I PÓS-TRATAMENTO DE EFLUENTES DE REATORES ANAERÓBIOS EM LAGOAS DE ALTA TAXA DE PRODUÇÃO DE ALGAS

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1 I072 PÓSTRATAMENTO DE EFLUENTES DE REATORES ANAERÓBIOS EM LAGOAS DE ALTA TAXA DE PRODUÇÃO DE ALGAS Jean Ricardo da Silva do Nascimento (1) Engenheira Civil pela Universidade Federal do Piauí. Mestrando em Recursos Hídricos e Saneamento Ambiental pelo Instituto de Pesquisas Hidráulicas da UFRGS (IPH/UFRGS). Luis Olinto Monteggia Engenheiro CivilMecânico. Mestre em Engenharia de Recursos Hídricos e Saneamento Ambiental (IPH/UFRGS). Doutor em Engenharia de Meio Ambiente pela Universidade de Newcastle/UK. Atualmente é professor adjunto do IPH/UFRGS. Rodrigo José Gomes Técnico em Hidrologia pelo Instituto de Pesquisas Hidráulicas da UFRGS. Bolsista de apoio técnico na área de Saneamento do IPH/UFRGS PROSAB. FOTOGRAFIA NÃO DISPONÍVEL Endereço (1) : Instituto de Pesquisas Hidráulicas/UFRGS Av. Bento Gonçalves, 9500 CEP: Caixa Postal Tel: (51) / Fax: (51) jeanr@if.ufrgs.br e jean_ricardo@zipmail.com.br RESUMO O póstratamento de efluente de um reator anaeróbio de fluxo ascendente (RAFA), alimentado por esgoto doméstico, foi conduzido a um sistema de lagoas. O sistema foi constituído por três lagoas de alta taxa de produção de algas onde os principais objetivos do póstratamento foi a remoção da matéria orgânica remanescente, remoção de bactérias patogênicas, nutrientes e proposição de parâmetros operacionais para polimento final do efluente. Os principais fatores ambientais que afetaram a performance das lagoas de alta taxa foram: intensidade e duração da luz solar e temperatura da água, sendo a luminosidade determinantes da produtividade de algas fotossintéticas, responsáveis pela produção de oxigênio e alterações físicoquímicos e, a temperatura relacionada ao tempo de detenção hidráulico necessário para estabilização da matéria orgânica e decaimento de patogênicos. As variáveis de projeto das lagoas estudadas foram profundidades e carga de aplicação superficial as quais podem ser manipuladas para atingir níveis de eficiência satisfatórios. As profundidades testadas foram 30, 45 e 60 cm, mantendose a velocidade de mistura em 0,10 m/s. As cargas de aplicação volumétrica foram determinadas em função de valores de tempos de detenção hidráulico de 3, 6 e 9 dias. PALAVRASCHAVE: Póstratamento de Efluente de RAFA, Lagoas de Alta Taxa de Produção de Algas, Remoção de Coliformes Fecais, Remoção de Nutrientes. INTRODUÇÃO O suprimento de água de boa qualidade, tratamento e disposição final de águas residuárias resultantes do uso da água nas mais diferentes atividades industriais e agrícolas ocupa atualmente posição importante para o desenvolvimento sustentável, ou seja, não apenas em termos econômicos mas principalmente pela disponibilidade de mananciais superficiais ou subterrâneos de boa qualidade e quantidade satisfatórias para uma melhor qualidade de vida que se deve oferecer às populações atuais e futuras. Certas tecnologias de tratamento podem empregar simultaneamente diferentes operações de tratamento, dentre as quais podemos destacar o processo de Lagoas de Estabilização. Nessa modalidade pode ocorrer de forma simultânea a remoção de sólidos suspensos (sedimentação), degradação da matéria orgânica solúvel e particulada por processos biológicos aeróbios, anóxicos ou anaeróbios, por processos químicos de oxidação/ precipitação, além do decaimento/ morte de organismos patogênicos. Diversas tecnologias de tratamento de esgotos sanitários podem ser empregadas, obedecendo, via de regra, a que melhor der um custo de investimento para implantação, operação e manutenção relativamente baixo além de ter que se portar de acordo com a legislação ambiental vigente na região. ABES Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 1

2 No Brasil há um tendência muito forte no emprego de Lagoas de Estabilização devido ao fato de haver disponibilidade de terras com baixo valor por hectare, condições climáticas favoráveis, investimento inicial baixo pois resumese basicamente em despesa de terraplenagem e compactação de diques, um custo operação/ manutenção baixo e consumo de energia para bombeamento e eventualmente iluminação da lagoa. Embora já se conheçam varias formas para o póstratamento de efluente de reatores anaeróbios, a proposição desse trabalho visa oferecer alternativa vantajosa para póstratamento visto que a demanda de área em lagoas de alta taxa pode ser menor que as demais modalidades de Lagoas de Estabilização. Esta pesquisa está inserida no Programa Nacional de Saneamento Básico (PROSAB) que com apoio financeiro da FINEP, CNPq, CAPES e CAIXA ECONÔMICA FEDERAL. As etapas experimentais deste trabalho foram realizadas junto a estação de tratamento de esgotos sanitários da CORSAN localizada no bairro Parque da Matriz, região metropolitana de Porto Alegre RS. MATERIAIS E MÉTODOS O experimento foi composto por três lagoas operadas em paralelo. O trabalho foi dividido em três condições operacionais com duração média de dois meses cada, caracterizadas em função do tempo de detenção hidráulico. A velocidade longitudinal nas lagoas foi mantida em 0,10 m/s para garantia de adequada mistura. Na primeira condição operacional usouse um tempo de detenção de 9 dias nas lagoas 1, 2 e 3, com profundidades de 60, 45 e 30 cm, respectivamente. Na segunda e terceira condição operacional, foram testados tempos de detenção hidráulico de 6 e 3 dias, respectivamente. O monitoramento teve por objetivo determinar a eficiência das unidades de tratamento em termos de remoção da matéria orgânica, nutrientes e microrganismos patogênicos. As características do esgoto domestico e efluente do RAFA encontramse apresentados nas Tabelas 1. Tabela 1: Valores médios do desempenho do reator anaeróbio. Parâmetros Unidade Afluente Efluente Temperatura ºC Vazão L/min 825 ph 7,2 7,1 Alcalinidade mg CaCO 3 /L Sól. Susp.Tot. mg/l Sól.Susp.Vol. mg/l DQO mgdqo/l DQO filtrada mg DQO/L ,0 Nitrito mg NO 2 3 N/L 2,4 0,9 Nitrato mg NO 2 N/L 0,8 5,1 Fosfato mg PO 4 P/ L 6,7 3,1 Sulfato mg/ L 42,8 42,7 NTK mg/ L 54,4 50,7 Amônia mg NH 3 N/L 45,8 36,5 Col. total NMP/100 ml 5,1E+07 6,3E6 Col. fecais NMP/100 ml 4,8E+06 4,0E6 As unidades experimentais foram implantadas junto ao reator anaeróbio (RAFA) e operadas de forma contínua no período de julho de 1999 a janeiro de Foram utilizados impulsores mecânicos de eixo horizontal acionados por moto/redutores e inversores de freqüência. O nível de água em cada uma das unidades foi controlado por vertedores triangulares de saída com alturas variáveis. A área superficial ocupada pelas três lagoas era de 134 m², com dimensões de 12,00 m de comprimento por 4,00 m de largura total e 0,80 m de altura. ABES Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 2

3 As amostras eram coletadas nas saídas de cada uma das três lagoa e nos pontos de entrada/saída do reator, duas vezes por semana para analises de alcalinidade, ph, sólidos, coliformes, NTK, amônia, nitritos, nitratos, fosfatos, sulfatos, clorofila a, DQO e turbidez. Também, durante as coletas, eram feitas tomadas de penetração da luz com um disco de Secchi. As determinações físicoquímicas e biológicas foram realizados de acordo com as recomendações do Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, Foram feitos também perfis ph, oxigênio dissolvido, alcalinidade e temperatura em intervalos de hora em hora no interior da massa líquida das lagoas durante o dia, e de duas em duas horas durante a noite com o objetivo de se observar as variações ao longo do ciclo diário de 24 horas. RESULTADOS E DISCUSSÃO São apresentados os resultados médios obtidos das eficiências alcançadas dandose ênfase na remoção de matéria orgânica, organismos patogênicos e nutrientes para três condições operacionais de 9, 6 e 3 dias, propostas para este trabalho. ph No decorrer deste trabalho, os valores de ph apresentados pelo efluente das lagoas foram superiores aos valores de ph observadas no afluente da mesma. Observouse também que o ph medido durante o período de estudo nas lagoas não apresentou variação significativa (Tabela 3) para a faixa de valores de tempo de detenção hidráulico estudado. No entanto, os perfis realizados ao longo das 24 horas do dia mostraram oscilações acentuadas para este parâmetro entre o período diurno e noturno, confirmando assim estudos feitos por Silva & Mara (1979). Segundo estes autores, o CO 2 pode diminuir muito durante as horas claras do dia, quando a atividade fotossintética das algas supera a respiração das bactérias. Como conseqüência, há uma elevação do ph nestas horas devido à dissociação dos íons de bicarbonatos em dióxido de carbono (principal fonte de carbono para as algas) e íons de hidroxilas (responsável pela alteração do ph). A lagoa 3 operada com a menor lâmina de água (30 cm), além de ter apresentado os maiores valores de ph, foi também a que mais sofreu oscilações no ph com a luminosidade (Figura 1). 10,5 9,5 Aflu. ph 8,5 7,5 6,5 10:15 14:00 18:03 21:57 02:20 06:00 10:00 t (h) Figura 1: Perfil do ph para TDH = 3 dias (Jan/99). Alcalinidade Os valores das concentrações de alcalinidades afluente e efluente nas lagoas encontramse apresentados na Tabela 3. Observase que reduções na alcalinidade provavelmente está relacionado à nitrificação da amônia e ao consumo de bicarbonatos e CO 2 pelas algas durante o processo de fotossíntese. Vale ressaltar que as coletas foram feitas nos horários da manhã, quando as lagoas já se encontravam em atividade fotossintética. Assim como o ph, a alcalinidade também sofreu alterações ao longo do ciclo diário de 24 horas, conforme visualizado na Figura 2. Esta variação da alcalinidade ao longo do dia devese em parte à atividade fotossintética das algas que assimilam o carbono inorgânico para síntese de novas células. A faixa de variação para observado para a concentração de alcalinidade nas condições operacionais de 9, 6 e 3 dias respectivamente, foram entre mg/l; mg/l e mg/l (lagoa 1), mg/l; mg/l e mg/l (lagoa 2) e mg/l; mg/l e mg/l (lagoa 3). ABES Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 3

4 Tabela 3: Resultado dos parâmetros estudados para as condições operacionais de 9, 6 e 3 dias. Resultados Médios Parâmetros TDH = 9 dias (06/07 20/09t/1999) THD = 6 dias (21/09 19/12/1999) THD = 3 dias (21/12/ /01/2000) ph Alcalin.(mg CaCO 3 /L) SST ST SV Turbidez (UNT) DQO DQOfiltr. (mgo 2 /L) Carga DQO (K go 2 /d) Afluente Efluente Coli.fecal Coli. total NTK NH 3 N/ NO 2 N/ NO 2 3 N PO 4 P SO 4 Temp. (ºC) Secchi (cm) Clorofila (µg/l) Afl , ,44 70,57 2,1x10 6 6,3x ,29 30,92 1,43 0,22 3,65 45,57 17,0 0,51 0,17 1,6x10 4 1,6x ,92 23,76 0,78 8,71 3,03 47,13 17,0 16,0 0,36 0,12 6,5x10 4 1,6x ,74 6,01 2,66 8,78 2,08 40,33 17,0 16,0 0,24 0,10 6,8x10 4 2,8x ,70 8,89 2,14 11,16 2,69 46,31 16,0 16,0 *Unidades em mg/ L exceto para Coliformes que é dado em NMP/ 100mL Efluente Afl. Efluente Afl. Efluente L 1 L 2 L 3 L 1 L 2 L 3 L 1 L 2 L ,75 7,09 7,78 8,06 8,69 7,08 7,92 8,14 8,24 172,29 86,89 106,48 259,06 182,06 147,29 144,14 290,99 190,90 173,83 158, ,52 165,99 173,26 175,62 213,17 196,20 222,86 179,21 213,16 222,95 245,74 56,55 55,82 67,88 91,10 75,09 75,86 91,10 75,22 82,96 85,25 86,69 1,85x10 6 5,56x ,82 34,11 1,61 1,79 4,99 42,26 20,5 0,79 0,34 2,99x10 5 2,51x ,13 23,02 5,23 2,72 5,12 46,14 20,4 18,4 1728,47 0,58 0,26 8,52x10 4 8,33x ,04 13,57 3,80 5,16 4,53 44,00 20,5 18,6 1922,14 0,40 0,21 2,99x10 4 1,34x ,90 7,44 2,13 4,51 3,81 42,85 20,4 17,0 1729,06 3,65x10 6 5,08x ,09 44,44 5,05 0,54 4,96 40,19 26,3 1,60 0,74 1,54x10 6 3,74x ,48 31,95 0,88 0,84 4,08 49,12 25,9 12,2 2342,63 1,20 0,57 5,86x10 5 4,31x ,65 23,82 1,23 0,73 4,27 44,48 26,1 12,7 2335,88 0,80 0,39 1,64x10 5 1,95x ,09 15,77 3,48 0,69 3,82 45,52 26,0 11,6 2228,88 ABES Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 4

5 Alc. (mgcaco 3/L) Aflu :00 19:00 23:00 03:00 07:00 11:00 t (h) Figura 2: Perfil de Alcalinidade para TDH = 3 dias (Jan/99). Eficiência de remoção de DQO O valor da DQO total afluente nas lagoas no período em estudo, apresentou valor médio de 172,76 mg/l e variação entre 37,63400,26 mg/l. As concentrações efluente de DQO Total apresentaram grandes variações, ocorrendo em certos casos, valores superiores ao afluente. Estas concentrações no efluente final das lagoas devem ser atribuídas em grande parte à presença de algas. Este aumento pode ser explicado, segundo Catunda et al, (1994), pela atividade fotossintética nas lagoas segundo a equação: CO 2 + H 2 O! Novas células + O 2 equação (1) Está equação mostra que a produção de oxigênio, necessariamente é acompanhada por produção novas células de algas. O aumento da biomassa algal leva a uma menor eficiência na remoção de DQO. Entretanto, a presença de algas no efluente das lagoas de alta taxa não significa que o efluente seja de má qualidade pois é matéria viva e por isso não deve ser considerada como poluente. Portanto a remoção das algas do efluente só se fará necessária se houver uma exigência legal para se reduzir mais ainda os sólidos e DQO. Provavelmente foi pelo motivo mencionado acima que a eficiência (%) na remoção da carga de DQO total apresentou valores negativos com elevada freqüência ao longo do experimento. Este sistema de tratamento pode vir a ser atrativo na remoção de DQO desde que se elimine a influencia das algas no efluente final. Estes valores apresentados sugerem uma boa relação de tempos de detenção hidráulico maiores que 3 dias (Figura 3), temperatura e altura útil sobre a eficiência do processo. No geral, os melhores valores de eficiência ficou para lagoas operadas com TDH igual a 9 dias. A Figura 3 apresenta a correlação entre carga removida e tempos de detenção hidráulico. Observase boa relação entre carga orgânica removida e tempo de detenção hidráulico para as lagoas com altura útil de 45 e 60 cm. Entretanto, não foi observada correlação para a altura útil de 30 cm. Provavelmente a algas exerceram influência negativa nesta lagoa. 60% C arga rem ovida 50% 40% 30% y1 = 0,0141x1 + 0,4157 R2 = 0,7207 Linear () Linear () Linear () y2 = 0,0155x2 + 0,4101 R2 = 0,9961 y3 = 0,0008x3 + 0,4286 R2 = 0, TD H Figura 3: Relação de carga rem de DQO txf. (%) em função do TDH. ABES Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 5

6 Biomassa Algal Os valores médios de concentração de clorofila a em relação às diferentes condições operacionais apresentaram variações consideráveis nas três lagoas (Tabela3). Notase por estes valores médios que, a medida que diminui o tempo de detenção hidráulico ocorre um aumento na concentração de clorofila a. Este acréscimo nas concentrações de clorofila a, com tempos de detenções inferiores a 9 dias pode está provavelmente relacionado a uma maior disponibilidade afluente de nutrientes no meio líquido e condições climáticas favoráveis. Isto vem confirmar estudos reportados por diversos autores sobre este aumento da biomassa algal. Analisandose a Figura 4 observase a produção de oxigênio ao longo das horas claras do dia, resultado da elevada atividade fotossintética das algas. Observase também nesta figura que a lagoa 3 foi a que apresentou a maior produção de oxigênio. Isso provavelmente se deve à maior concentração de algas, menor carga orgânica aplicada e menor profundidade útil. O.D. (mg/l) :00 12:00 15:00 19:00 23:00 03:00 07:00 10:00 t (h) Figura 4: Perfil de oxigênio dissolvido para TDH = 3 dias (Dez/99). Coliformes fecais Considerandose as lagoas como completamente misturadas, calculouse as taxas de decaimento bacteriano, através da equação: N efl /N afl =1/(1+K b * t) equação (2) Está equação segue o modelo de cinética de primeira ordem, Marais (1974). Os valores para as concentrações de coliformes totais e fecais encontramse apresentadas na Tabela 3. Cabe aqui ressaltar que os valores de K b, calculados para estas concentrações, TDH igual a 9 dias está baseado em reduzido número de observações o que reduz a confiabilidade dos resultados. 120% 100% % removida de col. fecal 80% 60% 40% 20% y1 = 0,0256x1 + 0,7046 R 2 = 0,6563 y 2= 0,0376x2 + 0,5982 R 2 = 0,9182 y 3= 0,0195x3 + 0,7662 R 2 = 0,9621 Linear () Linear () Linear () 0% TDH Figura 5: % removido de coliformes fecais em função do TDH. ABES Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 6

7 Analisandose a Figura 5 observouse uma estreita relação (cada ponto obtido pela média das médias) do TDH e profundidade com a eficiência na remoção de coliformes fecais assegurado por R 2 elevados nas três lagoas. Assim sendo, conseguese uma redução significativa para coliformes fecais quando as lagoas eram operadas com tempo de detenção superior a 6 dias. No entanto, a Tabela 3 mostra também que para TDHs iguais a 3 e 6 dias conseguiuse remoções de coliformes fecais superiores a 99%. A observação destes valores elevados para a eficiência de remoção permitem supor que a remoção de coliformes não está única e exclusivamente ligada ao TDH mas a um conjunto de fatores físicos, físicoquímicos e ambientais, tais como: temperatura, estação do ano, luz solar, fotossíntese, oxigênio dissolvido e ph, carga orgânica. Eficiência na remoção de NTK As três lagoas apresentaram uma boa performance na remoção de NTK. Os valores apresentados na Tabela 3 mostram que, à medida que se diminui o tempo de detenção hidráulico a eficiência na remoção deste parâmetros é afetada. Remoção de concentração de amônia Sendo o afluente utilizado de natureza preponderantemente anaeróbia, explicase os elevados valores de amônia no afluente das lagoas (Tabela 3). A oxidação da amônia nas lagoas foi diretamente influenciado pelo valor do TDH. Os valores médios de eficiência para as condições operacionais de 9, 6 e 3 dias, respectivamente, foram de 13,8 28,6 mgnh 3 N/L; 7,637,9 mgnh 3 N/L e 16,856,0 mgnh 3 N/L (lagoa 1), 1,216,3 mgnh 3 N/L; 4,327,8 mgnh 3 N/L e 13,225,5 mgnh 3 N/L (lagoa 2) e de 0,618,7 mgnh 3 N/L; 0,617,8 mgnh 3 N/L e 8,939,8 (lagoa 3). Novamente podese observar a influência do TDH na performance do sistema. Outros fatores que podem ter contribuído para a remoção da amônia foram o ph e temperatura. A amônia em phs acima de 9,3 (8,6 a 30ºC) está predominantemente na sua forma não dissociada, NH 3, e se desprende da fase líquida (volatilização). Este desprendimento de amônia ocorre mais rapidamente quando se desprendem bolhas de oxigênio da fase líquida devido a supersaturação ocorrida durante a fotossíntese. E também, segundo Arceivala (1981), em condições de alta taxa de fotossíntese, a elevada produção algal contribui com o consumo direto de NH 3 pelas algas. Esta observação feita por Arceivala (1981) também pode ajudar a explicar diminuição na concentração da alcalinidade nas lagoas. Os valores mais elevados na remoção de amônia foram observados nas lagoas 2 e 3 operadas com TDH igual a 9 dias. Cabe observar que a lagoa 1 só veio apresentar uma boa eficiência quando operada com TDH igual a 6 dias, provavelmente devido temperaturas e phs superiores à condição operacional de 9 dias. Concentração de nitratos Corroborando os resultados apresentados para eficiência de remoção de amônia, as concentrações de nitratos, em relação ao afluente, elevaramse significamente nas três lagoas para as condições operacionais de 9 e 6 dias. Foi observada reduzida oxidação de NH 3 para TDH igual a 3 dias, valores apresentados Tabela 3. Remoção de fósforo Provavelmente, o mecanismo de incorporação de fósforo a biomassa algal deve ter sido o principal fator de remoção neste sistema. Esta suspeita devese à baixa remoção alcançada nas lagoas pois, se a precipitação do fósforo tivesse sido prevalecida neste sistema, as eficiências de remoção teriam sido superiores. Estudos apresentados por Mara e colaboradores (1992), relatam que a precipitação de fósforo iniciase com ph 8,2, e para cada uma unidade do ph acima deste valor, a concentração de fósforo decresce de um fator 10. Como pode ser observado no trabalho, os valores médios de ph iguais ou superiores a 8,2 ocorreram, mesmo que moderadamente, nas lagoas 2 e 3, para condições operacionais de 3 e 6 dias e, eventualmente, na lagoa 1. Assim sendo, não era de se esperar grandes eficiências de remoção de fósforo pelo mecanismo de precipitação. 3 Comparandose os valores de remoção de PO 4 com os obtidos para NO 3 e SO 2 4 podese constatar que os íons nitratos e sulfatos dissolvidos (formas oxidadas de N e S, respectivamente) apresentam um comportamento bastante diferente do íon fosfato dissolvido. Enquanto que os íons nitrato e sulfato só aparecem em ambiente estritamente aeróbios, o mesmo não ocorre com o fosfato. Comparandose com as concentrações dos íons fosfatos apresentadas neste trabalho podese observar que as concentrações mais elevadas encontramse nos afluentes das lagoas. ABES Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 7

8 As faixas de remoções para este parâmetro nas condições operacionais de 9,6 e 3 dias, respectivamente, foram de 2,5; 3,0 e 16,42 % (lagoa 1), 36,5; 15,3 e 12,8 % (lagoa 2) e, 21,4; 23,1 e 21,8 % (lagoa 3). Por estes valores apresentados, observase que a eficiência na lagoa 3 não foi afetada diretamente pelo TDH. Sólidos Neste experimento, a elevação de sólidos foi bastante marcada pela presença de algas nas lagoas. Observase um aumento na concentração de clorofila a com a diminuição do TDH. Provavelmente este incremento na concentração de algas, representada aqui pela concentração de clorofila a, foi que ocasionou a elevação dos sólidos no efluente das lagoas. As faixas de acréscimo nos valores de sólidos suspensos totais para as condições operacionais de 9, 6 e 3 dias, respectivamente, foram de 6,5; 51,3 e 128% (lagoa 1), 26,3; 43,6 e 93,0 % (lagoa2) e, 16,4; 44,4 e 111% (lagoa 3). Como pode ser observado nos valores acima a elevada concentração de algas no efluente nas lagoas pode vir a ser um grande problema se for exigido a redução de sólidos no efluente final. CONCLUSÕES De um modo geral, o póstratamento de efluente de reatores anaeróbios por lagoas de alta taxa de produção de algas mostrouse atraente. Os valores alcançados na remoção de patogênicos na lagoa 1 ficaram em torno de 93,7598,79%; 16,3698,76% e 10,0097,94%, para a lagoa 2 foram de 78,7598,59%; 61,4399,67% e 98,59% e, para a lagoa 3 as remoções foram de 87,5099,64%; 34,0099,98% e 68,5799,69%. Para remoção de DQO dissolvida nas condições operacionais de 9, 6 e 3 dias, respectivamente, obtevese as faixa de 55,73%; 46,97% e 47,30% na lagoa 1, 55,10%; 49,96% e 45,82% na lagoa 2 e 43,39%; 39,83% e 43,88% na lagoa 3. A remoção de nitrogênio total de Kjeldahl ficou entre 19,69%; 22,36% e 19,37% na lagoa 1, 55,98%; 39,31% e 19,42% na lagoa 2 e, na lagoa 3 48,63%; 48,26% e 36,87% para as condições operacionais de 9, 6 e 3 dias, respectivamente. Se a remoção de matéria orgânica solúvel é um alvo a ser atingida neste sistema, fazse necessário remoção de algas, por serem matéria orgânica particulada contida no efluente das lagoas, afim de se evitar uma provável eutrofização e demanda de oxigênio no corpo receptor. Os resultados levaram a concluir que quanto maior o tempo de detenção hidráulico e profundidade útil das lagoas, maior será a remoção de matéria orgânica. A eficiência de remoção de coliformes fecais neste sistema não atingiu os altos valores reportados para a maioria das lagoas rasas. Se a remoção de patogênicos é desejada neste sistema, convém observar os valores para os parâmetros ph, penetração da luz solar, carga orgânica aplicada, oxigênio dissolvido, tempo de detenção hidráulico e, indiretamente a profundidade útil. A combinação deste conjunto de parâmetros pode influenciar de maneira direta na eficiência do sistema. No entanto esta observação é um pouco precoce uma vez que, para atender o cronograma de trabalho, as condições operacionais de 3, 6 e 9 dias foram de curta duração, não contemplando um ciclo anual completo para atingir todas as estações climáticas observadas em regiões subtropicais. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS 1. ARCEIVALA, S. J Wastewater treatment and disposal. Marcel Dekker, NeW York, 892 p 2. MARA, D. D.; MILLS, S. W.; PEARSON, H. W.; ALABASTER, G. P Waste stabilization ponds: a viable alternative for small community treatment systems. J. JWEM, v. 6. p MARAIS, G. V. R Feacal bacteria kinetics in stabilization ponds. Journal Environmental Engr. Div. ASCE, v. 100, n. 1, p ROSE, P. D., MAART, B. A.; DONN, K. M.; ROWSWELL, R. A. & BRITZ, P High Rate Algal Oxidation Ponding for the treatment of Tannery effluents. Wate Science and Technology. v. 33, n. 7, p SHELEF, G & AZOV, Y High rate oxidation ponds. The Israeli experience. Water Science Technology, v. 19. n. 12, p SILVA, S. A. & MARA, D. D Tratamento biológicos de águas residuárias: lagoas de estabilização. Rio de Janeiro, ABES. 140 p. 7. VON SPERLING, Marco. 1996, Princípios de tratamento biológicos de águas residuárias. Minas Gerais, Departamento de engenharia sanitária e ambiental; Universidade Federal de Minas Gerais. v.3., 134 p. ABES Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 8