (PAGANINI, 2003). A aplicação de esgoto no solo altera a microbiologia do solo. Os microrganismos do solo, como os contidos no esgoto, transformam os compostos existentes no esgoto de forma que elementos tais como Nitrogênio, Fósforo, Carbono e Enxofre, possam ser absorvidos pelas plantas. Com a disposição dos esgotos no solo, obtêm-se a eficiência pretendida pelos tratamentos convencionais terciários, a custos muito menores. Além disso, os nutrientes contidos nos esgotos permitem a substituição ou a redução do uso dos fertilizantes químicos e o reúso da água para vários fins (CORAUCCI FILHO et al., 1999) Histórico Apesar da aplicação dos esgotos no solo ser uma prática muito antiga, somente no século XIX foram desenvolvidos estudos que a desenvolveram como técnica de tratamento de esgotos. Até então, não havia compatibilidade entre a necessidade de se aplicar esgotos ao solo, visando à purificação deste, e a necessidade de água, via esgoto, dos cultivos. Assim, era comum que em determinados períodos do ano, quando a demanda agrícola era pequena ou nula, os esgotos fossem desviados para os rios (JEWELL; SEABROOK, 1979).

111 108 A primeira evidência científica de que a aplicação de esgotos não era apenas um processo de disposição no solo, e sim um processo de purificação, foi dada por Edwin Frankland, que em 1868, iniciou uma série de experimentos nos quais a aplicação de esgoto não era feita de forma contínua e sim intermitente. Em 1871, Denton aplicou os conceitos estabelecidos por Frankland em escala real e com o sucesso obtido, logo outros engenheiros também passaram estes conceitos (ALLEMAN, s/d; JEWELL; SEABROOK, 1979) Métodos de disposição de efluentes no solo Do ponto de vista do reúso agrícola, os métodos de disposição de esgoto no solo de interesse são o de escoamento a superfície, o de infiltração rápida e o de infiltração lenta (PAGANINI, 2003; USEPA, 2006). O método de infiltração rápida, também conhecido como infiltração-percolação, visa recarregar aqüíferos rasos, propiciando o tratamento do esgoto através da infiltração. A água percola através do solo nas regiões não saturadas, até a superfície do aqüífero, que funciona como um reservatório, o qual permite a posterior captação do efluente infiltrado, já tratado, para utilização em diversos fins, como mostra a figura 26. Durante este processo de tratamento, ocorrem fenômenos físicos, biológicos e químicos, principalmente nas camadas de solo mais próximas à superfície. Dos três métodos, é o que requer menos área para implantação (CORAUCCI FILHO et al., 1999; 2001; USEPA, 2006). Os processos de infiltração rápida têm essa denominação devido à alta taxa com que o efluente é aplicado sobre o solo e à velocidade de infiltração deste no terreno. Estas características são típicas de solos arenosos. Terrenos com declividades suaves, de 4 a 6%, são os mais apropriados e, normalmente, a aplicação é feita de forma intermitente, por inundação, de modo a permitir um período de descanso para o solo, no qual ele seca e restabelece as condições aeróbias. Entretanto, a aplicação de forma contínua pode ser feita, desde que com baixas taxas de aplicação (CORAUCCI FILHO et al., 2001; FONSECA, 2005; USEPA, 2006). Segundo a USEPA (1981; 2006), as

112 109 taxas de aplicação usuais variam de 10 a 240cm por semana, taxas equivalentes às citadas por Crites e outros (2000). Figura 26 Infiltração Rápida Fonte: Adaptado de USEPA, As taxas de infiltração e a capacidade de tratamento do solo são influenciadas pelo tipo e pelas características do perfil do solo, pela profundidade da bacia e pelo tempo dos ciclos de inundação e de secagem. A tendência deste sistema é de, com o tempo, perder a capacidade drenante e eficiência, com possível intumescimento. A salinização e a colmatação do solo são fatores que também podem contribuir para esta perda (CORAUCCI FILHO et al., 1999; 2001). A camada superficial de solo deve ser espessa o suficiente para evitar a contaminação do lençol subterrâneo (CORAUCCI FILHO et al., 2001). Segundo Fonseca (2005), a profundidade mínima do lençol freático deve ser de 1,50m, sendo recomendável, por segurança, profundidades maiores de 4,50m. Entretanto, estudos realizados por Teixeira e Nadai Andreoli (1999) indicaram que a utilização de um pré-

113 110 filtro como camada superficial ao leito filtrante tornou possível a aplicação de efluentes em bacias de infiltração rasas, com espessura da camada filtrante da ordem de 50cm. Para que a taxa de infiltração de esgoto no solo seja elevada, este sistema requer um pré-tratamento mínimo, equivalente a uma decantação primária. Assim evita-se que a superfície do solo seja colmatada, o que reduz a taxa de infiltração. Entretanto, os estudos realizados por Teixeira e Nadai Andreoli (1999) indicaram que a diminuição da taxa de infiltração, devido à colmatação, favoreceu ao polimento do efluente no que refere-se à DQO e SST (CORAUCCI FILHO et al., 2001). Os sólidos suspensos e a matéria orgânica particulada são removidos através da filtração que ocorre ou na camada superficial do solo ou na camada subjacente a esta. A matéria orgânica solúvel é adsorvida pelo solo ou removida pela biota do solo durante a percolação. As bactérias costumam ficar retidas na camada superficial do solo, por filtração, embora a adsorção também possa ser relevante. Usualmente a redução de coliformes fecais é da ordem de 10 2 a 10 3 Unidades Logarítmicas. Protozoários e Helmintos, por serem de grande tamanho, costumam ficar retidos na camada superficial do solo, por filtração. Os Vírus, devido ao seu tamanho menor, não são retidos por filtração na camada superficial do solo, sendo removidos, principalmente, por adsorção (CORAUCCI FILHO et al., 2001; USEPA, 1981; 2006). A assimilação de Nitrogênio pelas plantas é desprezível devido à alta velocidade de infiltração. Assim, a remoção de Nitrogênio se dá, principalmente, por nitrificação seguida de desnitrificação. Análises feitas em seis locais situados nos Estados Unidos, e em outro situado em Israel (CRITES, 1985 apud USEPA, 2006), indicaram que a remoção de Nitrogênio variou de 38% a 93%, com média de 61% (USEPA, 2006). No caso do Fósforo, sua retirada do efluente varia de acordo com o tipo de solo e se dá através dos processos de adsorção e precipitação química. Análises feitas em oito locais, todos situados nos Estados Unidos, indicaram que a remoção de Fósforo variou de 29% a 99%, a depender da concentração no efluente e das condições de aplicação (USEPA, 1981 apud USEPA, 2006). Em seis destes locais, para determinadas condições de aplicação, a remoção mínima foi de 85% (CORAUCCI FILHO et al., 2001; USEPA, 2006).

114 111 O método de infiltração lenta, ou irrigação, consiste na aplicação controlada de esgoto sobre uma superfície recoberta com vegetação, visando fornecer água e nutrientes para o crescimento de cultivos, quer seja na agricultura ou na silvicultura. Parte do esgoto aplicado é evaporada e parte é percolada, podendo atingir o lençol freático. A maior parte é absorvida pelas plantas e transpirada para a atmosfera. Esse método é aplicado em solos de permeabilidade moderada lenta para moderada rápida e cuja profundidade do lençol freático esteja, no mínimo, a 60cm da superfície, para que não ocorra contaminação (FONSECA, 2005; PAGANINI, 2003). Assim como na irrigação com água doce, a irrigação pode ser feita por diferentes métodos, tais como (CORAUCCI FILHO et al., 2001; PAGANINI, 2003): a) aspersão; b) inundação; c) sulcos; d) localizada (gotejamento e microaspersão); e) subsuperficial. Na irrigação por aspersão, o esgoto é conduzido por tubulações pressurizadas e a aplicação no solo se dá sob a forma de gotas, por meio de aspersores que podem ser fixos ou móveis. A pressão é mantida por bombas ou por reservatórios situados em nível superior ao do local de plantio. Este método de irrigação é o de custo mais elevado, já que necessita de bombas, tubulações e aspersores; bem como mão de obra qualificada para operar. Entretanto, do ponto de vista agrícola, é o mais eficiente, distribuindo de forma mais uniforme no terreno a lâmina líquida aplicada. A forma de aplicação, gotas, não provoca erosão no solo, o que permite a aplicação em terrenos de relevo irregular e com grande declividade, limitada à faixa de 15 a 20% devido à dificuldade de se obter a infiltração da totalidade dos esgotos em declividades maiores. A condução por pressão e aplicação por aspersão permitem que este método seja aplicado em solos cobertos por qualquer tipo de vegetação, inclusive árvores, porém também possibilita a contaminação da cultura que estiver sendo irrigada. Para evitar entupimento nos aspersores, é recomendado que o esgoto aplicado seja submetido a um pré-tratamento de modo que os sólidos sejam retidos (PAGANINI, 2003; PESCOD, 1992). A figura 27 mostra um sistema de irrigação por aspersão.

115 112 Figura 27 Sistema de irrigação por aspersão Fonte: PAZ, Na irrigação por inundação, a aplicação do esgoto é feita em um terreno plano ou pouco ondulado, com declividade de 4 a 6%, limitado por diques. O terreno é inundado e, portanto, só deve ser aplicado em culturas que resistam a inundações frequentes e em solos que tenham baixa capacidade de infiltração. Tal como a irrigação por sulcos, tem baixo custo de implantação e de operação. Entretanto, tem o inconveniente de permitir a proliferação de insetos, além de fazer com que a cultura esteja permanentemente em contato com o esgoto (BERNARDO, 1987; PAGANINI, 2003; PESCOD, 1992). A figura 28 mostra um sistema de irrigação por inundação. Figura 28 Sistema de irrigação por inundação. Fonte: ANDRADE, A irrigação por sulcos consiste na condução do esgoto em pequenos canais ou sulcos escavados no solo, paralelamente às fileiras das plantas, durante o tempo necessário para que o esgoto, infiltrado ao longo do sulco, possa umedecer o solo na zona radicular da cultura. Para se evitar que ocorra erosão devido à velocidade do escoamento, a declividade do terreno deve ser limitada a 2%. Este método é o que requer mais mão de obra, entretanto é o de mais baixo custo de implantação e operação.

116 113 Do ponto de vista do potencial de contaminação do cultivo, o risco é baixo, tendo em vista que o esgoto não tem contato direto com a cultura (BERNARDO, 1987; PESCOD, 1992). A figura 29 mostra um sistema de irrigação por sulcos. Figura 29 Sistema de irrigação por sulcos Fonte: PAZ, Nos métodos de irrigação superficial, inundação e sulcos, é necessário um gradeamento simples para a retirada dos sólidos grosseiros, previamente à aplicação, com o propósito de evitar problemas no sistema de distribuição (CORAUCCI FILHO et al., 2001; PESCOD, 1992). Quanto maior for a textura do solo, maior será a vantagem do método de irrigação por aspersão em relação aos métodos de irrigação superficial, sulco e inundação, já que os solos arenosos e franco-arenosos, por terem alta capacidade de infiltração, e consequentemente baixa capacidade de retenção, requerem irrigações mais frequentes, com menor volume de aplicação, o que é mais fácil de ser obtido na irrigação por aspersão (BERNARDO, 1987) A irrigação por gotejamento consiste na aplicação do esgoto, sob pressão, diretamente sobre a zona radicular, com baixa taxa de aplicação, porém alta frequência, de modo que a umidade no solo permanece praticamente constante, próxima a capacidade de retenção do solo (capacidade de campo). A aplicação é feita por meio de tubos de diâmetro pequeno, geralmente menor que 25mm, com furos ou dispositivos que permitem o gotejamento uniforme ao longo da extensão do tubo (BERNARDO, 1987; PAGANINI, 2003; PESCOD, 1992).

117 114 Dos métodos de irrigação, é o que menos gasta água, entretanto é o de custo mais elevado, tendo em vista a necessidade de equipamentos e de pressurização, bem como a grande quantidade de tubos. Outro inconveniente deste método é a necessidade de se utilizar filtros para impedir o entupimento dos orifícios (BERNARDO, 1987; PAGANINI, 2003; PESCOD, 1992). A figura 30 mostra um sistema de irrigação por gotejamento. Figura 30 Sistema de irrigação por gotejamento Fonte: PAZ, A irrigação subsuperficial é uma variante da irrigação por gotejamento, na qual a aplicação do esgoto se dá abaixo da superfície (PAGANINI, 2003). Em condições normais, o tipo de método de irrigação escolhido depende das condições de abastecimento de água, do clima, do solo, das culturas a serem cultivadas, do custo do método de irrigação e da capacidade do agricultor para gerir o sistema. Quando se utilizam águas residuárias, outros fatores, tais como a contaminação das plantas e dos produtos colhidos, dos trabalhadores agrícolas e do meio ambiente, bem como os riscos de salinização e toxicidade, devem ser considerados. A seleção do método adequado permite reduzir os efeitos indesejáveis da utilização de águas residuárias na irrigação (PESCOD; 1992). Em relação à taxa de aplicação a irrigação tem duas variantes. Na primeira delas, cujo foco é o tratamento do esgoto, o objetivo é aplicar o máximo de esgoto sobre a menor área possível, o que normalmente significa uma quantidade maior do que a que o cultivo necessita. Assim, as opções de cultivo são restritas e, além disso, o valor de mercado dos produtos resultantes da colheita também pode vir a ser afetado. O limite do

118 115 quanto a ser aplicado é dado pela capacidade de infiltração do solo ou pela carga de Nitrogênio aplicada, que tem que ser tal que não haja adição de nitrato ao lençol freático em teores que possam provocar danos à saúde (CRITES et al., 2000; LEAL et al., 2009; USEPA, 2006). O objetivo da primeira variante leva a que usualmente os esgotos sejam aplicados sobre gramíneas perenes, já que esta estas espécies permitem um aplicação prolongada, evitando plantio e cultivo anuais; taxas de aplicação mais elevadas, além de maior remoção de Nitrogênio, comparado com outros cultivos. Entretanto, existem áreas onde se aplica esgoto com este objetivo, nas quais se cultiva milho e outros cultivos de maior valor de mercado, a exemplo do que acontece em Muskegon, nos Estados Unidos, onde o esgoto, pré-tratado em sistema de lagoas aeradas, é aplicado sobre uma área onde se cultiva milho, alfafa e soja. A aplicação na silvicultura também proporciona longos períodos e elevadas taxas de aplicação, entretanto pode resultar em menor remoção de Nitrogênio do que a que se obtêm nas gramíneas perenes, a depender do tipo de árvore e do estágio de crescimento desta (CRITES et al., 2000). Na segunda, o foco é no rendimento do cultivo, já que o objetivo é aplicar o mínimo de água possível, de modo que os cultivos possam vir a se sustentar, permitindo assim utilizar o efluente para irrigar uma área maior, tal como em um sistema de irrigação que utiliza água doce. Geralmente, em regiões semiáridas, onde a água é um recurso escasso, se utiliza a segunda variante e em regiões úmidas, onde a água não tem a mesma importância e as terras têm mais valor, se busca diminuir a área ocupada e os custos com distribuição (CRITES et al., 2000; LEAL et al., 2009; USEPA, 2006). Tal como na infiltração rápida, a remoção dos sólidos suspensos e da matéria orgânica se dá através de filtração e pela ação das bactérias na camada superficial do solo ou na camada subjacente a esta durante o processo de percolação do esgoto. Os mecanismos de remoção dos patógenos são semelhantes aos da infiltração rápida. Caso não haja tratamento preliminar, os Protozoários e Helmintos, por serem de grande tamanho, costumam ficar retidos na camada superficial do solo, por filtração. Usualmente a redução de coliformes fecais é da ordem de 10 5 Unidades Logarítmicas (USEPA, 1981; 2006).

119 116 A assimilação pelas plantas é a principal forma de remoção do Nitrogênio. De forma secundária, também há remoção por nitrificação e desnitrificação, bem como por volatização da Amônia e retenção no solo. Análises feitas em cinco locais situados nos Estados Unidos, sendo que em um deles a aplicação do esgoto se deu na silvicultura e nos demais na agricultura, indicaram que a remoção de Nitrogênio variou de 67% a 83%, com média de 77% (USEPA, 1981). No caso do Fósforo, sua retirada do efluente varia de acordo com o tipo de solo e se dá através dos processos de adsorção e precipitação química. Análises feitas em nove locais, todos situados nos Estados Unidos, sendo que em dois deles a aplicação do esgoto se deu na silvicultura e nos demais na agricultura, indicaram que a remoção de Fósforo variou de 44% a 99%, a depender da concentração no efluente e das condições de aplicação. Em oito destes locais, para determinadas condições de aplicação, a remoção mínima foi de 95% (USEPA, 1981). Cartaxo (2003) aplicou em um solo arenoso, através de irrigação, o efluente da ETE Mangeira, a qual trata parte dos esgotos gerados pela cidade do Recife e é composta de reator UASB seguido de lagoa de polimento. Foram utilizados os métodos de irrigação por sulcos e localizada (gotejamento) subterrânea e superficial, sendo que no primeiro método aplicou-se o efluente no cultivo do milho (Zea mays L.) e nos dois últimos no cultivo da acerola (Malpighia ermaginata D.C.). Como referência, também foi utilizada água da COMPESA para irrigar o cultivo do milho, utilizando-se também do método de irrigação por sulcos. Todas as quatro áreas irrigadas tinham o mesmo tamanho, 20x8m e nelas foram instalados drenos subterrâneos para captar o líquido percolado. Comparando-se a média aritmética dos resultados da análise da DBO do efluente coletado na saída da lagoa de polimento com os coletados nos drenos subterrâneos instalados nas áreas plantadas, obteve-se eficiência de remoção de 78% na irrigação por sulcos, 58% na irrigação por gotejamento subterrâneo e de 74% na irrigação por gotejamento superficial. Segundo o autor, os resultados mostram a importância da retenção da matéria orgânica na superfície, fato que não ocorreu na irrigação por gotejamento subterrâneo, tendo em vista que o efluente da lagoa de polimento foi aplicado próximo às raízes da acerola, a 10cm de profundidade.

120 117 Vale ressaltar que a eficiência de remoção foi afetada pelo fato do solo ter incorporado matéria orgânica ao líquido percolado, o que foi comprovado pela detecção de matéria orgânica no dreno situado na área irrigada com água da COMPESA. Outro aspecto a ser considerado, é que neste trabalho também foi feita coleta na entrada da área irrigada por gotejamento subterrâneo, que mostrou DBO 50% inferior a da coletada na saída da lagoa de polimento, indicando que a eficiência obtida seria menor caso a comparação fosse feita com efluente coletado nas caixas de entrada de cada uma das áreas irrigadas. Quanto aos indicadores de contaminação fecal, foram verificadas as concentrações de coliforme total e coliforme fecal no líquido percolado. No que tange a coliforme fecal, em todas as áreas irrigadas, a média geométrica das concentrações foi muito baixa, praticamente nula (valor máximo de 2,29 E+00 NMP/100ml e mínimo de 1,41E+00 NMP/100ml), sendo que as menores concentrações foram obtidas através da aplicação por gotejamento superficial, seguida da por sulcos com água da COMPESA, por gotejamento subterrâneo e por sulcos com esgoto. As concentrações relativas à coliforme total, média geométrica, foram maiores do que as de coliforme fecal (valor máximo de 1,33E+02 NMP/100ml e mínimo de 3,38E+01 NMP/100ml), indicando contaminação por bactérias do grupo coliforme, de origem não fecal. Com relação às concentrações de nitrito e nitrato, as análises indicaram concentrações médias inferiores no efluente coletado na saída da lagoa de polimento do que as obtidas nas coletas do efluente percolado pelas áreas irrigadas. Tal como ocorreu em relação à DBO, o efluente coletado na entrada da área irrigada por gotejamento subterrâneo apresentou valor médio relativo a nitrito superior ao do coletado na saída da lagoa de polimento. A tabela 19 apresenta os valores médios das concentrações de nitrito e nitrato nos diversos pontos de coleta. Silva (2003) aplicou efluente tratado em reatores anaeróbios de fluxo ascendente, preenchidos com leito de bambu, para irrigar um cultivo de milho, tendo realizado três safras. O sistema de irrigação implantado constou de três parcelas, nas quais foram aplicadas três lâminas de irrigação distintas, correspondentes às profundidades de irrigação de 20cm, 40cm e 60cm. Todos os sulcos eram nivelados e tinham 4m de comprimento. Para comparação, utilizou-se água potável para irrigar outra área de igual

121 118 configuração. O conjunto de três parcelas irrigadas com esgoto e três parcelas irrigadas com água potável foi repetido por três vezes. Para coletar amostras do líquido percolado, foram implantados coletores de drenagem livre a sucção no centro das parcelas, nas profundidades de 25cm, 50cm e 75cm. Tabela 19 Concentrações Médias de Nitrito e Nitrato (mg/l) Ponto de Coleta Concentração Média (mg/l) Nitrato Nitrito Saída da lagoa 0,09 0,02 Entrada da área irrigada por gotejamento subterâneo 0,09 0,05 Sáida da área irrigada por gotejamento subterâneo 0,13 0,04 Sáida da área irrigada por gotejamento superficial 0,31 0,04 Sáida da área irrigada por sulcos com esgoto 0,61 0,04 Sáida da área irrigada por sulcos com água da COMPESA 0,41 0,02 Fonte: Cartaxo, As análises feitas mostraram eficiência de 95% na remoção da DBO e da DQO e indicaram uma tendência de redução de ambos os parâmetros ao longo do perfil do solo. Não foram observadas diferenças significativas relativas a estes parâmetros nas três profundidades de irrigação utilizadas. Cerca de 75% dos resultados relativos a DBO estiveram na faixa de 2 a 5mg/L. Em relação aos sólidos, a eficiência de remoção foi da ordem de 90% tanto para os suspensos (SST) quanto para os voláteis (SVT). Não foi observada tendência de alteração nas concentrações ao longo do perfil do solo, nas três profundidades de irrigação utilizadas. Comparando as concentrações de sólidos suspensos nos períodos de chuva com as dos períodos secos, o autor chegou à conclusão de que estas foram pouco influenciadas pelo efluente anaeróbio aplicada na irrigação, sendo mais influenciada pela lixiviação causada pelas chuvas. Quanto aos nutrientes, as análises mostraram redução de 99% de Nitrogênio Amoniacal, sendo que os resultados mais elevados foram observadas na profundidade de 25cm e nas demais profundidades, 50cm e 75cm, os valores foram mínimos. Os resultados mostraram que apenas 4% do Nitrogênio Amoniacal foi convertido em nitrato e nitrito, sendo a maior parte retida no solo. As concentrações relativas a nitrito foram inferiores a 1mg/L, limite máximo estabelecido pela portaria 518/2004 do Ministério da Saúde. Entretanto, as de nitrato ultrapassaram o limite de 10mg/L, estabelecido pela referida portaria, no efluente coletado a 75cm, com profundidades de

122 119 irrigação de 40cm, na segunda safra, o mesmo acontecendo na terceira safra, sendo que nesta última safra o limite também foi ultrapassado no efluente coletado a 25cm. Na profundidade de 20cm, o limite foi ultrapassado no efluente coletado a 25cm. Vale ressaltar que na profundidade de 20cm a amostra foi suficiente para se obter resultados apenas no efluente coletado a 25cm. Em relação ao Fósforo, as análises mostraram redução da ordem de 95%. A redução de coliformes totais e fecais foi da ordem de 65% e não se observou redução significativa destes parâmetros ao longo do perfil do solo, nas três profundidades de irrigação utilizadas. No método de escoamento à superfície, também conhecido como escoamento superficial, o esgoto é filtrado e estabilizado ao escoar pela superfície uniforme de um terreno pouco permeável, geralmente solos argilosos; ligeiramente inclinado, entre 1 e 12%, sendo que o intervalo ótimo está entre 2 e 8%; e recoberto por uma vegetação (CORAUCCI FILHO et al., 1999; PAGANINI, 2003). A figura 31 mostra a seção transversal típica de um sistema de tratamento por escoamento superficial. Figura 31 Escoamento Superficial (Seção Típica). Fonte: CORAUCCI FILHO et al., Os limites de declividade recomendados visam, no limite mínimo, evitar a estagnação do esgoto, que, caso ocorresse, tornaria a digestão do esgoto anaeróbia, com consequente liberação de gases e proliferação de insetos. No limite máximo, visam evitar a erosão do solo e o surgimento de caminhos preferenciais, curto circuitos, que diminuem a eficiência do tratamento (PAGANINI, 2003).

123 120 O solo, a princípio deve ter baixa permeabilidade, menor que 15 mm/h, entretanto este método também pode ser aplicado em solos de permeabilidade moderada, de 15 a 50 mm/h, já que com o tempo os vazios podem vir a ser preenchidos pelos sólidos do afluente (colmatação) e pelo crescimento vegetal. A utilização de máquinas para adequar ao terreno, durante a construção do sistema, também pode alterar a permeabilidade (CORAUCCI FILHO et al., 2001). A vegetação propicia uma camada suporte onde os microrganismos se estabelecem, sendo a principal área de tratamento. Devido à presença dos nutrientes aplicados e ao excesso de água, a vegetação cresce muito rapidamente, exigindo maior freqüência de poda. Além de participar do tratamento, a vegetação propicia a estabilidade do terreno, diminuindo a velocidade do fluxo, evitando assim que o terreno eroda. O corte e a venda da vegetação podem servir de receita, atenuando os custos operacionais. O tipo de vegetação que melhor se adapta a este tipo de tratamento são as gramíneas que têm longo tempo de crescimento, alta tolerância à umidade e longa formação de raízes (CORAUCCI FILHO et al., 1999; USEPA, 2006). Sezerino e Philippi (1998) citam também a utilização de juncáceas e tifáceas. O esgoto aplicado geralmente é tratado, sendo este tipo de tratamento utilizado para polimento de efluentes oriundos de tratamento secundários, embora haja registro de sua utilização para tratar efluentes oriundos de tratamento primário, como em Werribee, na Austrália. Este método também foi cogitado para tratar o esgoto bruto da cidade de Karachi, no Paquistão. Como o método requer que o solo descanse após um período de aplicação, a área total geralmente é dividida em áreas menores de modo que fluxo de aplicação possa ser contínuo, porém alternando-se as áreas. A frequência de aplicação usual é de 6 a 12h/dia, de 5 a 7 dias por semana. Excepcionalmente, pode se ter aplicações contínuas, 24h/dia, por um período curto (PESCOD, 1992; USEPA, 2006). De acordo com Coraucci Filho e outros (1999), a taxa de aplicação usualmente varia entre 0,06 e 0,24m³/h.m. Entretanto, segundo a USEPA (2006), a taxa mínima seria de 0,09m³/h.m (para afluentes submetidos apenas a gradeamento, em regiões de clima frio e tendo por objetivo efluentes com DBO de 10mg/L e Sólidos Suspensos Totais de 15mg/L) e a taxa máxima seria de 0,48m³/h.m

124 121 (para afluentes submetidos a tratamento secundário, em regiões de clima quente e tendo por objetivo efluentes com DBO e SST inferiores a 30mg/L). O esgoto é distribuído a partir da parte superior, a partir do qual o escoamento se dá através de um fluxo laminar sobre a vegetação. Ao final da rampa, o esgoto é coletado por um canal e descarregado no corpo receptor. Isto faz com que neste método seja possível efetuar ajustes operacionais, já que se pode avaliar a qualidade do efluente final. Durante o percurso na rampa, o esgoto interage com o solo, com a vegetação e ocorre evapotranspiração. Devido à baixa permeabilidade do terreno, a percolação não é significativa (CORAUCCI FILHO et al., 2001; USEPA, 2006). Tal como nos outros métodos de disposição no solo, a redução da carga orgânica é eficiente. O principal mecanismo de remoção da matéria orgânica solúvel contida no afluente é o de oxidação biológica, que ocorre no terço superior da rampa, sendo realizada pelos microorganismos que ficam no solo e no biofilme que se forma junto à vegetação. Embora menos eficiente do que nos outros métodos, a remoção dos sólidos suspensos e coloidais é eficiente, sendo feita por sedimentação ou por retenção na vegetação, favorecida pela baixa velocidade e pela baixa altura do escoamento. Alguns tipos de algas, provenientes de lagoas de estabilização, podem não ficar retidos na vegetação, levando a uma maior concentração de sólidos suspensos no efluente final (USEPA, 1981; 2006). Quanto aos coliformes fecais, a redução pode chegar a 90%, em relação ao efluente aplicado. Em relação aos parasitas e vermes, não é comum detectar estes elementos no efluente final, já que costumam ficar retidos no solo e nas plantas, expostos a condições ambientais adversas tais como umidade, temperatura, ph e insolação (USEPA, 1981; 2006). O mecanismo dominante na remoção de Nitrogênio no escoamento superficial é o de nitrificação, seguida de assimilação pela vegetação. Além desses dois, também atuam a desnitrificação e a volatilização da Amônia. A remoção por assimilação pela vegetação é eficiente desde que haja o corte e a remoção da área de aplicação do esgoto. A volatização do Nitrogênio, sob a forma de Amônia, pode ser significativa se o ph do afluente for superior a 7. A remoção de Nitrogênio costuma ser da ordem de 75 a 90%. O Fósforo é removido por adsorção e por precipitação química. Neste método, a

125 122 eficiência fica comprometida pelo contato limitado do esgoto aplicado com o solo. A remoção é bem inferior a do Nitrogênio, sendo da ordem de 40 a 60% (TONETTI et al., 1999; USEPA, 1981; 2006). Paganini (1997) apresenta os resultados da experiência de 12 anos da SABESP na operação do sistema de disposição de esgotos no solo por escoamento à superfície, no município de Populina, a qual foi colocada em operação em julho de O sistema foi concebido para dispor esgotos domésticos brutos submetidos ao gradeamento, para retirada de materiais grosseiros, e a ação da caixa de areia, para retirada do material sedimentável. Foram construídos quatro módulos de 25x70m e declividade inicial de 5%, posteriormente reduzida para 2% em virtude de ter-se verificado que o tempo de detenção era insuficiente para um tratamento adequado. Embora tenha s ido projetada para atender a 500 ligações domiciliares, a estação começou a operar atendendo a apenas 280 ligações e, em um segundo momento, passou a operar dentro da capacidade de projeto. Entretanto, logo passou a operar acima da capacidade, inicialmente atendendo a 800 ligações e posteriormente a ligações. Em ambas as situações, a taxa de aplicação foi superior ao limite máximo preconizado pela USEPA (2006), 0,48m³/h.m. Em termos de remoção de DBO, a melhor eficiência obtida foi da ordem de 97%, sendo que a 30m do ponto de aplicação a redução foi da ordem de 65%. Quanto aos sólidos suspensos, a melhor eficiência obtida foi semelhante a da DBO. Entretanto, comparando-se a eficiência de remoção destes dois parâmetros, nos sólidos obteve-se maiores reduções a menores distâncias (da ordem de 49% a 10m do ponto de aplicação). Para avaliar possíveis efeitos de contaminação do lençol freático após 12 anos de aplicação, foram feitas análises em dois pontos distintos, comparando-se amostras do esgoto bruto com amostras do lençol freático, cuja profundidade variava entre 3,00m, no ponto de aplicação, e 1,20m, no ponto de coleta. Todas as duas amostras relativas ao lençol freático apresentaram ausência tanto de coliformes totais quanto de coliformes fecais. No esgoto bruto, estes parâmetros apresentaram concentrações de 14x10 7 UFC/100ml e 13x10 6 UFC/100ml, respectivamente.

126 123 Posteriormente, entre 2003 e 2004, Cavinatto e Paganini (2007) realizaram três coletas, nas quais analisaram amostras do afluente e do efluente da ETE de Populina, bem como do solo, dentro e fora dos módulos de tratamento, visando avaliar a eficiência de remoção de ovos e larvas de helmintos, Salmonella sp., coliformes totais e E. coli. À época da pesquisa, a estação continuava a operar acima da capacidade de projeto, atendendo a ligações. Em relação aos ovos de helmintos, apenas na primeira coleta foram encontrados ovos viáveis de Ascaris sp. no afluente, 10 ovos/l, e no efluente, 3 ovos/l, indicando que a sobrecarga operacional da ETE pode estar afetando a eficiência do tratamento, já que seria esperado a retenção dos helmintos na vegetação e no solo. Na primeira e na segunda coleta não foram encontrados ovos de Ancilostomídeos no efluente, apesar de terem sido encontrados 2 ovos/l no afluente. Nas duas coletas em que foram observadas a presença de Salmonella sp. no afluente, esta bactéria também foi encontrada no efluente. Em relação aos coliformes, os resultados obtidos nas três coletas, tanto para o esgoto afluente quanto para o efluente, foram muito parecidos, apresentando redução de 1 unidade logarítmica. Segundo os autores, os resultados também foram semelhantes aos obtidos por Paganini em 2001, na elaboração de sua tese de doutorado, quando a ETE já operava acima da capacidade e foram encontradas no efluente densidade de coliformes totais de 1,3x10 8 NMP/100mL e coliformes fecais de 2,2x10 7 NMP/100mL. Nesta oportunidade, também se verificou que havia presença de coliformes totais e fecais no corpo receptor até 500 metros à jusante do lançamento dos efluentes da ETE. Lucas Filho e outros (2001) aplicaram os efluentes pré-tratados em dispositivos estudados por Vargas e outros (2000) (ver ), em módulos conhecidos como Tabuleiros Inclinados com fundo impermeável e solo preparado com areia franca média e areia grossa, procurando simular os solos rasos do cristalino às margens dos aluviões dos rios secos. Cada módulo tinha 3,5m de largura por 10m de comprimento, totalizando uma área de 35m 2. A pesquisa desenvolveu-se em duas etapas, sendo que a primeira etapa foi dividida em cinco fases, nas quais se variou o ciclo operacional e a taxa de aplicação. Na primeira etapa, foi utilizado solo do tipo areia franca com profundidade de 0,3m e

127 124 cobertura vegetal constituída de capim elefante (Pennisetum purpureum) cv Roxo Botucatu. Na segunda etapa, foram realizados três experimentos com a cultura do milho, também dividido em fases, nas quais se utilizou duas variedades do milho (AG-405 e AG-1051) e se variou as disponibilidades de água durante o ciclo da cultura. A avaliação da eficiência dos tabuleiros como meio de tratamento de esgoto foi feita através de coletas semanais de amostras do afluente e do efluente dos tabuleiros, tendo sido analisados os seguintes parâmetros: DQO, COT, sólidos suspensos, N total, P total e coliformes fecais. Os resultados mostraram concentrações médias no efluente de 53mg/L, para a DQO total; 35mg/L, para a DQO filtrada; 8,0mg/L, para o COT e 7,5mg/L, para SST. Estas concentrações indicaram eficiências médias de remoção de 53%, para a DQO total; de 52%, para a DQO filtrada; de 64%, para o COT e superior a 70%, para sólidos suspensos. Apesar da baixa concentração em matéria orgânica, o sistema propiciou remoção de Nitrogênio Amoniacal superior a 98% e Fósforo acima de 90%, na primeira etapa, e de 95%, na segunda etapa. Em relação à remoção de coliformes fecais, os tabuleiros chegaram a remover 5 unidades logarítmicas, apresentando, ao longo de dois anos, eficiência da ordem de 99,9% e concentrações médias de UFC/100ml no efluente final. Klusener Filho e outros (2000) aplicaram esgoto em uma rampa com cobertura vegetal de gramínea Tifton 85 (Cynodon spp), declividade média de 3,5% e dimensões de 4,35m largura e 40m de comprimento. A frequência de aplicação foi de 5 dias por semana, durante 8 horas por dia e a taxa hidráulica de aplicação foi de 0,10 m 3 /m.h. O afluente aplicado foi pré-tratado em quatro filtros anaeróbios de fluxo ascendente, tendo bambu como recheio, alimentados com esgoto sanitário pré-gradeado na ETE de Limeira. A tabela 20 apresenta os resultados da pesquisa.

128 125 Tabela 20 - Resultados médios obtidos na pesquisa de Klusener Filho e outros Parâmetro Esgoto Efl. dos Efl. da Eficiência Eficiência Bruto Filtros Rampa dos Filtros do Sistema ph 7,20 7,20 7, DBO (mg/l) 375,80 171,60 36,90 54,30% 90,20% DQO (mg/l) 897,10 412,01 27,10 54,1% 85,8% Alcalinidade Total (mg CaCO 3 /L) 151,20 184,60 95,0-37,20% Alcalinidade Parcial (mg CaCO 3 /L) 89,20 118,50 73,0-18,1% Sólidos Susp. Totais (mg/l) 261,10 88,40 48,50 66,10% 81,40% Sólidos Totais (mg/l) 683,30 460,30 295,80 32,6% 56,7% Sól. Sedimentáveis (mg/l) 6,20 0,20 0,00 96,0% 100,0% Fósforo (mg/l) 5,50 5,10 0,80 7,30% 85,8% NTK (mg/l) 54,60 46,41 0,30 15,0% 78,6% Fonte: KLUSENER FILHO et al., Cota e outros (2000) investigaram um sistema de aplicação de esgotos no solo por escoamento superficial, aplicado ao pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios. O sistema era constituído de um reator UASB compartimentado que tratava os esgotos brutos do bairro Nova Vista da cidade de Itabira, em Minas Gerais. O efluente do reator era encaminhado a um conjunto de três rampas de escoamento superficial no solo, cada uma delas com largura de 3m e comprimento de 25m (área de 75m 2 ), construídas com declividade de 4% e operadas com uma taxa de aplicação média de 0,48 m 3 /m.h, durante 8 horas por dia. Todo o sistema foi operado com vazões variáveis ao longo do dia. A tabela 21 apresenta os resultados da pesquisa. Tabela 21 - Resultados médios obtidos na pesquisa de Cota e outros. Parâmetro Concentrações médias (mg/l) Eficiência (%) Bruto Efl. UASB Efl. Rampa UASB Rampa Global SST total (mg/l) S.Sedimentáveis 70,4 1,1 0, (ml/l)* DQO total (mg/l) DBO 5 total (mg/l) NTK (mg/l) N-NH + 4 (mg/l) N-NO - 3 (mg/l) , Coliformes totais (NMP/100 ml) 9,8 x ,5 x ,1 x log 1 log 2 logs

129 126 Tabela 21 - Continuação Escherichia coli 2,2 x ,2 x ,0 x log 1 log 2 logs (NMP/100 ml) Ovos de helmintos 99, , (ovos/l) Fonte: COTA et al., Nota: *Para efeito de média, os valores inferiores ao limite mínimo de detecção do cone Imhof foram considerados iguais a 0,1ml/L. A tabela 22 apresenta a qualidade esperada do efluente tratado por disposição no solo, de acordo com a USEPA (1981; 2006). Tabela 22 Qualidade esperada do efluente tratado por aplicação no solo Irrigação 2 Infiltração- Escoamento Parâmetro Percolação 3 Superficial 4 Média Máximo Média Máximo Média Máximo DBO (mg/l) <2 <5 5,0 <10 10 <15 Sólidos Suspensos (mg/l) <1 <5 2,0 <5 10 <20 Nitrogênio Amoniacal (mg/l) 0,5 <2 0,5 <2 <4 <8 Nitrogênio Total (mg/l) 3 5 <8, < <10 6 Fosforo Total (mg/l) <0,1 <0,3 1 <5 4 <6 Coliformes Fecais (NMP/100ml) 0 <10 10 < <2000 Fonte: USEPA, 1981; Nota: 1-Qualidade esperada para taxas de aplicação de 1,9 a 4,2cm/semana (irrigação); de 6 a 23cm/semana (escoamento superficial); de 10 a 125cm/semana. 2-Percolação de efluente primário ou secundário por 1,5m de solo insaturado. 3-Percolação de efluente primário ou secundário por 4,5m de solo insaturado, remoção de Fósforo e Coliformes fecais aumenta com a distância. 4-Tratando esgoto submetido à gradeamento, em rampa de 30 a 36m. 5-A concentração depende da taxa de aplicação, da relação C:N e do cultivo. 6-Valores mais altos são esperados para operação durante inverno moderado ou para aplicação de efluente secundário a altas taxas

130 127 3 MATERIAL E MÉTODOS 3.1 LOCALIZAÇÃO DO EXPERIMENTO O experimento está localizado no distrito de Santo Antônio (11 30 de latitude Sul e de longitude Oeste) pertencente ao município de São Domingos, situado na Região Sisaleira, no nordeste do estado da Bahia. Dados da estação climatológica situada junto à sede municipal, para o período de março de 2003 a dezembro de 2007, indicam que pluviosidade média anual é da ordem de 640mm, típica do clima semiárido da região. Com base nos dados desta estação foi obtida a precipitação média mensal e calculada a evapotranspiração média mensal pelo método de Penman-Monteith, recomendado pela FAO (ALLEN; PEREIRA, 1998), as quais estão apresentadas na figura 32. De acordo com os dados obtidos, em todos os meses do ano a evapotranspiração supera a precipitação. Figura 32 Precipitação X Evapotranspiração Fonte: Estação Meteorológica de São Domingos A cidade de Santo Antônio, que dista cerca de 250Km de Salvador, conta com sistema de abastecimento de água operado pela Embasa. Além da água fornecida pela EMBASA, a população local também utiliza água das chuvas, armazenada em cisternas. A cidade conta com rede coletora de esgoto, o qual é lançado, sem tratamento, no rio Jacuípe em diversos pontos. Em um desses pontos, situado à margem da BA-416, que

131 128 liga a BR-324 à cidade de Valente, implantou-se o experimento. As figuras 33 e 34 apresentam, respectivamente, a localização da cidade de São Domingos no estado da Bahia e a do experimento no município de São Domingos. São Domingos Figura 33 Localização do Município de São Domingos Fonte: Adaptado de Google Maps. Figura 33 Localização do experimento em São Domingos Fonte: Adpatado de Google Maps.

132 DESCRIÇÃO DO EXPERIMENTO Tendo em vista que o esgoto corre por uma vala, paralela à BA-416, situada em um nível mais baixo que o local onde serão implantados os módulos de tratamento, foi necessário instalar uma bomba para captar o esgoto e lançá-lo até o módulo de tratamento. Inicialmente foi construída uma pequena barragem de nível, de 1m de altura, para poder captar o esgoto, por meio de bomba centrífuga de eixo horizontal, auto escorvante, modelo 706S da Dancor, com 0,5CV, como mostram as figuras 35 e 36. Figura 35 - Barragem de nível construída em um dos pontos de lançamento do esgoto da cidade, vista da estrada. Como a vazão recalcada pela bomba seria muito superior à do esgoto gerado na cidade e à capacidade dos módulos de tratamento, o que levaria à operação dos módulos em condições inadequadas caso esta afluísse diretamente, instalou-se um tanque de fibra de vidro, com volume de 2.000L, antes dos módulos de tratamento, para receber a vazão recalcada pela bomba, retê-la e dar saída a uma vazão compatível com a capacidade de tratamento do módulo, apresentado na figura 37. Pensou-se em regular a vazão de saída por meio de controle de abertura do registro instalado na tubulação logo após a saída do tanque de equalização. Tanto o acionamento da bomba, após o esvaziamento do tanque, quanto o desligamento, após o enchimento do tanque, seriam feitos automaticamente, por meio de boia com sensor de nível, instaladas no tanque e no poço de sucção.

133 130 Figura 36 - Barragem de nível construída em um dos pontos de lançamento do esgoto da cidade, vista da área onde foram implantados os módulos de tratamento. Figura 37 Tanque de equalização. Após a instalação da bomba e do tanque de equalização, quando foi dado início à operação, constatou-se que a bomba não conseguia efetuar o recalque já que estava tendo passagem de sujeira da barragem para a bomba, o que impedia o fechamento completo da válvula de retenção e, consequentemente, a escorva da bomba. Mesmo com escorva manual, a bomba continuou a não realizar o recalque.

134 131 Para resolver este problema, instalou-se uma estrutura de pré-tratamento, entre a barragem e o tanque de equalização, mudando o ponto de captação da bomba. O prétratamento era composto de uma caixa contendo uma placa de fibra de vidro, a qual funcionaria como grade, conectada a um poço, que funcionaria como caixa de areia; o qual, por sua vez, era conectado a outro poço, a partir do qual seria feita a sucção por meio da bomba centrífuga horizontal já instalada. Como os problemas de sucção da bomba persistiram, substituiu-se a bomba de eixo horizontal por outra submersível, modelo DS-9 da DANCOR, de 0,5CV. Com a troca da bomba, o recalque passou a ser efetuado, entretanto houve freqüentes interrupções de funcionamento da bomba devido à passagem de sujeira não retida na grade. Além disso, houve rompimento do septo da caixa que funcionava como grade e verificou-se que a caixa de areia implantada estava muito curta, não promovendo a decantação da areia carreada pelo esgoto. No intuito de resolver este problema, a manilha que conduz o esgoto da cidade para o rio Jacuípe foi quebrada, construindo-se uma caixa de desvio neste trecho e outra caixa de areia. As figuras 38 e 39 apresentam um desenho esquemático da estrutura de pré-tratamento. Posteriormente, como ainda havia passagem de sujeira pela grade, o que exigia frequentes limpezas na válvula de retenção da bomba, instalou-se uma tela para pinteiro, fio 23, sobre a grade. Figura 38 Desenho esquemático da estrutura de pré-tratamento - derivação e grade.

135 132 Figura 39 Desenho esquemático da estrutura de pré-tratamento caixa de areia. O módulo de tratamento, que tem capacidade para tratar uma vazão entre 4.500L/dia e 6.000L/dia, é composto de dois tanques de fibra de vidro conectados entre si, sendo o primeiro a Fossa Séptica, com volume de L e o segundo o Filtro Biológico Anaeróbio de Fluxo Ascendente, com volume de 5.000L, conforme apresentado nas figuras 40 e 41. As dimensões dos tanques estão apresentadas na tabela 23. Fossa Séptica Filtro Anaeróbio Calha (saída) Limpeza Entrada Tubo PVC Θ 150mm Figura 40 Planta baixa do Módulo de Tratamento. Tabela 23 Dimensões dos tanques do módulo de tratamento Capacidade Dimensões (cm) (Litros) D1 D2 D3 H1 H

136 133 D3 D3 H2 H L 5.000L D2 D1 310L H1 H1 H2 D1 D2 D1 D2 Figura 41 Seção Transversal do Módulo de Tratamento. O meio de suporte do filtro biológico é composto por seixos com dimensões variando de 1,5x11,0x6,0cm a 4,5x4x2,5cm. As figuras 42 e 43 mostram, respectivamente, o processo de enchimento do filtro com seixos e o filtro já cheio. Figura 42 - Enchimento do filtro anaeróbio com seixos.

137 134 Figura 43 Seixos rolados no interior do filtro anaeróbio. Na concepção inicial, a alimentação do módulo de tratamento seria contínua, a partir do tanque de equalização. A vazão de entrada no módulo seria obtida através de regulagem da abertura de um registro instalado na tubulação de saída do tanque de equalização. Porém, os sólidos em suspensão contidos no esgoto faziam com que houvesse entupimentos frequentes, interrompendo o fluxo do esgoto do tanque para o módulo. Após tentativa de aumentar a abertura para evitar entupimentos, reduzindo o tempo de enchimento do módulo, optou-se pela instalação de um dispositivo que controlasse o horário de funcionamento da bomba, de modo que esta funcionasse quatro vezes ao dia (às 7, 11, 15 e 19 horas), recalcando mil litros a cada período de funcionamento, o qual foi definido marcando-se o tempo que levava para encher metade do volume do tanque de equalização. Após esta definição, o fluxo foi desviado do tanque, sendo a alimentação do módulo feita diretamente pela bomba. Como a área irrigada encontrava-se distante do filtro biológico, cerca de 140 metros, etapa final do tratamento, foi necessário recalcar o efluente. Assim, após o tratamento, o efluente foi direcionado para um poço de sucção, de seção retangular e 1m³ de volume, escavado no solo e revestido com bloco cerâmico. Deste poço, o efluente era recalcado para um tanque de 5.000L, de polietileno, por meio da bomba inicialmente comprada para recalacar o esgoto da barragem de nível para o módulo de tratamento, bomba centrífuga de eixo horizontal, autoescorvante, modelo 706S da

138 135 Dancor, com 0,5CV, instalada em um outro poço lateral ao anterior, também escavado no solo e revestido com bloco. Como o funcionamento do módulo de tratamento era contínuo, para evitar que houvesse transbordamento do efluente nos períodos em que não havia necessidade de irrigar, instalou-se uma tubulação próxima à borda superior do poço de sucção para conduzir eventuais excessos de esgoto tratado dentro do poço para um ponto após a captação do esgoto bruto. Para evitar acúmulo de água no fundo do poço onde foi instalada a bomba, foi assentado um tubo para conduzir a água que eventualmente aí viesse a cair até um dreno subterrâneo, com seção transversal de 30x15cm e 15m de comprimento, o qual foi preenchido com brita 1 e recoberto com lona plástica para evitar que houvesse infiltração na parte superior, resguardando assim a capacidade de absorção do dreno. O tanque de 5.000L foi instalado junto à área irrigada com a finalidade de armazenar o efluente tratado de modo que a distribuição de água durante o processo de irrigação fosse constante. Este tanque foi assentado em uma base circular feita de tijolo maciço, com 2,20m diâmetro e 40cm de altura, como mostra a figura 44. Foto 44 Tanque de armazenamento do efluente utilizado na irrigação. O controle do volume de esgoto aplicado no sistema de irrigação foi feito por meio de régua instalada dentro do tanque de 5.000L. A lâmina de irrigação necessária, apresentada na tabela 29 (ver 3.3) foi transformada em volume e este volume transposto

139 136 para o tanque de 5.000L. Considerando-se este volume aplicado na borda superior do tanque, calculou-se a altura corresponde ao volume. Esta altura foi marcada em uma régua assentada dentro do tanque, passando a ser o indicador da necessidade de água, esgoto, a ser aplicada na área plantada. Na saída do tanque, foi instalada uma tubulação primária, a qual alimentava as tubulações secundárias que introduziam o efluente nos oito sulcos fechados e nivelados que compunham o sistema de irrigação. A escolha deste método deu-se por ser este um método barato, de baixo custo de implantação e operação, além de ter baixo risco de contaminação já que o esgoto não tem contato direto com a cultura (BERNARDO, 1987; PESCOD, 1992). Além disso, o este trabalho foi voltado para o tratamento do esgoto, que objetiva aplicar o máximo de esgoto sobre a menor área possível. Portanto, foram descartados outros métodos que gastam pouca água. Também não foi foco deste trabalho avaliar a produtividade agrícola, já que para este trabalho, esta foi vista como um benefício advindo da aplicação de esgotos no solo. O controle do fluxo no sistema de irrigação foi feito por registros instalados na tubulação primária e nas tubulações secundárias. Na tubulação primária que sai do tanque, antes do registro que controla o fluxo para o sistema de irrigação, foi feita uma derivação para o rio Jacuípe de modo a poder drenar o tanque em caso de necessidade. Entre cada conjunto formado por dois sulcos, foram assentados drenos subterrâneos em duas profundidades, 60cm e 1,20m, com o propósito de captar o efluente que infiltra no solo. A primeira profundidade foi adotada de modo que o dreno ficasse abaixo de 50cm, profundidade efetiva máxima da raiz do milho (ANDRADE et al, 2006). A segunda altura foi adotada por ser o dobro da primeira, permitindo avaliar eventuais mudanças nas características do efluente infiltrado em função da profundidade. Os drenos, que se estendem por toda a extensão dos sulcos, foram envoltos em uma camada de brita 1, a qual, por sua vez, foi envolta por uma manta geotêxtil não tecida GF09/180 com resistência a tração de 9KN/m e gramatura de 180g/m. As figuras 45 e 46 apresentam, respectivamente, a seção típica dos drenos e um corte no início dos sulcos.

140 137 Figura 45 Seção típica dos drenos. Milho Drenos Sulcos Figura 46 Seção transversal inicial dos sulcos. As pontas finais dos tubos de PEAD foram introduzidas em tubos lisos, conectados entre si, como mostra a foto 47, de modo que o efluente captado nos drenos fosse conduzido até uma encosta, a beira do rio, onde o terreno permite a coleta, como mostra a figura 48. Figura 47 - Reunião dos drenos.

141 138 Figura 48 Pontos de coleta do efluente infiltrado. Junto à área de plantio, foi implantado um pluviômetro, do tipo Ville de Paris, de modo a se obter dados de precipitação, os quais foram abatidos da lâmina de irrigação necessária. A figura 49 apresenta um croqui do arranjo geral do projeto. O material utilizado nos diversos trechos do projeto é apresentado no quadro 5. Quadro 5 Material utilizado no projeto Trecho Captação/Fossa Séptica Fossa Séptica/Filtro Biológico Filtro Biológico/ Poço de Sucção Poço de Sucção/Esgoto (drenagem) Poço de Sucção/Poço da Bomba Poço da Bomba/Drenagem (Sucção) Poço da Bomba/Res. para Irrigação Reservatório para Irrigação/Rio Jacuípe Reservatório para Irrigação/Sulcos (tubulação primária) Reservatório para Irrigação/Sulcos (tubulação secundária) Drenos Subterrâneos Captação dos drenos subterrâneos Material/Diâmetro da tubulação PVC 1½ (sucção)/100mm/150mm PVC 150mm PVC 150mm PVC 100mm PVC 100mm PVC 1½ PVC 1½ PVC 50mm PVC 50mm PVC 32mm PEAD corrugado 65mm PVC 75mm Nos espaços entre os sulcos, foi plantado milho híbrido, que tem por característica ser mais produtivo e mais resistente do que as espécies primitivas. A opção pelo milho se deveu ao fato de que o cultivo que viesse a ser plantado tinha que ser tradicional na região, de agrado do proprietário da terra onde se faria o cultivo, já que pelo acordo

142 139 feito, este cederia gratuitamente a terra e, em troca, receberia o resultado da colheita. Segundo Araújo (2008), o milho é a espécie forrageira anual mais tradicionalmente cultivada no semiárido. Foram feitas 31 covas, espaçadas de 1,0m, em cada uma das 9 linhas de plantio entre os sulcos, nas quais se plantou 2 sementes por cova, para diminuir os riscos de insucesso no plantio devido a não germinação de alguma semente. Como após o plantio não houve germinação, devido à validade das sementes utilizadas, optou-se por reduzir a área plantada, no intuito de se fazer o plantio de outro cultivo, de ciclo mais curto que o milho, no restante da área. Tentou-se fazer plantio de feijão, porém as sementes adquiridas não se mostraram de boa qualidade, não tendo acontecido a germinação. O novo plantio do milho foi feito com o mesmo tipo de semente utilizado anteriormente, as mesmas condições de espaçamento, porém em apenas 3 linhas de plantio. Durante o período da pesquisa, os drenos instalados não foram capazes de reter o efluente infiltrado, impossibilitando assim a realização de coletas nos pontos 3 e 4, indicados na figura 49, e, consequentemente, a realização de análises no efluente infiltrado no solo de modo a avaliar a ação deste meio, o solo, sobre o efluente. Diante disso, optou-se por realizar análises no solo, em um ponto fora da área irrigada (S) e em outros dois situados dentro da área irrigada (I1 e I2), nos sulcos, de modo a verificar eventuais alterações que pudessem ser atribuídas à ação do esgoto infiltrado no solo. Em todos os três pontos, foram coletadas amostras contendo no mínimo 1Kg de solo nas profundidades de 0 a 10cm e de 40 a 50cm. Na tabela 24 estão indicados os espaçamento entre os pontos de coleta de solo na área da pesquisa. Tabela 24 Distância entre os pontos de coleta de solo Ponto Distância (m) Vertical Horizontal Fora da área irrigada (S) 0,00 0,00 Dentro da área irrigada (I1) 1,80 4,00 Dentro da área irrigada (I2) 8,00 1,00

143 Figura 49 Arranjo geral da pesquisa 140

144 DIMENSIONAMENTO DO SISTEMA DE IRRIGAÇÃO Cálculo da disponibilidade total de água no solo (DTA) DTA = (Cc-Pm)*Da = 1,781 mm/cm de solo 10 Onde: Cc = Capacidade de Campo = Teor de umidade a 1/3 de ATM = 27% Pm = Ponto de murchamento = Teor de umidade a 15 ATM = 14% Da = Densidade aparente do solo = 1,37g/cm 3 Cálculo da disponibilidade Real de Água no solo (DRA) DRA= DTA*f = 0,97955 mm/cm de solo Onde: DTA = Disponibilidade total de água no solo f = fator de disponibilidade Segundo a tabela 2 da publicação de Albuquerque (2007), para ETM = ETO (Penman) igual a 6,0mm (ETO máxima para o mês de março = 5,5mm), para o milho f seria igual a 0,55. Cálculo da quantidade real de água necessária (QRN) QRN (mm) = DRA*Z Onde: DRA = Disponibilidade Real de Água no solo Z = profundidade efetiva do sistema radicular, em cm Segundo Andrade e outros (2006) a profundidade da raiz do milho, a partir da profundidade de semeadura, adotada 10cm, varia até chegar à máxima, no início da 3ª das 4 fases do ciclo de cultivo, que varia de 40 a 50cm. Para este dimensionamento, adotou-se a profundidade máxima de 50cm. Tabela 25 - Quantidade real de água necessária para cada uma das fases Fase Profundidade (Z) QRN 1ª 20 19,59 2ª 40 29,39 3ª 50 48,98 4ª 50 48,98

145 142 Cálculo da quantidade total de água necessária (QTN) QTN = QRN E Onde: QRN = Quantidade real de água necessária E = Eficiência da Irrigação = 60% (EMBRAPA, s/d) Tabela 26 - Quantidade total de água necessária para cada uma das fases Fase QRN 1ª 19,59 2ª 29,39 3ª 48,98 4ª 48,98 Cálculo do turno de rega TR (dias) = QRN ET c Onde: ET c = K c x ET o Segundo Andrade e outros (2006), o coeficiente de cultivo K c varia para cada uma das fases do cultivo. Conforme os dados da ET o, a região do plantio possui para a época do plantio, demanda evaporativa predominantemente alta. Assim, adotou-se os valores médios de K c para esta demanda e um turno de regra de dois dias. Ainda segundo os citados autores, cada fase corresponde a 17%, 28%, 33% e a 22%, respectivamente, do tempo do ciclo de cultivo. Para a variedade plantada, AL Bandeirante, o ciclo de cultivo é de 135 dias. Assim, as fases teriam duração de 23, 38, 44 e 30 dias, respectivamente. Para efeito de cálculo, considerou-se que cada fase corresponderia a um mês, começando o plantio no mês de fevereiro. Tabela 27 - ET o mensal Mês ET o (mm/dia) janeiro 5,69 fevereiro 5,78 março 5,54 abril 4,98 maio 4,12 junho 3,54 julho 3,61 agosto 4,13 setembro 4,90 outubro 5,41 novembro 5,56 dezembro 5,63

146 143 Tabela 28 Turno de rega Fase Duração K c ET C TR 1ª 23 0,78 4,91 4 2ª 38 1,03 4,71 6 3ª 44 1,29 4, ª 30 0,82 3,50 14 Como o turno calculado foi diferente do K c adotado e optou-se por fixar o turno de regra em dois dias e proceder-se ao cálculo inverso. Cálculo inverso Cálculo da Quantidade Real de Água Necessária (QRN) QRN (mm) = TRxETC Tabela 29 - Quantidade total de água necessária para cada uma das fases (cál. invertido) Fase TR ET c (mm/dia) QRN 1ª 2 4,91 9,82 2ª 2 4,71 9,42 3ª 2 4,23 8,46 4ª 2 3,50 7,00 Cálculo da Quantidade Total de Água Necessária (QTN) QTN (mm) = QRN E Tabela 30 - Quantidade total de água necessária para cada uma das fases (cál. invertido) Mês E QRN QTN 1ª 0,6 9,82 16,36 2ª 0,6 9,42 15,70 3ª 0,6 8,46 14,10 4ª 0,6 7,00 11,67

147 144 4 RESULTADOS E DISCUSSÕES Entre maio de 2010 e junho de 2011, foram coletadas doze amostras, tanto do esgoto bruto quanto do tratado. O espaçamento entre a primeira coleta, em maio de 2010 e a segunda coleta, em fevereiro de 2011, deu-se por problemas no sistema de tratamento e também pelo fato de que o sistema de irrigação somente ficou em condições de operar em fevereiro de Os pontos de coleta foram os poços de sucção das bombas que recalcam o esgoto bruto, ponto 1, e o esgoto tratado para o reservatório de irrigação, ponto 2, apresentados na figura 49 (ver 3.2). As análises foram feitas no Laboratório Central da EMBASA, compreendendo os parâmetros a seguir relacionados: a) Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO); b) Demanda Química de Oxigênio (DQO) c) Sólidos Suspensos Totais (SST); d) Sólidos Dissolvidos Totais (SDT); e) Sólidos Totais (ST); f) Potencial Hidrogeniônico (ph); g) Fósforo Total; h) Nitrogênio Amoniacal; i) Nitrato; j) Nitrito; k) Condutividade Elétrica; l) Coliformes Termotolerantes; m) Escherichia coli. Em relação à remoção da DBO, as eficiências de remoção variaram entre 59% e 95%, sendo que a menor eficiência foi obtida na primeira coleta. Cerca de nove meses depois, quando foi realizada a segunda coleta, a eficiência de remoção já foi de 81%, indicando que o tratamento, Fossa Séptica seguida de Filtro Biológico Anaeróbio de Fluxo Ascendente, já havia atingido o ponto de equilíbrio. Diante disso, optou-se por fazer as análises estatísticas desconsiderando a primeira amostragem, obtendo-se assim uma eficiência média de 84%. Comparando-se os resultados apresentados na tabela 31 com os observados por Couto e Figueiredo (1992 apud ÁVILA, 2005), observa-se que a eficiência média obtida foi superior à observada pelos referidos autores, 80%. A eficiência mínima obtida por Vargas e outros (2000), 72%, foi pouco superior à obtida nesta pesquisa, 4%, entretanto, a máxima, 78%, foi

148 145 bem inferior à da pesquisa, 17%. Ávila (2005) em sua pesquisa obteve resultados que variaram entre 59% e 67%, inferiores aos obtidos nesta pesquisa também dentro da faixa de variação dos resultados obtidos neste trabalho. Em relação aos resultados obtidos por Galvão Júnior e outros (2001), entre 81% e 87%, a eficiência máxima obtida foi pouco superior, 8%, entretanto, dois resultados, desconsiderando o da primeira coleta, foram inferiores ao mínimo obtido por Galvão Júnior e outros (2001), 80%. Nas análises feitas por Oliveira e Von Sperling (2005), a média dos resultados, 59%, foi bem inferior à desta pesquisa, o mesmo acontecendo em relação ao resultado obtido por Ganske e Zanotelli (2007), 60%. O gráfico apresentado na figura 50 mostra a variação dos resultados ao longo do tempo. Tabela 31 Resultados das análises de DBO 5 (mg/l) Data 1 Efluente Bruto Tratado Eficiência 20/05/ % 10/02/ % 10/03/ % 17/03/ % 24/03/ % 31/03/ % 14/04/ % 28/04/ % 12/05/ % 26/05/ % 09/06/ /06/ % Média % Notas: 1 Foi feita coleta no dia 24/02, entretanto, por problemas técnicos no laboratório, não foi possível realizar a análise. 2 No dia 09/06 não foi possível realizar análise do efluente bruto em virtude da grande quantidade de sólidos em suspensão na amostra. 3 Análises feitas pelo método Eletrométrico. Na remoção da DQO, as eficiências variaram entre 43% e 79%. Tal como em relação à DBO, a menor eficiência foi obtida na primeira coleta. Desconsiderando esta coleta, e eficiência mínima foi de 52%, resultado inferior ao mínimo obtido por Couto e Figueiredo (1992 apud ÁVILA, 2005), 60%; por Ávila (2005), 59%; por Vargas e outros (2000), 68% e por Ganske e Zanotelli (2007), 78%. Em relação a eficiência máxima obtida nesta pesquisa, os resultados foram semelhantes aos obtidos por Couto e Figueiredo (1992 apud ÁVILA, 2005), por Galvão Júnior e outros (2001), 81%; por Vargas e outros (2000), 78% e por Ganske e Zanotelli (2007), 78%, porém superiores ao máximo obtido por Ávila (2005), 68%. Nas análises feitas por Oliveira e Von Sperling (2005), a média dos resultados, 51%, foi inferior à média das eficiências obtidas nesta pesquisa, 64%. Galvão Júnior e outros (2001)

149 146 obtiveram resultados médios bem superiores aos desta pesquisa, 81%. Os resultados obtidos em relação à DQO estão apresentados na tabela 32 e no gráfico contido na figura 51. Figura 50 - Resultados das análises de DBO 5 (mg/l) Tabela 32 Resultados das análises de DQO (mg/l) Data Efluente Bruto Tratado Eficiência 20/05/ % 10/02/ % 24/02/ % 10/03/ % 17/03/ % 24/03/ % 31/03/ % 14/04/ % 28/04/ % 12/05/ % 26/05/ % 09/06/ /06/ % Média % Nota: 1 No dia 09/06 não foi possível realizar análise do efluente bruto em virtude da grande quantidade de sólidos em suspensão na amostra. 2 - Análises feitas pelo método Espectrofotométrico.

150 147 Figura 51 Resultado das análises de DQO (mg/l) Em relação ao Nitrogênio Amoniacal, os resultados apresentados na tabela 33 e no gráfico da figura 52 mostram que houve um aumento na concentração no efluente tratado em relação ao bruto, a exceção da coleta realizada no dia 17/03/11. Apesar de não se ter dados de análises que indiquem a concentração de Nitrogênio Orgânico no efluente bruto e no tratado, este aumento da concentração de Nitrogênio Amoniacal é devido à transformação do Nitrogênio Orgânico em Amoniacal (MELO et al., 2000). Tabela 33 - Resultados das análises de Nitrogênio Amoniacal (mg NH 3 /L) Data Efluente Bruto Tratado Eficiência 20/05/10 54,6 79,9-46% 10/02/11 23,4 54,6-133% 24/02/11 30,6 90,6-196% 10/03/11 47,7 110,0-131% 17/03/11 128,0 118,0 8% 24/03/01 21,9 63,3-189% 31/03/11 37,4 98,1-162% 14/04/11 45,0 127,0-182% 28/04/11 69,8 161,0-131% 12/05/11 61,4 119,0-94% 26/05/11 106,0 133,0-25% 09/06/11 82,0 149,0-82% 30/06/11 44,4 110,0-148% Média 52,0 108,0-131% Nota: Análises feitas pelo método Ion seletivo.

151 148 Figura 52 Resultado das análises de Nitrogênio Amoniacal (mg NH 3 /L). As análises realizadas no esgoto tratado mostraram concentrações significativas de Nitrato em duas amostras, coletadas nos dias 14 e 28 de abril, indicando que o esgoto tratado pode ter permanecido por mais tempo no poço que faz a sucção para o sistema de irrigação. Em relação a Nitrito, em nenhuma das análises foi detectada concentração deste elemento, conforme mostra a tabela 34, indicando que mesmo quando foi detectada a presença de Nitrato no esgoto tratado, o tempo de permanência do esgoto no poço de sucção não foi suficiente para transformar Nitrato em Nitrito. Tabela 34 Resultado das análises de Nitrato (mg NO - 3 N/L) e Nitrito (mg NO - 2 N/L) Parâmetro Data Nitrato Nitrito 3 20/05/10 - <0,005 10/02/ <0,005 24/02/ <0,005 17/03/11 <0,01 3 <0,005 24/03/ <0,005 31/03/11 <0,01 3 <0,005 14/04/11 0,21 3 <0,005 28/04/11 0,80 3 <0,005 12/05/11 <0,01 3 <0,005 26/05/11 <0,01 3 <0,005 09/06/11 <0,01 3 <0,005 30/06/11 <0,01 3 <0,005 Nota: 1 No dia 20/05/10 não foi feita análise de Nitrato no efluente tratado 2 Análises feitas pelo método Espectrofotométrico. 3 Análises feitas pelo método SMEWW 4110 (IC).

152 149 O sistema de tratamento, no que refere-se à remoção de Fósforo Total, não apresentou grandes variações, como mostram a tabela 35 e o gráfico da figura 53, a não ser a concentração no efluente bruto ocorrida no dia 9 de junho, quando houve grande concentração de sólidos no efluente devido a problemas no gradeamento. Ainda assim, nesta data, os resultados indicam que o sistema de tratamento foi capaz de produzir uma grande redução na concentração. Em três ocasiões, a concentração no efluente tratado foi maior do que no bruto. Tabela 35 Resultado das análises de Fósforo Total (mg P/L) Data Efluente Bruto Tratado Eficiência 20/05/10 8,40 6,44 23% 10/02/11 10,40 13,12-26% 24/02/11 8,32 6,22 25% 10/03/11 8,43 6,39 24% 17/03/11 9,16 6,02 34% 24/03/01 6,38 4,64 27% 31/03/11 8,22 6,59 20% 14/04/11 7,94 9,61-21% 28/04/11 11,82 10,84 8% 12/05/11 8,47 4,16 51% 26/05/11 11,79 6,21 47% 09/06/11 64,76 6,20 90% 30/06/11 8,85 9,56-8% Média 13,30 7,38 24% Nota : 1 - Análises feitas pelo método Espectrofotométrico. Figura 53 - Resultado das análises de Fósforo Total (mg P/L) Os resultados relativos à condutividade elétrica, apresentados na tabela 36 e no gráfico da figura 54, indicam que o efluente tratado tem um grande potencial de provocar salinização,

153 150 tendo assim uma restrição severa de aplicação (CE > umho/cm), conforme os padrões de qualidade da água para irrigação estabelecidos por Ayers e Westcot, apresentados na tabela 8 (ver 2.3.3), o mesmo acontecendo com os resultados relativos a Sólidos Dissolvidos (SDT > mg/l), apresentados na tabela 37 e no gráfico da figura 55. Tabela 36 Resultados das análises de Condutividade Elétrica Específica (umho/cm) Data Condutividade Elétrica 20/05/10 3,57E+03 10/02/11 3,58E+03 24/02/11 4,03E+03 10/03/11 6,88E+03 17/03/11 3,68E+03 24/03/01 2,95E+03 31/03/11 6,30E+03 14/04/11 4,23E+03 28/04/11 4,23E+03 12/05/11 4,08E+03 26/05/11 3,87E+03 09/06/11 4,48E+03 30/06/11 4,01E+03 Média 4,30E+03 Notas : 1 - Análises feitas pelo método Condutimétrico 2-1 umho/cm = ds/m Figura 54 - Resultados das análises de Condutividade Elétrica Específica (umho/cm)

154 151 Tabela 37 Resultado das análises de Sólidos Dissolvidos (mg /L) Data Efluente Bruto Tratado Eficiência 20/05/10 2,77E+03 2,31E+03 16,61% 10/02/11 2,21E+03 2,35E+03-6,57% 24/02/11 2,25E+03 2,45E+03-8,71% 10/03/11 2,22E+03 2,51E+03-13,24% 24/03/01 1,88E+03 1,72E+03 8,27% 31/03/11 4,49E+03 4,39E+03 2,14% 14/04/11 2,22E+03 2,65E+03-19,37% 28/04/11 2,05E+03 2,69E+03-31,44% 12/05/11 2,18E+03 2,50E+03-14,79% 26/05/11 2,35E+03 2,25E+03 4,26% 09/06/11 2,40E+03 2,88E+03-20,00% 30/06/11 2,08E+03 2,52E+03-21,15% Média 2,42E+03 2,60E+03-10,98% Notas : 1 Análises feitas pelo método Gravimétrico. 2 Na coleta do dia09/06/11 havia muito material em suspensão, indicando que o gradeamento não estava retendo sólidos. Figura 55 - Resultados das análises de Sólidos Dissolvidos (mg/l) Os resultados das análises referentes a Sólidos Suspensos (SST), apresentados na tabela 38 e no gráfico da figura 56, mostram que os reatores tiveram grande capacidade de retenção deste tipo de sólido. Os resultados de duas coletas, a do dia 17 de março e a do dia 9 de junho, estão discrepantes em relação aos demais e por isso foram desconsiderados no cálculo da média, que nestas condições, foi de 85%, pouco inferior à obtida por Ávila (2005), que foi da ordem de 88%, porém cerca de 10% inferior à obtida por Ganske e Zanotelli (2007), 98%. Entretanto, foi bem superior à observada por Oliveira e Von Sperling (2005), 66%.

155 152 Tabela 38 Resultado das análises de Sólidos Suspensos (mg /L) Data Efluente Bruto Tratado Eficiência 20/05/ % 10/02/ % 24/02/ % 10/03/ % 17/03/ % 4 24/03/ % 31/03/ % 14/04/ % 28/04/ % 12/05/ % 26/05/ % 09/06/ % 4 30/06/ % Média % Notas: 1 Análises feitas pelo método Gravimétrico. 2 Na coleta do dia17/03/11 havia muito material em suspensão, indicando que o gradeamento não estava retendo sólidos. 3 Na coleta do dia09/06/11 havia muito material em suspensão, indicando que o gradeamento não estava retendo sólidos. 4 Valores desconsiderados no cálculo da eficiência média. Figura 56 - Resultados das análises de Sólidos Suspensos (mg/l) Notas: 1 O valor referente a amostra do efluente bruto coletado no dia 9 de junho, 4,49E+04, não foi mostrado no gráfico para evitar distorção na escala. No que refere-se a Sólidos Totais, os resultados apresentados na tabela 39 e no gráfico da figura 57 mostram que em três ocasiões, 14 e 28 de abril e 12 de maio, houve aumento na concentração de sólidos no efluente tratado em relação ao bruto, indicando que pode ter havido entrada de sólidos no poço de sucção do efluente tratado para o sistema de irrigação.

156 153 Além disso, o resultado da amostra do efluente bruto coletado no dia 9 de junho indica que houve problema na tela de galinheiro utilizada como complemento do gradeamento, já que houve passagem de sólidos para o sistema de tratamento em quantidade muito maior do que a observada nas outras coletas. Tabela 39 Resultado das análises de Sólidos Totais (mg /L) Data Efluente Bruto Tratado Eficiência 20/05/10 3,10E+03 2,40E+03 23% 10/02/11 2,60E+03 2,42E+03 7% 24/02/11 2,81E+03 2,51E+03 11% 10/03/11 2,87E+03 2,56E+03 11% 17/03/11 2,87E+03 2,28E+03 21% 24/03/01 2,35E+03 1,73E+03 26% 31/03/11 4,92E+03 4,46E+03 9% 14/04/11 2,62E+03 2,68E+03-2% 28/04/11 2,45E+03 2,71E+03-11% 12/05/11 2,47E+03 2,55E+03-3% 26/05/11 2,85E+03 2,34E+03 18% 09/06/11 4,73E ,95E+03 94% 30/06/11 2,79E+03 2,75E+03 1% Média 6,31E+03 2,64E+03 11% Notas : 1 Análises feitas pelo método Gravimétrico. 2 Na coleta do dia09/06/11 havia muito material em suspensão, indicando que o gradeamento não estava retendo sólidos. Desconsiderando esta amostra, a eficiência média seria de 10%, diferença não significativa. Figura 57 - Resultados das análises de Sólidos Totais (mg/l) Notas: 1 O valor referente a amostra do efluente bruto coletado no dia 9 de junho, 4,49E+04, não foi mostrado no gráfico para evitar distorção na escala.

157 154 A tabela 40 e o gráfico da figura 58 apresentam os resultados das análises referentes ao ph, os quais sofreram pouca variação no período. Tabela 40 Resultado das análises de ph Data Efluente Bruto Tratado 20/05/10 7 7,13 10/02/11 6,95 7,44 24/02/11 6,85 7,13 10/03/11 1-7,26 24/03/01 7,12 8,3 31/03/11 7,22 7,58 14/04/11 6,98 7,35 28/04/11 7,31 7,76 12/05/11 7,38 7,28 26/05/11 7,22 7,35 09/06/11 2-7,51 30/06/11 7,08 7,21 Média 7,11 7,44 Nota: 1 No dia 10/03 não foi feita análise de ph no efluente bruto. 2 No dia 09/06 não foi possível realizar análise do efluente bruto em virtude da grande quantidade de sólidos em suspensão na amostra. 3 Análises feitas pelo método Potenciométrico. Figura 58 - Resultado das análises de ph A tabela 41 e o gráfico da figura 59 apresentam os resultados das análises referentes à Escherichia coli. Os resultados de Coliformes Termotolerantes estão apresentados na tabela 42 e na figura 60.

158 155 Tabela 41 - Resultados das análises de E. Coli (NMP/100ml) Data Efluente Redução Bruto Tratado (unidades log) 10/02/11 1,30E+08 2,50E /02/11 1,16E+07 6,49E /03/11 1,14E+07 6,13E /03/11 1,99E+07 1,72E /03/11 1,30E+07 6,13E /04/11 2,42E+07 1,73E /04/11 1,55E+07 8,66E /05/11 9,80E+06 1,99E+06-09/06/11 4,88E+07 2,42E /06/11 6,91E+07 1,30E+07 - Média Geométrica 2,37E+07 2,51E+06 1 Nota: 1 Análises feitas pelo método SMEWW9223B. Figura 59 Resultados das análises de E. Coli (NMP/100ml) Tabela 42 - Resultados das análises de Coliformes Termotolerantes (UFC/100ml) Data Efluente Redução Bruto Tratado (unidades log) 20/05/10 7,60E+06 6,90E+06-10/02/11 4,80E+07 2,30E /02/11 2,40E+07 3,50E /03/11 3,50E+07 5,00E /03/01 1,80E+07 3,00E /03/11 2,80E+07 5,00E /04/11 3,00E+07 2,00E /04/11 6,70E+06 5,00E /05/11 7,90E+06 3,70E+06 -

159 156 Tabela 42 Continuação 09/06/11 1,02E+08 3,00E /06/11 7,80E+08 4,20E+06 2 Média Geométrica 2,82E+08 1,12E+07 1 Figura 60 Resultados das análises de Coliformes Termotolerantes (UFC/100ml) Tanto no caso de se adotar como indicador de patógenos a Escherichia coli como no caso que o indicador adotado sejam os Coliformes Termotolerantes, os resultados indicam que o tratamento utilizado, fossa séptica seguida de filtro anaeróbio de fluxo ascendente, não seria capaz de, individualmente, proporcionar um nível de segurança adequado para irrigação irrestrita ou mesmo para irrigação restrita. Entretanto, se forem adotadas outras medidas de precaução, como as listadas no quadro 2 (ver 2.3.6), é possível atingir uma redução complementar de 10 5 a 10 6, recomendada pela OMS para irrigação irrestrita. Caso o efluente fosse utilizado para irrigação restrita, a redução complemantar necessária seria de 10³. Quanto à recomendação sugerida pela equipe do PROSAB, apresentada na tabela 13 (ver 2.3.5), os resultados de Coliformes Termotolerantes indicam que o efluente somente poderia ser utilizado associado à irrigação subsuperficial. No caso específico da pesquisa, a probabilidade de haver contaminação do fruto é muito baixa, tendo em vista o milho cresce afastado do solo (KEIRATA et al., 2010a). Segundo a OMS quando se pratica irrigação por sulcos os maiores riscos são para os trabalhadores rurais, que trabalham na área irrigada. Contudo, estes riscos podem ser minimizados com a utilização de calçados e luvas (WHO, 2006).

160 157 A tabela 43 apresenta de forma reduzida a média dos resultados das análises feitas nos efluentes bruto e tratado, com as respectivas eficiências obtidas. Tabela 43 Média 1 dos resultados das análises feitas nos efluentes bruto e tratado. Parâmetro Efluente Bruto Tratado Eficiência Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) % Demanda Química de Oxigênio (DQO) % Sólidos Suspensos Totais (SST) % Sólidos Dissolvidos Totais (SDT) 2,42E+03 2,60E+03-10,98% Sólidos Totais (ST) 6,31E+03 2,64E+03 11% Potencial Hidrogeniônico (ph) 7,11 7,44 Fósforo Total 13,3 7,38 24% Nitrogênio Amoniacal % Nitrato 2 - Nitrito 2 - Condutividade Elétrica 2-4,30E+03 Coliformes Termotolerantes 2,82E+08 1,12E+07 90% Escherichia coli 2,37E+07 2,51E+06 90% Notas: 1 Média aritmética dos resultados, a exceção de Coliformes Termotolerantes e Escherichia coli, cujos resultados apresentados referem-se à média geométrica. 2 Nitrito e Nitrato, bem como a Condutividade Elétrica, somente foram analisados no efluente bruto. Em relação ao cultivo propriamente dito, a figura 61 mostra que germinação foi desigual nas duas metades da linha de plantio, tendo havido maior densidade na primeira metade do que na segunda. Isto pode ter ocorrido por ineficiência na aplicação do efluente, que foi feita separadamente para as duas metades, comprovando que sem a aplicação do efluente nas condições climáticas ocorridas durante o período de plantio, pouca chuva, típico da região semiárida; não teria havido crescimento do plantio. Figura 61 Vista da área plantada com milho.

161 158 O pouco crescimento ocorrido na segunda metade dos sulcos levou a que fossem selecionados pontos para análise do solo na área irrigada situados apenas na primeira metade. A figura 62 mostra o resultado da irrigação, a espiga do milho, cujo tamanho foi da ordem de 23cm. Vale ressaltar que não foi aplicado ao cultivo nenhum tipo de adubo, tais como os recomendados pelo Laboratório de Análises de Solo e Água, 50Kg/ha de Fósforo (P 2 O 5 ) e 40Kk/ha de Nitrogênio (N) (ver laudo de análise de solo no anexo A). Considerando os dados das tabelas 28, duração das fases, e 30, QTN, tem-se que a média ponderada da taxa de aplicação de esgoto durante o plantio foi de 14,4mm por turno de rega, o que equivale a 14,4L/m². Considerando também que foram utilizados três sulcos de 0,30x30m, perfazendo um área molhada de 27m² e que durante o período do cultivo, cerca de 4 meses, houve rega a cada dois dias, perfazendo um total de 60 aplicações, têm se que foram aplicados no experimento L de esgoto. Figura 62 Espiga de milho Para uma concentração média de Nitrogênio Amoniacal no efluente tratado de 108mg/L, têm-se que foram aplicados ao solo, e deixado de lançar ao rio, 2,52Kg, o que equivale a aproximadamente 933Kg/ha. Para uma concentração média de Fósforo no efluente tratado de 7,38mg/L, têm-se que foram aplicados ao solo, e deixado de lançar ao rio, 172g, o que equivale a aproximadamente 64Kg/ha. De acordo com dados da EMBASA relativos ao período de out/10 a set/11 a cidade de Sto. Antônio têm um consumo médio mensal de

162 m³, o que, considerando um coeficiente de retorno de 0,8, resulta em uma geração de esgoto de 3.469m³, suficiente para irrigar uma área de 241ha de milho, a uma taxa média de 14,4L/m². Desta forma, caso toda a cidade fosse atendida por sistemas de tratamento simplificado, de baixo custo, como a Fossa Séptica associada a um Filtro Anaeróbio de Fluxo Ascendente, deixariam de ser lançados ao rio, anualmente, cerca de 375Kg de Nitrogênio Amoniacal e 26Kg de Fósforo. Como não houve retenção do efluente infiltrado nos drenos, não foram realizadas coletas de efluentes nos pontos 3 e 4, indicados na figura 49, o que impossibilitou a realização de análises no efluente infiltrado no solo de modo a avaliar a ação deste meio, juntamente com o milho, sobre o efluente. Por conseguinte, para avaliar eventuais alterações no solo devido à ação do esgoto infiltrado, foram realizadas análises de solo em três pontos, sendo um fora da área irrigada (S), para servir de referência, e outros dois dentro da área irrigada (I1 e I2), nos sulcos. Em todos os três pontos, foram coletadas amostras contendo no mínimo 1Kg de solo nas profundidades de 0 a 10cm e de 40 a 50cm. As análises de solo foram feitas no laboratório da CETREL, compreendendo os seguintes parâmetros: a) Demanda Química de Oxigênio (DQO); b) Potencial Hidrogeniônico (ph); c) Fósforo Total; d) Nitrogênio Amoniacal; e) Nitrato; f) Nitrito. Os resultados das análises realizadas entre 0 e 10cm estão apresentados na tabela 44 e os resultados das análises realizadas entre 40 e 50cm na tabela 45. Tabela 44 Resultado das análises de solo entre 0 e 10cm. Parâmetro Unidade Método de Análise Ponto de Coleta S0 I1 0 I2 0 DQO 1 mg/kg Fósforo Total 2 mg/kg SMEWW, 21ªed. Part NO3 E <40 <40 <40 Nit. Amoniacal 1 mg/kg SMEWW, 21ªed. Part. 4500NH3 F <0, Nitrato 1 mg/kg SMEWW, 21ªed. Part NO3 E <0, Nitrito 1 mg/kg SMEWW, 21ªed. Part N org <0,1 <0,1 <0,1 ph 1 - SMEWW, 21ªed. Part. 4500H 6,7 6 5,8 Nota: 1 Ensaio realizado no extrato aquoso de uma solução 1:10. 2 Abertura da amostra em bomba Parr.

163 160 Tabela 45 Resultado das análises de solo entre 40 e 50cm. Parâmetro Unidade Método de Análise Ponto de Coleta S 40 I1 40 I2 40 DQO 1 mg/kg Fósforo Total 2 mg/kg SMEWW, 21ªed. Part NO3 E <40 <40 <40 Nit. Amoniacal 1 mg/kg SMEWW, 21ªed. Part. 4500NH3 F <0,5 <0,5 0,9 Nitrato 1 mg/kg SMEWW, 21ªed. Part NO3 E <0,5 17 2,6 Nitrito 1 mg/kg SMEWW, 21ªed. Part N org <0,1 <0,1 <0,1 ph 1 - SMEWW, 21ªed. Part. 4500H 7,6 7,1 7,7 Nota: 1 Ensaio realizado no extrato aquoso de uma solução 1:10. 2 Abertura da amostra em bomba Parr. Os resultados apresentados na tabela 44 mostram que não houve um aumento significativo dos teores de matéria orgânica no solo em função da aplicação do esgoto. Em um dos pontos analisados, I1, o aumento da DQO foi de apenas 3,6% e no outro ponto analisado, I2, houve redução de 9,3%. Comparando-se os resultados para profundidade entre 40 e 50cm, apresentados na tabela 44, o aumento da DQO no ponto I1 em relação ao ponto de referência, S, foi de 6,8%, enquanto que no ponto I2 houve uma redução de 57,2%. Analisando-se os resultados em relação à diferença de profundidade, os resultados relativos ao ponto tomado como referência, S, indicam uma diminuição do teor de matéria orgânica de 4,4%, superior a que ocorreu no ponto I1, 1,2%. No outro ponto, I2, a diminuição do teor foi de muito superior a ocorrida nos demais pontos, 57,8%. De acordo com Feigin e outros (1991 apud DUARTE et al., 2008), muitas vezes os efluentes secundários contêm altas concentrações de nitrogênio orgânico, o qual é susceptível a decomposição microbiana do solo, que o transforma em compostos inorgânicos simples disponíveis às plantas, como a amônia e o nitrato. Os microrganismos heterotróficos do solo utilizam os compostos orgânicos que contêm nitrogênio como fonte de energia, mineralizando assim a matéria orgânica. Segundo Artiola e Pepper (1992 apud FOSNSECA, 2001) a umidade constante do solo provocada pela irrigação, em associação com altas temperaturas, promove uma rápida mineralização do material orgânico adicionado ao solo. Além da concentração de nitrogênio, as concentrações de carbono nos efluentes secundários também favorecem a proliferação da biota do solo que, por sua vez, transforma o nitrogênio orgânico em nitrogênio assimilável às plantas. Fonseca (2001), estudando a disponibilidade de Nitrogênio, alterações nas características químicas do solo e do milho irrigado com efluente tratado, constatou a rápida mineralização da matéria orgânica nos solos irrigados com esgoto tratado.

164 161 Em relação aos teores de Fósforo Total, os resultados da tabela 44 não mostraram diferença entre o ponto de referência, S, e os demais, I1 e I2. Os resultados da tabela 45 também indicaram que em nenhum dos pontos houve variação do teor de Fósforo Total em função da profundidade. Estes resultados indicam que o Fósforo foi todo absorvido pelas plantas ou lixiviado a profundidades superiores a da coleta. Ambas as situações são atípicas, pois a mobilidade do Fósforo no solo é muito restrita em razão de sua forte retenção por óxidos do solo (principalmente de Fe, Al e Mn) e minerais de argila (MARQUES et al., 2003). A possibilidade de lixiviação é mais remota, pois solos do tipo do franco-argiloso, como o do local do plantio, caracterizam-se por terem baixa capacidade de infiltração (FONSECA, 2005). Segundo Fonseca (2001), a quantidade de Fósforo adicionada ao solo pela irrigação com efluentes domésticos normalmente não tem sido excessiva. Entretanto, aumentos nos teores deste elemento têm sido comuns em sistemas agrícolas, bem como em pastagens e florestas, principalmente na camada superficial do solo. No que refere-se a Nitrogênio Amoniacal, os resultados da tabela 44 mostram um aumento significativo, e semelhante, dos teores nos pontos que foram submetidos à irrigação, em relação ao ponto de referência, onde o limite de detecção do método de análise utilizado não foi ultrapassado. Analisando os resultados apresentados na tabela 45, observa-se que os teores do ponto de referência, S, não sofrem alteração com a profundidade. Nos pontos que foram submetidos à irrigação o teor ou foi inferior ao limite de detecção, ponto I1, tal como no ponto de referência ou foi pouco superior a este, I2, indicando em ambas as situações que a ação do efluente na profundidade entre 40 e 50cm já não é significativa. A diminuição no teor de Nitrogênio Amoniacal pode ter sido devida à volatização ou a absorção pelo cultivo ou ainda por adsorção pelas partículas de argila do solo (USEPA, 2006). Os resultados das análises de Nitrato da tabela 44 mostram um aumento significativo dos teores nos pontos que foram submetidos à irrigação, tal como os de Nitrogênio Amoniacal, em relação ao ponto de referência, onde o limite de detecção do método de análise utilizado não foi ultrapassado. Entretanto, o teor no ponto I2 foi mais do que o dobro do verificado no ponto I1. O aumento do teor de Nitrato indica que houve nitrificação do

165 162 Nitrogênio Amoniacal contido no efluente aplicado, já que não foram detectadas concentrações significativas de Nitrato no efluente. Os resultados da tabela 45 também mostram aumento no teor de Nitrato nos pontos que foram submetidos à irrigação em relação ao ponto de referência, onde o limite de detecção do método de análise utilizado não foi ultrapassado. Comparando-se os resultados das tabelas 44 e 45, observa-se que no ponto I1 os teores nas duas profundidades analisadas são semelhantes, indicando que não teria acontecido absorção pelo cultivo, sendo todo o Nitrato lixiviado. Segundo Schlascha e outros (1979 apud FONSECA, 2001) e Smith e Bond (1999 apud FONSECA, 2001) a lixiviação é devida ao excesso de nutrientes aportado pelo efluente em relação à quantidade requerida pelas plantas. Entretanto, os resultados do ponto I2 mostram que houve uma redução da ordem de 94%, o que poderia ser indicativo de absorção pelas plantas ou denitrificação (USEPA, 2006). Comparando-se os resultados relativos à Nitrogênio Amoniacal com os relativos a Nitrato observa-se que nos pontos que foram submetidos à irrigação, os resultados não indicam transformação do Nitrogênio Amoniacal do solo em Nitrato com o aumento da profundidade, fenômeno conhecido como nitrificação (MELO et al., 2000; USEPA, 2006). Em relação aos teores de Nitrito, em nenhum dos pontos analisados foram detectados teores acima do limite de detecção dos métodos utilizados para realizar as análises. Os resultados das análises referentes a ph, apresentados na tabela 44, mostram que houve uma ligeira redução, semelhante, nos pontos que foram submetidos à irrigação, I1 e I2, em relação ao ponto de referência, S. Os resultados mostrados na tabela 45, indicam que em todos os pontos houve aumento em relação aos resultados observado na superfície, mostrados na tabela 44. Entretanto, os resultados dos pontos que foram submetidos à irrigação foram semelhantes ao observado no ponto de referência. De acordo com Bauwer e Idelovitch (1987 apud FONSECA, 2001) e Carvalho e outros (2005) não seria de esperar alterações no ph do solo em virtude da capacidade tampão que o solo tem. Entretanto Vasquez-Montiel e outros (1996 apud FONSECA, 2001) observaram redução no ph em solo cultivado com milho e irrigado com efluente tratado. Os autores creditaram esta redução a nitrificação ocasionada pela adição de fertilizante nitrogenado. Segundo Bouwer e Chaney (1974 apud FONSECA, 2001), em solos onde há aplicação de resíduos biodegradáveis, como o esgoto doméstico, mediante a degradação destes resíduos

166 163 pelos microorganismos, pode haver diminuição no valor do ph devido a produção de CO 2 e ácidos orgânicos.

167 CONCLUSÃO E RECOMENDAÇÕES O objetivo desta pesquisa foi avaliar a eficiência do reúso agrícola, associado a um sistema de tratamento simplificado e de baixo custo de implantação e operação, como estratégia de redução da poluição de rios localizados em regiões semiáridas. Para tanto, parte do esgoto da cidade de Sto. Antônio, distrito de São Domingos, situado em região do Estado da Bahia, que é lançado no rio Jacuípe, sem tratamento, foi desviada para um sistema de tratamento composto de fossa séptica seguida de filtro anaeróbio de fluxo ascendente. O efluente tratado foi utilizado em um sistema de irrigação superficial, composto por sulcos nivelados, onde foi plantado milho. Embaixo da linha de plantio foram assentados drenos subterrâneos com o propósito de coletar o efluente infiltrado, de modo a poder analisálo e avaliara a influência do sistema solo-planta na remoção de nutrientes e de matéria orgânica. A alta taxa de evaporação, característica das regiões semiáridas, aliada ao fato de que os drenos terem sido assentados embaixo da linha de plantio e não dos sulcos, pode ter sido a causa da não retenção pelos drenos do efluente infiltrado, o que impossibilitou a análise direta do efluente e posterior comparação com os resultados das análises do efluente tratado para verificar o efeito do solo em uma eventual melhoria da qualidade do efluente. Isto levou a que se procedesse análise do solo, de modo a tirar-se conclusões sobre a eficácia do reúso agrícola na retenção de matéria orgânica e na remoção do Nitrogênio Amoniacal e do Fósforo contido no efluente tratado. No que refere-se eficiência do reúso agrícola na retenção de matéria orgânica, os resultados não mostraram aumento significativo da DQO na área irrigada, indicando que esta pode ter sido mineralizada e portanto sido retida pelo solo. Os resultados mostraram aumento significativo dos teores de Nitrogênio Amoniacal na superfície da área irrigada, os quais, na profundidade de 50cm, ou não foram detectados ou o foram em teor muito baixo, próximo do limite de detecção da análises. Isto indica que o sistema solo planta foi capaz de remover todo o Nitrogênio Amoniacal contido no esgoto. Em relação à eficiência do reúso agrícola na remoção Fósforo, os resultados não mostraram aumento deste elemento na área irrigada, indicando que a quantidade aplicada foi absorvida pelo cultivo, sendo portanto retida no sistema solo-planta.

168 165 Na região semiárida onde os rios ou são intermitentes ou têm seu volume de água bastante reduzido nas épocas de seca, muito freqüentes nesta região, a adoção do reúso agrícola, associado a sistemas de tratamento simplificado de baixo custo, como o sistema Fossa-Filtro, pode ser uma estratégia a ser adotada para solucionar o problema de falta de tratamento do efluente oriundo das cidades situadas nesta região, a maioria de pequeno porte, nas quais, de outra maneira, dificilmente terão seus esgotos tratados, tendo em vista que quanto menor for o volume disponível para diluição dos esgotos, maior a exigência de eficiência no tratamento e quanto maior for esta eficiência, maiores serão os custos de implantação e operação dos sistemas de tratamento. Este benefício do ponto de vista sanitário e ambiental faz com o reúso agrícola, associado a um sistema de tratamento simplificado, como o formado pelo conjunto Fossa- Filtro, possa ser uma ferramenta a ser utilizada na Gestão dos Recursos Hídricos, que no Brasil é regida pela Política Nacional de Recursos Hídricos, estabelecida pela Lei de Apesar de não explicitado na referida lei, a prática do reúso agrícola associado a sistemas simplificados de tratamento pode intervir em três dos cinco instrumentos previstos na lei Política Nacional de Recursos Hídricos, estabelecida pela Lei de 2007, que são a outorga dos direitos de uso de recursos hídricos; a cobrança pelo uso de recursos hídricos e o enquadramento dos corpos de água em classes, segundo os usos preponderantes da água. Segundo o artigo 11 da lei 9.433/97, o regime de outorga de direitos de uso de recursos hídricos tem como objetivos assegurar o controle quantitativo e qualitativo dos usos da água e o efetivo exercício dos direitos de acesso à água. No artigo 12 da referida lei, é dito que o lançamento em corpo de água de esgotos e demais resíduos líquidos ou gasosos, tratados ou não, com o fim de sua diluição, transporte ou disposição final está sujeito a outorga pelo Poder Público. Como o reúso agrícola, associado a um sistema de tratamento simplificado, mostrou-se capaz de remover os nutrientes e a matéria orgânica contida nos efluentes, com a adoção desta estratégia não é necessário reservar um volume de água para proceder à diluição dos efluentes, liberando este volume para outros usos, o que possibilita a ampliação dos usuários. Como a água é um recurso escasso, que pode ser usado para diversas finalidades, tais como abastecimento humano, dessedentação animal, irrigação, indústria, geração de energia elétrica, preservação ambiental, paisagismo, lazer, navegação, etc; muitas vezes, esses usos

169 166 podem ser concorrentes, acontecendo de um uso impossibilitar o outro, o que pode provocar conflitos entre os setores usuários. No que tange à cobrança, o artigo 20 da Lei 9.433/97 diz que todos os usos de recursos hídricos sujeitos a outorga, nos termos do artigo 12, serão cobrados. Segundo o artigo 21 desta lei, na fixação dos valores a serem cobrados pelo uso dos recursos hídricos devem ser observados, dentre outros, o volume lançado e seu regime de variação e as características físico-químicas, biológicas e de toxidade do afluente, nos lançamentos de esgotos e demais resíduos líquidos ou gasosos. Como os resultados da pesquisa mostraram que os nutrientes e a matéria orgânica foram removidos, não houve lançamento, ainda que indireto, no rio, não cabendo, portanto, a cobrança pelo volume de efluente tratado. Quanto ao enquadramento, a lei 9.433/97, no artigo 9 diz que este visa assegurar às águas qualidade compatível com os usos mais exigentes a que forem destinadas e diminuir os custos de combate à poluição das águas, mediante ações preventivas permanentes. Os resultados mostraram que reúso agrícola, associado a um sistema de tratamento simplificado, pode ser uma estratégia de ação preventiva permanente de diminuição dos custos de combate à poluição das águas. Além dos benefícios ambientais, há também um benefício econômico, resultante da produção agrícola que de outra forma, contando somente com as chuvas, é incerta e, geralmente, baixa. Entretanto, os resultados também evidenciaram os riscos do reúso agrícola, sendo um deles o potencial de salinização do solo devido à utilização de efluentes domésticos urbanos, como mostraram os resultados de Condutividade Elétrica e de Sólidos Dissolvidos que indicam que o efluente tratado tem uma restrição severa de aplicação conforme os padrões de qualidade da água para irrigação, estabelecidos por Ayers e Westcot. O grande potencial de provocar salinização requer um monitoramento mais freqüente do solo, através dos resultados de análises de Percentual de Sódio Trocável (PST) e Condutividade Elétrica do extrato de solução, de modo a poder constar-se a efetiva salinização do solo. Outro risco evidenciado pelos resultados foi a formação de Nitratos, decorrente da nitrificação do Nitrogênio Amoniacal contido no efluente aplicado. Um dos resultados das

170 167 análises mostrou que o teor de Nitrato permaneceu constante como aumento da profundidade, indicando que pode haver transporte deste elemento para as águas do rio quando houver uma chuva de grande intensidade. Como foram poucos os pontos e as profundidades analisadas, recomenda-se que sejam realizadas coletas de material para análise em mais pontos e em outras profundidades de modo a avaliar se realmente há lixiviação do Nitrato. Como não houve retenção do efluente infiltrado nos drenos subterrâneos assentados embaixo da linha de plantio, deve se alterar o posicionamento e/ou as profundidades dos drenos de modo a coletar o efluente e realizar análises em meio líquido para avaliar a influência do sistema solo-planta na remoção de nutrientes e de matéria orgânica. Outras estratégias para coleta do efluente infiltrado no solo podem ser tentadas. Tendo em vista que a literatura sugere que os custos de implantação e operação de sistemas anaeróbios de tratamento de esgoto, como o Fossa-Filtro utilizado na pesquisa, são baixos, recomenda-se que sejam realizados estudos econômicos para comparar os custos de implantação e operação de sistemas de tratamento como estes, associados aos custos de implantação e operação dos sistemas de irrigação; com as receitas advindas da produção obtida na área irrigada com efluentes. Considerando que eventuais receitas advindas da produção obtida na área irrigada com efluentes depende da compra por parte da população, recomenda-se que sejam realizados estudos visando avaliar a eventuais restrições da população sobre produtos irrigados com efluentes.

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