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UNIVERSIDADE DE SÃO PAULO
ESCOLA DE ENGENHARIA DE SÃO CARLOS
DEPARTAMENTO DE HIDRÁULICA E SANEAMENTO
ADRIANA CRISTINA POLI MIWA
Avaliação do funcionamento do sistema de tratamento de
esgoto de Cajati, Vale do Ribeira de Iguape (SP), em
diferentes épocas do ano
São Carlos
2007
i
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Adriana Cristina Poli Miwa
Avaliação do funcionamento do sistema de tratamento de
esgoto de Cajati, Vale do Ribeira de Iguape (SP), em
diferentes épocas do ano
Tese apresentada à Escola de Engenharia
de São Carlos, da Universidade de São
Paulo, como parte dos requisitos para a
obtenção do título de Doutor em Hidráulica e
Saneamento.
Orientadora: Profa. Tit. Maria do Carmo Calijuri
São Carlos
2007
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iii
iv
Dedico este trabalho ao Douglas W.
Miwa pela compreensão, paciência e
amor por todos estes anos...
v
AGRADECIMENTOS
À prof
a
Dr
a
Maria do Carmo Calijuri por todo carinho, dedicação, respeito, amizade e
confiança, com quem trabalhei também na Iniciação Científica e Mestrado. Obrigada pelos
muitos ensinamentos de pesquisa e de vida.
Ao Departamento de Hidráulica e Saneamento (SHS) pela oportunidade da convivência com
profissionais de diversas áreas e pelos ensinamentos. Aos funcionários do SHS,
especialmente à Sá, Pavi, Rose, Flavia, Fernanda, pela paciência, ensino, dedicação e
amizade.
À FAPESP, pelo auxílio financeiro do Projeto Temático (02/13449-1) e pela bolsa de
doutorado concedida (03/06796-0), imprescindíveis para a realização desta pesquisa.
À Prof
a
Dr
a
Maria Bernadete A. Varesche e a Prof
a
Dr
a
Rosana Filomena Vazoller pelas
contribuições e amizade.
Ao Dr Erick Kellner pelas contribuições de engenheiro e amizade.
Aos Prof. Dr
Otávio H. Thiemann (IFSC) e Dr
Emanuel Carrilho (IQSC) pela ajuda com a
Eletroforese. E também à Susana Sculaccio, funcionária do IFSC, pela ajuda com a
eletroforese, amizade e compreensão.
À Luci Aparecida Queiroz pelos ensinamentos, amizade, horas de lazer e pelos cafezinhos.
Além das análises de clorofila...
Ao Rogério Herlon pela amizade e auxílio no desenvolvimento de artigos...
À Dr
a
. Patrícia Bortoletto de Falco e Prof. Dr. André Cordeiro Alves dos Santos, pela análise
da comunidade fitoplanctônica e ensinamentos.
Aos pesquisadores do laboratório BIOTACE: Juliana, Roseli, Patrícia, André, Rogério,
Simone, Ive, Ana Flavia, Davi, Caroline, Natália, Paulo, Adriana.
vi
À equipe de coleta de campo: Waldomiro Antonio Filho (Mirinho) e José Roberto Maramarque
(Betão), com a incrível experiência de campo; Benedito Patracon (Benezinho), Roseli,
Juliana, Lara, Kátia, Luci, César, Tunico........... Sem vocês a realização deste trabalho não
teria sido possível.
À Juliana e Roseli pelas análises físicas e químicas em conjunto, além da amizade e boa
convivência.
Aos alunos de iniciação científica, Davi, César, Natalia, que ao tentar ensiná-los algo, aprendi
muito. E também aos alunos de iniciação científica da Universidade de Santo Amaro
(UNISA), que participaram do projeto temático.
Ao Sr. Helio e sua família, pela recepção e cafezinhos no laboratório de campo, montado em
seu sítio.
À Sabesp de Cajati e de Registro, principalmente ao Sr. Osvaldo Beltrame, pelo auxílio ao
ceder a área de estudo, oferecer ajuda laboratorial e recursos humanos, além de dados de
monitoramento da ETE.
À Fernanda Marciano pelos ensinamentos de análises estatísticas.
A todos os amigos, que contribuíram direta ou indiretamente nesta pesquisa, companheiros
de churrascos, passeios, academia, enfim, sem vocês os momentos importantes de distração
seriam impossíveis.
À Juliana Moccellin, pela amizade, confiança, carinho, compreensão, auxílio, revisão de
abstract. Obrigada por tudo. Sem você não haveria momentos de distração na academia e na
padaria, nem desabafos...
À minha família Francisco (Bertinho), Célia, Alexandre, Fernando, Satyro e agora também a
Andreza pelos momentos de descontração e apoio. E ao Yank pelos momentos de diversão...
Por último, mas em primeiro lugar, ao Douglas, por sempre estar ao meu lado, pela
paciência, por contribuir com os ensinamentos de vida e pesquisa, e por sempre me dar a
força e energia necessária para tudo.
vii
SUMÁRIO
Lista de Figuras...........................................................................................................................i
Lista de tabelas...........................................................................................................................v
Resumo....................................................................................................................................viii
Abstract......................................................................................................................................ix
1. Introdução.............................................................................................................................1
2. Objetivos...............................................................................................................................4
3. Revisão bibliográfica............................................................................................................5
3.1. Lagoas de estabilização..........................................................................5
3.2. Principais transformações bioquímicas...................................................9
3.3. Biomoléculas.........................................................................................13
3.4. Microrganismos.....................................................................................15
3.4.1. Comunidade bacteriana................................................15
3.4.2. Comunidade fitoplanctônica..........................................17
4. Material e métodos.............................................................................................................20
4.1. Área de estudo......................................................................................20
4.2. Dados climatológicos............................................................................23
4.3. Coleta prévia e batimetria.....................................................................25
4.4. Dados operacionais..............................................................................26
4.5. Amostragens.........................................................................................27
4.6. Variáveis físicas e químicas..................................................................30
4.7. Variáveis bioquímicas...........................................................................32
4.8. Variáveis biológicas..............................................................................32
4.9. Análise estatística.................................................................................34
5. Resultados e Discussão.....................................................................................................36
5.1. Dados climatológicos............................................................................37
5.2. Coleta prévia e batimetria.....................................................................39
5.3. Dados operacionais..............................................................................45
5.4. Avaliação do funcionamento do sistema e variação das características
físicas, químicas e biológicas do efluente final.....................................47
5.5. Dinâmica das variáveis físicas e químicas em lagoas de
estabilização.........................................................................................61
5.6. Dinâmica de biomoléculas (proteínas, carboidratos e lipídeos) em
lagoas de estabilização.......................................................................102
5.7. Dinâmica de variáveis biológicas em lagoas de estabilização............124
6. Conclusões.......................................................................................................................148
viii
7. Recomendações...............................................................................................................154
8. Referências bibliográficas................................................................................................156
Apêndice I – Fotos do sistema de tratamento de esgoto sanitário do município de Cajati -
SP...........................................................................................................................................176
Apêndice II – Protocolo de extração de proteínas..................................................................183
Apêndice III – Testes de SDS-PAGE.....................................................................................185
Apêndice IV – Comunidade fitoplanctônica............................................................................190
ix
LISTA DE FIGURAS
Figura 1 - Localização do município de Cajati, Baixo Ribeira de Iguape – SP........................21
Figura 2 - Estação de Tratamento de Esgoto (ETE) de Cajati – SP........................................22
Figura 3 - Planta da lagoa anaeróbia (ETE Cajati)...................................................................24
Figura 4 - Planta da lagoa facultativa (ETE Cajati)..................................................................25
Figura 5 - Diagrama de amostragem temporal (sazonal e nictemeral) e espacial (longitudinal
e vertical) na ETE Cajati......................................................................................28
Figura 6 - Esquema geral do sistema de tratamento de esgoto de Cajati – SP, com as
respectivas estações de coleta...........................................................................29
Figura 7 - Precipitação acumulada (mm) e Temperatura média do ar (oC) durante o período
de setembro de 2004 a agosto de 2005 na região de Jacupiranga, Vale do
Ribeira, SP..........................................................................................................37
Figura 8 - Velocidade dos ventos (m.s-1) em Jacupiranga, Vale do Ribeira (SP), nos períodos
de amostragem....................................................................................................39
Figura 9 – Esquema de amostragem nas lagoas anaeróbia (LA) e facultativa (LF) em
outubro/03...........................................................................................................40
Figura 10 - Perfis térmicos (0C) e de condutividade ((S.cm-1) em diferentes pontos na lagoa
anaeróbia da ETE Cajati – SP.............................................................................40
Figura 11 - Perfis de oxigênio dissolvido (mg.L-1) e pH em diferentes pontos na lagoa
anaeróbia da ETE Cajati – SP.............................................................................41
Figura 12 - Perfis de temperatura (0C), condutividade ((S.cm-1), oxigênio dissolvido (mg.L-1)
e pH em diferentes pontos na lagoa facultativa da ETE Cajati – SP..................42
Figura 13 - Mapa batimétrico da lagoa anaeróbia na ETE de Cajati – SP...............................44
Figura 14 - Depósito de sedimento presente na lagoa anaeróbia, ETE Cajati – SP...............44
Figura 15 - Mapa batimétrico da lagoa facultativa, ETE Cajati – SP........................................45
Figura 16 – Porcentagem de sólidos suspensos orgânicos e inorgânicos (%) nas diferentes
amostragens no afluente bruto, efluente da lagoa anaeróbia e efluente final.....52
Figura 17 – Análise de agrupamento (cluster) nas diferentes estações de amostragem
relacionadas às variáveis abióticas da ETE Cajati nos meses outubro e
janeiro..................................................................................................................58
Figura 18 - Análise de agrupamento (cluster) nas diferentes estações de amostragem
relacionadas às variáveis abióticas da ETE Cajati nos meses abril e
julho.....................................................................................................................59
Figura 19 - Análise de agrupamento (cluster) nas diferentes estações de amostragem
relacionadas à densidade fitoplanctônica na ETE Cajati nos meses outubro e
janeiro..................................................................................................................60
i
Figura 20 - Análise de agrupamento (cluster) nas diferentes estações de amostragem
relacionadas à densidade fitoplanctônica na ETE Cajati nos meses abril e
julho.....................................................................................................................61
Figura 21 - Profundidade do Disco de Secchi e Zona eufótica nas lagoas anaeróbia e
facultativa na ETE Cajati – SP. ..........................................................................63
Figura 22 - Perfis térmicos na lagoa anaeróbia nas diferentes amostragens na ETE
Cajati...................................................................................................................64
Figura 23 - Perfis térmicos na lagoa facultativa nas diferentes amostragens na ETE
Cajati...................................................................................................................65
Figura 24 - Perfis de oxigênio dissolvido (mg.L-1) na lagoa anaeróbia nas diferentes
amostragens na ETE Cajati.................................................................................67
Figura 25 - Perfis de oxigênio dissolvido (mg.L-1) na lagoa facultativa nas diferentes
amostragens na ETE Cajati.................................................................................69
Figura 26 - Alcalinidade (mg.L-1) nas diferentes profundidades e horários na lagoa anaeróbia
da ETE Cajati. ....................................................................................................75
Figura 27 - Alcalinidade (mg.L-1) nas diferentes profundidades e horários na lagoa facultativa
da ETE Cajati. ....................................................................................................76
Figura 28 - Demanda Química de Oxigênio (mg.L-1) nas diferentes profundidades e períodos
de amostragens na lagoa anaeróbia na ETE Cajati. ..........................................80
Figura 29 - Demanda Química de Oxigênio (mg.L-1) nas diferentes profundidades e períodos
de amostragens na lagoa facultativa na ETE Cajati. ..........................................80
Figura 30 - Nitrogênio total (mg.L-1) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens
na lagoa anaeróbia na ETE Cajati. .....................................................................82
Figura 31 - Nitrogênio total (mg.L-1) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens
na lagoa facultativa na ETE Cajati. ....................................................................82
Figura 32 - Nitrogênio amoniacal (mg.L-1) nas diferentes profundidades e períodos de
amostragens na lagoa anaeróbia da ETE Cajati. ...............................................84
Figura 33 - Nitrogênio amoniacal (mg.L-1) nas diferentes profundidades e períodos de
amostragens na lagoa facultativa da ETE Cajati. ...............................................84
Figura 34 - Nitrato (mg.L-1) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens na
lagoa anaeróbia da ETE Cajati. ..........................................................................86
Figura 35 - Nitrato (mg.L-1) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens na
lagoa facultativa da ETE Cajati. .........................................................................86
Figura 36 - Fósforo total (mg.L-1) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens
na lagoa anaeróbia na ETE Cajati. .....................................................................90
Figura 37 - Fósforo total (mg.L-1) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens
na lagoa facultativa na ETE Cajati. ....................................................................90
ii
Figura 38 - Ortofosfato (mg.L-1) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens na
lagoa anaeróbia na ETE Cajati. ..........................................................................91
Figura 39 - Ortofosfato (mg.L-1) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens na
lagoa facultativa na ETE Cajati. .........................................................................91
Figura 40 - Sólidos suspensos orgânicos (mg.L-1) nas diferentes profundidades e períodos
de amostragens na lagoa anaeróbia na ETE Cajati. ..........................................93
Figura 41 - Sólidos suspensos orgânicos (mg.L-1) nas diferentes profundidades e períodos
de amostragens na lagoa facultativa na ETE Cajati. ..........................................93
Figura 42 - Sólidos suspensos inorgânicos (mg.L-1) nas diferentes profundidades e períodos
de amostragens na lagoa anaeróbia na ETE Cajati. ..........................................94
Figura 43 - Sólidos suspensos inorgânicos (mg.L-1) nas diferentes profundidades e períodos
de amostragens na lagoa facultativa na ETE Cajati. ..........................................94
Figura 44 – Análise de agrupamento (cluster) com estações da lagoa anaeróbia nas
diferentes amostragens na ETE Cajati..............................................................100
Figura 45 - Análise de agrupamento (cluster) com estações da lagoa facultativa nas
diferentes amostragens na ETE Cajati..............................................................101
Figura 46 - Proteína (mg.L-1) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens na
lagoa anaeróbia na ETE Cajati. ........................................................................103
Figura 47 - Proteína (mg.L-1) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens na
lagoa facultativa na ETE Cajati. .......................................................................103
Figura 48 - Carboidrato (mg.L-1) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens na
lagoa anaeróbia na ETE Cajati. ........................................................................105
Figura 49 - Carboidrato (mg.L-1) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens na
lagoa facultativa na ETE Cajati. .......................................................................105
Figura 50 – Lipídeo (mg.L-1) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens na
lagoa anaeróbia na ETE Cajati. ........................................................................106
Figura 51 - Lipídeo (mg.L-1) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens na
lagoa facultativa na ETE Cajati. .......................................................................106
Figura 52 – Porcentagem (%) de proteína (P), carboidrato (C), lipídeo (L) e outros (O) em
relação à DQO na lagoa anaeróbia na ETE Cajati............................................108
Figura 53 - Porcentagem (%) de proteína (P), carboidrato (C), lipídeo (L) e outros (O) em
relação à DQO na lagoa facultativa na ETE Cajati...........................................109
Figura 54 - Análise de agrupamento (cluster) com estações da lagoa anaeróbia nas
diferentes amostragens na ETE Cajati..............................................................113
Figura 55 - Análise de agrupamento (cluster) com estações da lagoa facultativa nas
diferentes amostragens na ETE Cajati..............................................................114
iii
Figura 56 - Eletroforese em gel de poliacrilamida com dodecil sulfato de sódio (SDS-PAGE)
em outubro/04 às 8h (a) e às 2h (b) na ETE Cajati – SP..................................123
Figura 57 - Eletroforese em gel de poliacrilamida com dodecil sulfato de sódio (SDS-PAGE)
em abril/05 às 8h (a) e às 14h (b) na ETE Cajati – SP.....................................123
Figura 58 - Clorofila (103(g.L-1) nas diferentes profundidades e amostragens na lagoa
anaeróbia na ETE Cajati. .................................................................................125
Figura 59 - Clorofila (103(g.L-1) nas diferentes profundidades e amostragens na lagoa
facultativa na ETE Cajati. .................................................................................125
Figura 60 - Densidade fitoplanctônica (106 cel.mL-1) nas diferentes profundidades e
amostragens na lagoa anaeróbia na ETE Cajati. .............................................127
Figura 61 - Densidade fitoplanctônica (106 cel.mL-1) nas diferentes profundidades e
amostragens na lagoa facultativa na ETE Cajati. .............................................127
Figura 62 – Análise de agrupamento (cluster) das estações da lagoa anaeróbia na ETE
Cajati................................................................................................................129
Figura 63 - Análise de agrupamento (cluster) das estações da lagoa facultativa na ETE
Cajati.................................................................................................................131
Figura 64 - Hibridação in situ fluorescente (FISH) com DAPI das amostras do afluente bruto
(a), lagoa anaeróbia (b), lagoa facultativa (c) e efluente final (d) na ETE Cajati às
8h em outubro/04..............................................................................................142
Figura 65 – Bactérias com polifosfatos na coloração com DAPI em abril/05 na ETE Cajati
(lagoa facultativa)..............................................................................................142
Figura 66 – Porcentagem de células bacterianas hibridadas (%) às 8h nas diferentes
amostragens......................................................................................................144
Figura 67 - Porcentagem de células bacterianas hibridadas (%) às 2h nas diferentes
amostragens......................................................................................................145
iv
LISTA DE TABELAS
Tabela 1 - Dados de projeto da Estação de Tratamento de Esgoto de Cajati – SP................23
Tabela 2 – Dias e horários das amostragens na ETE Cajati – SP. .........................................27
Tabela 3 – Variáveis físicas e químicas com respectivos métodos utilizados e referências....31
Tabela 4 - Características das sondas de oligonucleotídeos e respectivas referências..........34
Tabela 5 - Protocolo de hibridação utilizado na técnica de FISH. ...........................................34
Tabela 6 - Protocolo de lavagem utilizado na técnica de FISH. ..............................................34
Tabela 7 – Precipitação diária (mm) no dia anterior e nos dias de coleta na ETE Cajati........38
Tabela 8 – Vazão (m3.d-1) e carga orgânica (kgDBO5.d-1) estimados para a ETE Cajati.....46
Tabela 9 – Crescimento populacional nos municípios do Vale do Ribeira de Iguape (SP) ....47
Tabela 10 – Média* ± desvio padrão das variáveis obtidas no afluente bruto (AFB), efluente
da lagoa anaeróbia (ELA) e efluente final (EFF) na ETE Cajati - SP..................48
Tabela 11 – Média* ± desvio padrão (mg.L-1) das variáveis obtidas no afluente bruto (AFB),
efluente da lagoa anaeróbia (ELA) e efluente final (EFF) com as respectivas
eficiências de redução (%) da lagoa anaeróbia (EFIC LA), da facultativa (EFIC
LF) e do sistema (EFIC SIS) na ETE Cajati. ......................................................51
Tabela 12 – Média* ± desvio padrão das variáveis obtidas no afluente bruto, efluente da
lagoa anaeróbia e efluente final com as respectivas eficiências de redução da
lagoa anaeróbia, da facultativa e do sistema na ETE Cajati. .............................54
Tabela 13 – Valores de Wilks’ Lambda para testar a eficiência de cada lagoa do sistema de
tratamento para as variáveis abióticas................................................................57
Tabela 14 – Valores de Wilks’ Lambda para testar a eficiência de cada lagoa do sistema de
tratamento para densidade fitoplanctônica..........................................................57
Tabela 15 - Radiação Solar Fotossinteticamente Ativa ((E.m-2.s-1) (RSFA) disponível para as
lagoas anaeróbia e facultativa da ETE Cajati às 8h e 14h em outubro/04, janeiro,
abril e julho/05.....................................................................................................62
Tabela 16 - Valores de pH em diferentes horários e nas profundidades sub-superfície (S),
meio da coluna de água (M) e interface água-sedimento (F) nas lagoas
anaeróbia (LA) e facultativa (LF) na ETE Cajati em diferentes amostragens.....70
Tabela 17 - Condutividade elétrica ((S.cm-1) nos diferentes horários nas lagoas anaeróbia
(LA) e facultativa (LF) na ETE Cajati - SP. .........................................................74
Tabela 18 - Dióxido de carbono total (CO2) (mg.L-1) nos diferentes horários e períodos de
amostragens na ETE Cajati – SP. ......................................................................77
Tabela 19 – Bicarbonato (HCO3-) (mg.L-1) nos diferentes horários e períodos de
amostragens na ETE Cajati – SP. ......................................................................78
v
Tabela 20 - Carbonato (CO3-2) (mg.L-1) nos diferentes horários e períodos de amostragens
na ETE Cajati – SP. ............................................................................................79
Tabela 21 - Nitrito (µg.L-1) nas diferentes profundidades das lagoas anaeróbia e facultativa
nos horários 8h, 14h, 20h e 2h na ETE Cajati - SP. ...........................................87
Tabela 22 – Valores de Wilks’ Lambda para as diferentes amostragens, horários e
profundidades testando as variáveis físicas e químicas.....................................96
Tabela 23 – Variáveis selecionadas na análise de componentes principais (ACP) para cada
amostragem testando as variáveis físicas e químicas na lagoa anaeróbia........97
Tabela 24 - Variáveis significativas na análise de componentes principais (ACP) para cada
amostragem testando as variáveis físicas e químicas na lagoa facultativa........99
Tabela 25 – Valores de Wilks’ Lambda para as diferentes amostragens, horários e
profundidades testando as variáveis proteína, carboidrato e lipídeo. ..............112
Tabela 26 – Coeficiente de regressão (r2) entre as variáveis físicas e químicas com
proteínas, carboidratos e lipídeos na sub-superfície (S), meio (M) e fundo (F) da
lagoa anaeróbia na ETE Cajati em outubro/04.................................................115
Tabela 27 – Coeficiente de regressão entre as variáveis físicas e químicas com proteínas,
carboidratos e lipídeos na sub-superfície (S), meio (M) e fundo (F) da lagoa
anaeróbia na ETE Cajati em janeiro/05.............................................................116
Tabela 28 – Coeficiente de regressão entre as variáveis físicas e químicas com proteínas,
carboidratos e lipídeos na sub-superfície (S), meio (M) e fundo (F) da lagoa
anaeróbia na ETE Cajati em abril/05.................................................................116
Tabela 29 – Coeficiente de regressão entre as variáveis físicas e químicas com proteínas,
carboidratos e lipídeos na sub-superfície (S), meio (M) e fundo (F) da lagoa
anaeróbia na ETE Cajati em julho/05................................................................117
Tabela 30 – Coeficiente de regressão entre as variáveis físicas e químicas com proteínas,
carboidratos e lipídeos na sub-superfície (S), meio (M) e fundo (F) da lagoa
facultativa na ETE Cajati em outubro/04...........................................................117
Tabela 31 – Coeficiente de regressão entre as variáveis físicas e químicas com proteínas,
carboidratos e lipídeos na sub-superfície (S), meio (M) e fundo (F) da lagoa
facultativa na ETE Cajati em janeiro/05............................................................118
Tabela 32 – Coeficiente de regressão entre as variáveis físicas e químicas com proteínas,
carboidratos e lipídeos na sub-superfície (S), meio (M) e fundo (F) da lagoa
facultativa na ETE Cajati em abril/05................................................................118
Tabela 33 – Coeficiente de regressão entre as variáveis físicas e químicas com proteínas,
carboidratos e lipídeos na sub-superfície (S), meio (M) e fundo (F) da lagoa
facultativa na ETE Cajati em julho/05................................................................119
vi
Tabela 34 - Abundância relativa (%) dos grupos, gêneros e espécies de organismos
fitoplanctônicos na ETE Cajati em outubro/04..................................................132
Tabela 35 - Abundância relativa (%) dos grupos, gêneros e espécies de organismos
fitoplanctônicos na ETE Cajati em janeiro/05....................................................133
Tabela 36 - Abundância relativa (%) dos grupos, gêneros e espécies de organismos
fitoplanctônicos na ETE Cajati em abril/05........................................................134
Tabela 37 - Abundância relativa (%) dos grupos, gêneros e espécies de organismos
fitoplanctônicos na ETE Cajati em julho/05.......................................................136
vii
RESUMO
Miwa, A. C. P. Avaliação do funcionamento do sistema de tratamento de esgoto
de Cajati, Vale do Ribeira de Iguape (SP), em diferentes épocas do ano. 194p.
Tese (Doutorado) – Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São
Paulo, São Carlos, 2007.
Esta pesquisa foi desenvolvida na Estação de Tratamento de Esgoto de Cajati, onde o
tratamento é realizado por lagoas de estabilização com sistema australiano. Em amostragens
de variação nictemeral e sazonal, observou-se estratificação térmica nas duas lagoas, sendo
que esta foi mais acentuada em abril. Em todos os períodos, a coluna de água esteve
homogênea às 2h e 8h e estratificada às 14h e 20h. A estratificação térmica resultou na
estratificação química (pH e oxigênio dissolvido), sendo que ambas as lagoas foram divididas
em dois compartimentos: superior, com maiores temperaturas, pH e oxigênio dissolvido, e
outro inferior, com comportamento contrário. A lagoa anaeróbia apresentou concentrações de
oxigênio dissolvido de aproximadamente 10,0 mg.L
-1
, o que resulta em funcionamento
inadequado também foi confirmado pelos resultados de clorofila nesta lagoa, que foram
semelhantes aos da facultativa e atingiram até 3,5x10
3
µg.L
-1
em abril e julho. Além disso, as
concentrações de nutrientes e coliformes foram baixas no afluente bruto em relação às
obtidas na literatura. Os valores de pH estiveram altos para lagoas de estabilização, com
máxima de 12,17 em janeiro. Apenas em abril, o pH esteve menor (6,84-9,86), condizente
com a literatura e adequado para fermentação anaeróbia. O menor pH e maiores
temperaturas obtidos em abril resultaram em melhores eficiências de redução que nos outros
períodos. As estimativas de vazão e carga orgânica revelaram que a ETE vem operando
abaixo da carga prevista, o que pode influenciar na eficiência do sistema, pois este não terá
tempo suficiente para formar comunidade microbiana estável. Não foi possível observar
variabilidade vertical padrão das biomoléculas proteínas, carboidratos e lipídeos, nem ao
longo do sistema. Observou-se heterogeneidade espacial e vertical entre as concentrações
de nitrogênio e fósforo em todo sistema, onde alguns processos puderam ser identificados e
estes foram influenciados por temperatura, pH e oxigênio dissolvido. Houve predomínio de
cianobactéria (Synechocystis sp) na ETE Cajati, seguido de clorofícea (Chlorella kessleri).
Em ambas as lagoas, o predomínio foi de Eubactéria com baixas concentrações de Arquéias.
O efluente final esteve de acordo com os padrões de lançamento de efluentes estabelecidos
na Resolução CONAMA 357/2005.
Palavras chave: lagoas de estabilização, estratificação, biomoléculas, nutrientes
viii
ABSTRACT
Miwa, A. C. P. Evaluation of performance of the Cajati wastewater treatment,
Ribeira de Iguape Valley (SP) in different times of the year. 194p. Thesis (Doctor)
– Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo, São Carlos,
2007.
This research was developed in the Cajati wastewater treatment plant, where the treatment is
carried through by stabilization ponds with australian system. In samplings of nictemeral and
seasonal variation, thermal stratification in the two ponds was observed, and this was more
accented in April. In all the periods, the water column was homogeneous at 2 a.m. and 8 a.m.
and stratified at 2 p.m. and 8 p.m. Thermal stratification resulted in chemical stratification (pH
and dissolved oxygen) and both the ponds had been divided into two compartments: superior,
with higher temperatures, pH and dissolved oxygen, and another inferior, to the contrary
behavior. The anaerobic pond presented concentrations of dissolved oxygen of approximately
10,0 mg.L
-1
that results in functioning inadequate confirmed by the results of chlorophyll in this
pond. The anaerobic pond had been similar to the facultative one, which had reached
3,5x10
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µg.L
-1
in April and July. Moreover, the concentrations of nutrients and coliforms had
been low in the raw affluent in relation to those described in literature. The pH values had
been high for stabilization ponds, with maximum of 12,17 in January. In April, pH was minor
(6,84-9,86), according to literature and for anaerobic fermentation. The minor pH and greater
temperature taken in April had resulted in better efficiencies of reduction that in the other
periods. The estimates of outflow and organic load had disclosed that the plant is operating
below the design load, which can influence the efficiency of the system, therefore it will not
have enough time to form steady microbial community. Vertical and spatial variability was not
observed for proteins, carbohydrates and lipids. Vertical and spatial heterogeneity was
observed in nitrogen and phosphorus concentrations, where some processes could have
been identified and these had been influenced by temperature, pH and dissolved oxygen.
There were predominance of Cyanobacteria (Synechocystis sp) followed by Chlorophycea
(Chlorella kessleri). In both ponds, there was predominance of Eubacteria with low
concentrations of Archeae. The final effluent was in accordance with the established
standards of discharge of effluent – Resolution CONAMA 357/2005.
Key Words: stabilization ponds, stratification, biomolecules, nutrients.
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A disposição de esgoto bruto em corpos receptores naturais foi e ainda é uma
atividade muito empregada em países como o Brasil. O lançamento de matéria orgânica em
um corpo de água resulta, indiretamente, no consumo de oxigênio dissolvido devido aos
processos de estabilização realizados pelas bactérias decompositoras, as quais utilizam o
oxigênio disponível no meio líquido para a sua respiração. O decréscimo da concentração de
oxigênio dissolvido tem diversas implicações do ponto de vista ambiental, constituindo-se em
um dos principais problemas decorrentes da poluição das águas. Assim, o esgoto bruto deve
ser submetido a algum processo de tratamento, o qual irá adequar o efluente final para que
este possa ser lançado no corpo receptor sem causar grandes alterações. As características
do efluente devem estar de acordo com os padrões de lançamento fixados em leis vigentes,
como a Resolução CONAMA 357/05 (BRASIL, 2005).
Os sistemas de tratamento de água residuária, que utilizam processos mecanizados,
têm por base os processos físicos, químicos e biológicos que reproduzem, em curto período
de tempo e em área reduzida, as etapas que ocorrem no processo natural de autodepuração
dos sistemas aquáticos. Nesta autodepuração ocorre redução significativa da poluição por
meio da oxidação de componentes orgânicos até ser obtida a estabilização, ou seja, o
processo de saturação da demanda de oxigênio ou da oxidação da matéria orgânica. Este
processo cria condições favoráveis para o desenvolvimento rápido de microrganismos que
apresentam intensa atividade decompositora.
Segundo Além Sobrinho (1991), no Brasil, assim como em outros países em
desenvolvimento, o tratamento de esgoto sanitário tem se limitado à remoção da matéria
orgânica. No entanto, muitas vezes, no efluente das estações de tratamento ainda
permanecem presentes elementos como o fósforo e o nitrogênio, que são nutrientes
essenciais para o crescimento de organismos aquáticos.
Os sistemas de tratamento biológico de esgoto sanitário como as lagoas de
estabilização apresentam construção, operação e manutenção simples, porém dependem
das características ambientais e por isso nem sempre apresentam a eficiência desejada.
Nas lagoas de estabilização, a depuração das águas residuárias se deve, principalmente, à
ação de dois grupos de microrganismos, algas e bactérias, que coexistem em simbiose
permanente e participam de processos bioquímicos e físico-químicos. Este tratamento pode
1
ser fonte de novos microrganismos úteis para a biotecnologia. Nesses ambientes, os
microrganismos competem por diferentes fontes de carbono e constantemente desenvolvem
novas capacidades metabólicas para sua sobrevivência.
Macromoléculas como proteínas, carboidratos e lipídeos são os principais
componentes bioquímicos das biomassas algal e bacteriana, e sua síntese e degradação
são processos intimamente relacionados aos mecanismos de fotossíntese e respiração. A
partir de várias vias fotossintéticas e respiratórias nos vegetais, são produzidas moléculas
precursoras destes componentes bioquímicos celulares, além da energia necessária à
síntese dos mesmos (FALKOWSKI e RAVEN, 1997; GOES et al., 1996). Segundo Huber et
al. (1998), durante tratamento biológico, essa biomassa algal e bacteriana se torna adaptada
ao substrato e são selecionados diferentes microrganismos.
Estas macromoléculas compreendem uma porção significativa do carbono orgânico
dissolvido na água residuária e afetam a tratabilidade desta água pelos sistemas
construídos, mas poucas informações estão disponíveis sobre os mecanismos da
degradação.
A análise do comportamento das lagoas por meio da caracterização física, química e
biológica poderá levar ao melhor entendimento do sistema de tratamento, além de permitir
maior conhecimento sobre a diversidade e dinâmica da comunidade microbiana e,
conseqüentemente, possibilitar a identificação dos fatores responsáveis pela sua eficiência.
Segundo Bramucci e Nagarajan (2000), a comunidade microbiana presente nos sistemas de
tratamento pode ser utilizada como modelo para estudar a evolução de novos caminhos
metabólicos. Por meio de conhecimentos adquiridos na exploração de transformações que
ocorrem nos diferentes estágios do tratamento, será possível entender o mecanismo
biológico das lagoas de estabilização, já que a comunidade biológica é a chave para a
otimização do desempenho desses sistemas.
Este trabalho faz parte de um projeto temático intitulado “Estudo dos sistemas
naturais e artificiais redutores de cargas poluidoras para a sustentabilidade dos recursos
hídricos do Baixo Ribeira de Iguape – SP” e tem, como objetivo geral, a compreensão dos
processos que ocorrem nestes sistemas de tratamento de águas residuárias através do
entendimento do comportamento das lagoas de estabilização e das interferências na
eficiência destas, com vistas a fornecer subsídios para a melhoria do desempenho das
mesmas. Existem, ainda, outras duas pesquisas que complementam este trabalho e,
consequentemente, o projeto temático: uma realizada no rio Jacupiranguinha, onde foi
avaliada a qualidade da água deste e o impacto causado pelo lançamento de efluentes e
outra que analisou a capacidade suporte da área alagada natural existente nas margens
deste rio, após o lançamento de efluentes doméstico e industrial. Estas três pesquisas,
2
integradas, irão colaborar com o projeto temático na região do Baixo Ribeira de Iguape
subsidiando ações no sentido de melhorar a qualidade da água.
O projeto foi desenvolvido em uma região onde, apesar de apresentar um dos
menores IDH do estado (IDH Cajati = 0,751) (PNUD, 2000), a maioria dos municípios possui
tratamento de esgoto. O lançamento de efluentes, tanto doméstico quanto industrial, in
natura em corpos receptores compromete os usos múltiplos destes. No estado de São
Paulo, de 645 municípios, 215 não possuem tratamento de esgoto. Outros 78, quando
possuem, tratam não mais que 50% (SEADE, 2006). Dos 23 municípios que coletam esgoto
na Unidade de Gerenciamento de Recursos Hídricos do Ribeira de Iguape/Litoral Sul, 14,8%
não possui tratamento e 55,5% dos municípios que possuem estações de tratamento são
dotados de sistemas de lagoas de estabilização. Visto que estes sistemas são maioria,
necessitam de estudos individuais devido à dependência das características ambientais que
diferem em cada região.
Apesar das lagoas de estabilização suportarem consideráveis sobrecargas orgânicas
e hidráulicas, seus efluentes podem gerar, quando estas não são operadas adequadamente,
alguns problemas ao corpo receptor. Isto pode ocorrer devido à falta de manejo, ou efluentes
com altas concentrações de nitrogênio, fósforo e sólidos suspensos orgânicos devido à
quantidade de algas que são liberadas no efluente final.
O aprimoramento, bem como a complementação destes sistemas, com tratamentos
físico-químicos, químicos ou mesmo biológicos se fazem necessários e para isto o estudo do
comportamento das lagoas e dos fatores que afetam suas eficiências é de grande
importância.
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O objetivo principal desta pesquisa foi avaliar o funcionamento do sistema de
tratamento de esgoto sanitário, por meio de lagoas de estabilização, com o intuito de
compreender a dinâmica de nutrientes e comunidades nestas lagoas, para propor melhorias
e auxiliar na sustentabilidade dos recursos hídricos do Baixo Ribeira de Iguape – SP. Para
isso, foram estabelecidos objetivos específicos como:
a) Avaliar o sistema operacional da ETE, com batimetria das duas lagoas e
verificação de sobrecarga;
b) Analisar as características físicas, químicas e biológicas do afluente bruto e
efluente final, das lagoas de estabilização, em escalas nictemeral e sazonal, e
discutir sobre o atendimento ou não à legislação vigente quanto à qualidade do
efluente e seu impacto no corpo receptor;
c) Analisar a dinâmica das variáveis físicas, químicas e biológicas em cada lagoa,
em escalas nictemeral e sazonal;
d) Analisar as variáveis bioquímicas: proteínas, carboidratos e lipídeos;
e) Realizar análise qualitativa de proteínas utilizando SDS-PAGE;
f) Analisar quali e quantitativamente a comunidade fitoplanctônica nas duas lagoas;
g) Verificar a variação de bactérias e arquéias ao longo do sistema pelo FISH;
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A prevenção e redução da poluição causada pelas águas residuárias podem ser
obtidas por meios diretos de reciclagem e reutilização destas ou pelo uso de diferentes
tratamentos. O tratamento biológico ou biotratamento de águas residuárias e resíduos
sólidos emprega a ação conjunta de espécies diferentes de microrganismos em reatores
que, operados sob determinadas condições, resultam na estabilização da matéria orgânica.
Os sistemas biológicos de tratamento devem atender alguns aspectos importantes como a
redução da matéria orgânica, portanto redução da DBO, degradação, se possível, de
compostos químicos orgânicos de difícil degradação (recalcitrantes), e fornecimento de
efluente em condições que não afetem o equilíbrio do sistema receptor final.
Os microrganismos presentes em um sistema de tratamento são a chave para o
processo efetivo de tratamento. Vários microrganismos de diferentes formas e ciclos de vida
são observados e, portanto, apresentam ampla versatilidade metabólica. A composição da
água residuária pode selecionar os grupos microbianos nos processos de tratamento, além
da disponibilidade ou não de oxigênio no sistema.
3.1. Lagoas de estabilização
As lagoas de estabilização constituem métodos econômicos e eficientes de
tratamento de água residuária para pequenas comunidades. De acordo com Gu e Stefan
(1995), o tratamento de água residuária nestas lagoas ocorre da mesma forma que em corpo
de água natural, ou seja, ocorre sua autodepuração, caracterizada pela redução nos sólidos
suspensos, na quantidade de bactérias e na carga orgânica, enquanto as concentrações de
oxigênio dissolvido atingem níveis desejáveis.
As lagoas de estabilização são sistemas aquáticos pouco profundos e destinam-se
ao tratamento de águas residuárias domésticas e/ou industriais. Em países de clima tropical,
este tratamento representa uma alternativa econômica viável, visto que as condições
ambientais como a elevada temperatura e os longos períodos de intensidade luminosa são
favoráveis à estabilização biológica. Sob condições adequadas, as lagoas atuam como
aceleradores do processo de estabilização da matéria orgânica. O funcionamento destas
lagoas baseia-se em dois processos fundamentais: fotossíntese e respiração, nos quais os
5
organismos heterótrofos degradam a matéria orgânica e liberam substâncias dissolvidas que
serão absorvidas pelos fotossintetizantes.
Segundo alguns autores (KELLNER, 1996; von SPERLING, 1996; MENDONÇA,
2000), o tratamento de águas residuárias de origem doméstica por meio de lagoas de
estabilização torna-se vantajoso em áreas onde a terra e os requerimentos com operação,
manutenção e custos são baixos, o que não significa o abandono do sistema. Segundo
Shugui et al. (1994) e Nasser et al. (1994), uma vantagem adicional é o tempo de detenção
hidráulico estendido, o qual promove processos de decaimento biológico dos
microrganismos patogênicos presentes, especialmente em altas temperaturas. Mara e
Pearson (1986) e Mendonça (2000) citam outras vantagens: facilidade de operação,
alternativa econômica e eficiente, baixos custos com implantação e operação, remoção de
grande quantidade de matéria orgânica e redução de organismos termotolerantes.
Como desvantagem, Arthur (1983) e Mendonça (2000) citaram a necessidade de
ampla área para construção, além de o efluente final poder apresentar grande quantidade de
material em suspensão devido à presença de algas. Estas lagoas também devem ser
construídas a certa distância das cidades devido à possibilidade de geração de odores
desagradáveis, quando dimensionadas inadequadamente, além de apresentarem
dependência de fatores climáticos como temperatura e luz solar para a garantia de maior
eficiência.
Segundo Oron e Gitelson (1996), um dos maiores inconvenientes da tecnologia
simples de lagoas de estabilização está associado com as dificuldades em monitorar a
qualidade da água residuária com base no tempo real. Geralmente, as amostras são
acondicionadas em frascos, mantidas a 4
0
C e conduzidas ao laboratório mais próximo para
análises. Entretanto, esta prática é falha para detectar mudanças consideráveis na qualidade
da água residuária (principalmente na matéria suspensa e biomassa algal), devido à intensa
atividade da população biológica presente. Apesar desta falha, a técnica é a mais
comumente utilizada.
As lagoas de estabilização representam o habitat de uma variedade de organismos,
os quais se reproduzem de acordo com a disponibilidade de alimento. Essas lagoas são
divididas em anaeróbias, facultativas e de maturação, as quais diferem em relação ao tempo
de detenção hidráulico, à atividade metabólica predominante e à profundidade. Para
Pearson, Mara e Arridge (1995), as diferentes lagoas são combinadas com o objetivo de se
obter efluente com qualidade padrão adequada às exigências das legislações vigentes.
Na lagoa anaeróbia, por se tratar de tratamento primário, há lançamento de alta
carga de matéria orgânica. A profundidade é de aproximadamente 4 metros e pequena área
superficial, resultando em condições estritamente anaeróbias, onde a taxa de consumo é
superior a de produção. Apresenta tempo de detenção de 3-6 dias, e no curso do processo
6
de degradação, novas células são sintetizadas. Baseados em dados do fluxo do substrato e
rendimento da biomassa, a produção mais significante desta pode ser esperada durante a
fermentação. A remoção de organismos termotolerantes não é tão significativa quanto nas
lagoas facultativas e de maturação, mas elas são eficientes na remoção de ovos de
nemátodas.
Nas lagoas facultativas, a estabilização da matéria orgânica se processa tanto pela
atividade anaeróbia, na qual a matéria orgânica sedimentada é convertida em gás carbônico,
água e metano (decomposição), como pela atividade aeróbia, quando a matéria orgânica
dissolvida é oxidada pela respiração aeróbia, com utilização de oxigênio proveniente da
fotossíntese realizada pelas algas. Desta maneira, a produção de oxigênio é diretam ente
proporcional à produção de matéria orgânica viva e fotossintética, o que caracteriza o
efluente de uma lagoa de estabilização, como sendo sempre rico em algas que, quando
lançadas de forma inadequada em corpos receptores que não tenham capacidade de
absorvê-las, são transformadas em matéria orgânica morta, a qual será decomposta às
custas de consumo de oxigênio. A biota presente nessas lagoas é formada basicamente por
algas, bactérias e protozoários. A capacidade de um microrganismo obter substrato
necessário para sua subsistência é função tanto das suas características metabólicas quanto
das do meio. As algas e bactérias não competem pelo mesmo substrato, mas suas
atividades estão inter-relacionadas.
Como em qualquer sistema biológico de tratamento, existem vários fatores que
poderão influenciar o funcionamento de lagoas de estabilização, como por exemplo, fatores
da ordem de projeto (profundidade e localização em relação aos ventos da região), operação
(tempo de detenção hidráulico), fatores ambientais dependentes (oxigênio dissolvido, pH,
transparência, interações entre organismos) e independentes da comunidade (temperatura,
luz, vento) (CETESB, 1990).
Um fator importante para eficiência das lagoas é o tempo de detenção hidráulico.
Este varia em cada tipo de lagoa e, para Ceballos (2000), tempos de detenção curtos não
permitem o estabelecimento de uma comunidade integrada o suficiente para promover a
estabilização da matéria orgânica. Por outro lado, tempos de detenção longos podem levar
ao florescimento de algas.
A temperatura influencia a atividade microbiana e, consequentemente, a velocidade
da fotossíntese e do metabolismo dos microrganismos, além da solubilidade e
transformações dos gases, e as condições de mistura (JORDÃO E PESSOA, 1995; von
SPERLING, 1996). O tratamento de esgoto por lagoas de estabilização é eficiente em
regiões tropicais e subtropicais devido à pequena variação na temperatura, quando
comparadas às regiões temperadas. Para Kayombo et al. (2002), a luz tem influência
indireta na remoção de nitrogênio e fósforo, pois a radiação solar, que depende da
7
localização geográfica (GLOYNA, 1971), induz o crescimento de algas levando ao aumento
nas concentrações de oxigênio dissolvido e do pH, e, conseqüentemente, remoção de
nutrientes em decorrência da absorção biológica, e também precipitação do fosfato,
sedimentação do nitrogênio e fósforo orgânicos e volatilização da amônia.
A estratificação térmica pode fazer com que os sistemas aquáticos apresentem,
consequentemente, estratificação química, a qual depende da ação dos ventos e da
desestratificação térmica para que ocorra mistura nas lagoas, o que minimiza os curtos
circuitos hidráulicos e formação de zonas estagnadas (SILVA e MARA, 1979). A fotossíntese
e a atmosfera são as fontes de oxigênio dissolvido para os ecossistemas aquáticos, onde o
consumo deste ocorre pela oxidação da matéria orgânica, perda para atmosfera, além da
respiração dos microrganismos.
Segundo Jordão e Pessoa (1995), o balanço hídrico é importante no sistema.
Quando a evaporação é maior que a precipitação pode haver modificações no equilíbrio
biológico, provocando modificações na pressão osmótica da material celular. Quando a
precipitação é maior, dependendo da duração e intensidade das chuvas, pode resultar na
diluição sendo desfavorável ao processo.
O efluente final das estações de tratamento de esgoto deve atender a certos padrões
de lançamento e simultaneamente não alterar o enquadramento do corpo receptor. Quanto
aos padrões de lançamento de efluentes, a Resolução CONAMA 357/05 (BRASIL, 2005)
estabelece que:
9 O efluente não deverá causar ou possuir potencial para causar efeitos tóxicos
aos organismos aquáticos no corpo receptor, de acordo com os critérios de
toxicidade estabelecidos pelo órgão ambiental competente, baseados em
resultados de ensaios ecotoxicológicos padronizados, utilizando organismos
aquáticos, e realizados no efluente;
9 O pH deve estar entre 5 a 9;
9 Temperatura: inferior a 40ºC, sendo que a variação de temperatura do corpo
receptor não deverá exceder a 3ºC na zona de mistura;
9 Materiais sedimentáveis: até 1 mL/L em teste de 1 hora em cone Imhoff;
9 Regime de lançamento com vazão máxima de até 1,5 vezes a vazão média
do período
de atividade diária do agente poluidor, exceto nos casos
permitidos pela autoridade competente;
9 Óleos e graxas: óleos minerais até 20mg/L; óleos vegetais e gorduras
animais até 50mg/L e ausência de materiais flutuantes;
9 Nitrogênio amoniacal total até 20,0 mg/L N.
8
Pearson, Mara e Bartone (1987b) apresentaram várias normas para avaliação
mínima do desempenho de lagoas de estabilização e recomendaram que amostras
compostas (24 horas) da água residuária bruta e do efluente final da lagoa sejam tomadas
em um período de cinco semanas, nas épocas de verão e inverno e que sejam realizadas
análises de Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO), Demanda Química de Oxigênio
(DQO), sólidos em suspensão (SS), nitrogênio amoniacal, nitrato, fósforo total e organismos
termotolerantes. Biomassa algal, temperatura e profundidade do lodo, além de dados
meteorológicos também devem ser medidos.
Com o intuito de obter um método confiável de amostragem para dar qualidade aos
dados obtidos diariamente em lagoas de estabilização facultativas e de maturação, Pearson
et al. (1987a) analisaram uma série de amostras do efluente e da coluna integrada dessas
lagoas. Os autores concluíram que a distribuição vertical da comunidade algal na coluna de
água das lagoas de estabilização variou com a carga orgânica e com o horário de
amostragem. As algas apresentaram-se homogeneamente distribuídas com relação à
profundidade, e concentradas em uma camada estreita e móvel. Em resposta às variações
dos fatores ambientais, tal como a luz incidente, algumas espécies de algas podem se
movimentar através da coluna de água. Essas variações diurnas na coluna podem fazer com
que o efluente apresente, várias vezes ao dia, diferenças na sua qualidade em relação à
Demanda Química de Oxigênio (DQO) e Sólidos em Suspensão (SS), entre outros.
3.2. Principais transformações bioquímicas
As principais reações bioquímicas no tratamento da água residuária são aquelas
relativas às remoções de compostos carbonados e nitrogenados. Os ciclos do carbono,
nitrogênio e fósforo não podem ser considerados isolados, pois as transformações
bioquímicas que ocorrem nestes processos estão interligadas e, em ambientes aquáticos,
são muito complexas. Em sistemas de tratamento de esgoto, quando se fala em remoção de
carbono, utiliza-se a DBO
5
e a DQO com intuito de simplificar, visto que a matéria orgânica
presente no esgoto é complexa. Em lagoa anaeróbia e fundo de lagoa facultativa, segundo
Mara e Pearson (1986), estão presentes vários gêneros microbianos quimio-organotróficos
que degradam moléculas orgânicas de proteínas, carboidratos e lipídeos, como
Flavobacterium, Alcaligenes, Pseudomonas e Escherichia. Estes organismos, quando
degradam as moléculas complexas, abastecem outros com os produtos da degradação,
como os ácidos orgânicos de cadeia curta para a metanogênese.
O processo de metanogênese é considerado como o principal envolvido na
degradação da matéria orgânica e, consequentemente, na remoção de carbono. Para que
isto ocorra, é necessário que o pH esteja entre 6,4-7,2 e que as temperaturas estejam acima
9
de 15
o
C, já que o processo é inibido a temperaturas abaixo desta. Este fato resulta em
dificuldade de aplicação destes sistemas de tratamento em locais de altas latitudes. Neste
caso, a metanogênese seria inibida, o que resultaria em não remoção de carbono e,
conseqüente maior sedimentação de matéria orgânica. A eficiente remoção de carbono
também se deve ao estabelecimento da camada de lodo da lagoa (MARA E PEARSON, op
cit.).
Na camada superior das lagoas facultativas ocorre, durante o dia, produção de
oxigênio pelos organismos fitoplanctônicos. Este oxigênio é consumido pela respiração
bacteriana, cujos microrganismos assimilam e oxidam os compostos orgânicos solúveis
vindos do esgoto afluente ou produzidos pela fermentação bacteriana na zona anóxica. Este
ciclo gera aumento no carbono presente no sistema na forma de nova biomassa. O dióxido
de carbono liberado durante o metabolismo microbiano será refixado via fotossíntese pela
biomassa algal (MARA E PEARSON, op cit.).
A remoção de carbono orgânico foi resumida por Miettinen et al. (2004).
Anaerobiamente ocorre degradação dos compostos orgânicos pelas bactérias anaeróbias
dando origem a novas células, ácidos orgânicos, metano, sulfeto, água, dióxido de carbono
e hidrogênio. Na remoção aeróbia, as bactérias aeróbias degradam os compostos orgânicos
consumindo oxigênio e dando origem a novas células, dióxido de carbono e água.
Vários autores como Ferrara e Avici (1982), Middlebrooks et al. (1982), Pano e
Middlebrooks (1982), Reed (1985), Mara e Pearson (1986), Santos e Oliveria (1987), Silva et
al. (1995), Soares et al. (1996), Ye e Thomas (2001), Zimmo (2003), Zimmo, van der Steen e
Gijen (2003), Tadesse, Green e Puhakka (2004), Miettinen et al. (2004), entre outros, citam
os principais processos de remoção de nitrogênio em lagoas de estabilização e outros
ambientes, que são: amonificação, nitrificação/desnitrificação, volatilização e sedimentação.
Ferrara e Avci (1982), baseados nos mesmos dados de Pano e Middlebrooks (1982),
além de Zimmo, van der Steen e Gijen (2003) declararam que a volatilização da amônia
representa pequena fração da remoção de nitrogênio e que os principais processos de
remoção são a sedimentação e nitrificação. Além destes mecanismos, Ferrara e Avci (1982)
declaram que a sedimentação do nitrogênio orgânico também é um dos mecanismos
predominantes na remoção de nitrogênio. Nas lagoas de estabilização, a quantidade de
algas presentes é um fator importante, pois determina a quantidade de nitrogênio acumulado
na sedimentação. Zimmo, van der Steen e Gijen (2004) observaram aumento de 15% no
nitrogênio acumulado no sedimento durante o período de maiores temperaturas
provavelmente devido ao maior crescimento e correspondente decaimento algal.
Quando a água residuária entra na zona anaeróbia do sistema, as partículas maiores
sedimentam. Tanto os sólidos sedimentáveis quanto os compostos orgânicos dissolvidos
sofrem decomposição anaeróbia, enquanto o nitrogênio orgânico é convertido a nitrogênio
10
amoniacal (reações de amonificação). Na zona aeróbia, as bactérias degradam a maioria da
matéria orgânica. A remoção do nitrogênio completa-se com as reações de nitrificação-
desnitrificação. Na presença de oxigênio, ocorre a nitrificação, quando o nitrogênio
amoniacal é oxidado pelas bactérias nitrificantes a nitrito, água e hidrogênio. Logo após, o
nitrito é oxidado a nitrato. No final, ocorre a desnitrificação. Este é um processo que ocorre
sob condições anóxicas onde o nitrato é utilizado como aceptor de elétrons dos compostos
orgânicos pelas bactérias desnitrificantes gerando nitrogênio molecular, dióxido de carbono,
água e novas células. Este nitrogênio molecular é liberado para a atmosfera (Miettinen et al.,
2004).
Em relação ao metabolismo dos compostos inorgânicos, a desnitrificação permite aos
microrganismos utilizarem aceptores de elétrons alternativos para obter energia sob
condições limitadas de oxigênio. A nitrificação quimiolitotrófica deriva energia da oxidação do
nitrogênio amoniacal a nitrito. A redução do nitrato a nitrogênio amoniacal ocorre sob
condições limitadas de oxigênio, como um processo que permite a dissipação do excesso de
força redutora e a produção de nitrogênio amoniacal para a assimilação pelas algas ou para
suportar o crescimento anaeróbio com nitrato ou nitrito como aceptores alternativos de
elétrons. A reação de oxidação anaeróbia do nitrogênio amoniacal (ANAMOX) converte
amônia e nitrito a nitrogênio gasoso. A fixação microbiana de nitrogênio converte nitrogênio
gasoso a nitrogênio amoniacal para assimilação. Reações envolvendo espécies inorgânicas
de nitrogênio provêm uma rica variedade de sistemas enzimáticos para estudos bioquímicos
(YE e THOMAS, 2001).
Com base nas baixas concentrações de nitrato presentes nos sistemas de lagoas de
estabilização, alguns autores (MARA e PEARSON, 1986; REED, 1985) afirmaram que a
nitrificação não ocorre nestes sistemas e, conseqüentemente, a desnitrificação não tem um
papel importante na remoção de nitrogênio. Santos e Oliveira (1987) e Zimmo (2003)
demonstraram que a desnitrificação é um dos principais mecanismos envolvidos nesta
remoção.
A degradação de proteínas e lipídeos em ambientes anaeróbios é um processo
complexo que envolve diferentes microrganismos anaeróbios. Estes microrganismos
envolvidos nas reações variam dependendo do ecossistema. Em geral, a hidrólise de
proteínas gera subprodutos tais como ácidos graxos voláteis, dióxido de carbono,
hidrogênio, amônia e sulfeto. Há uma grande diversidade de espécies que degradam
aminoácidos e esta diversidade é refletida também no número de caminhos metabólicos
envolvidos. Os principais produtos da biodegradação de proteínas em condições anaeróbias
são amônia (amonificação) e diferentes aminoácidos. Segundo Santos e Oliveira (1987) e
Tadesse, Green e Puhakka (2004), a hidrólise biológica de nitrogênio orgânico resulta em
liberação de nitrogênio amoniacal na zona anaeróbia.
11
Middlebrooks et al. (1982) citaram três mecanismos principais envolvidos na remoção
de nitrogênio: volatilização ou remoção da amônia na forma gasosa; assimilação na
biomassa algal; nitrificação biológica acoplada à desnitrificação. A principal rota de remoção
é a volatilização que ocorre a pH acima de 7,0. Em vários estudos, a volatilização da amônia
foi proposta como o principal mecanismo para remoção de nitrogênio em lagoas (PANO e
MIDDLEBROOKS, 1982; SILVA et al., 1995; SOARES et al., 1996).
Para Santos e Oliveira (1987) alguns fatores como temperatura e precipitação podem
afetar a remoção ou a eficiência da transformação das formas nitrogenadas. Reed (1985)
afirmou que a remoção de nitrogênio amoniacal depende da temperatura e do pH. Com pH
em torno de 7, tem-se amônia na forma de íon e com valores de pH em torno de 12 tem-se
amônia gasosa.
Quanto à remoção de fósforo em lagoas de estabilização, segundo Mara e Pearson
(1986), esta depende de quanto fósforo deixa a coluna de água e passa para o sedimento
pelos processos de sedimentação e precipitação, quando comparado com a quantidade
deste elemento que retorna para a coluna de água via mineralização e ressolubilização. O
fósforo que sedimenta, em sua maioria, é de origem orgânica, proveniente da biomassa
microbiana, e o da precipitação é de origem inorgânica, fosfato insolúvel.
Segundo os mesmos autores, as algas representam grande fração do fósforo
orgânico presente na coluna de água, visto que incorporam altas quantidades de ortofosfato
do pool inorgânico. Várias espécies de algas utilizam diferentes compostos de fósforo.
Algumas cianobactérias estocam grandes quantidades de fósforo como grânulos de
polifosfato dentro de suas células.
Houng e Gloyna (1984)
1
apud Mara e Pearson (1986) mostraram, em estudos de
escala laboratorial, que lagoas em série, com lagoas anaeróbia, seguida de facultativa e uma
ou mais de maturação, são efetivas na remoção e reciclagem de fósforo. Os autores
sugeriram o aumento do número de lagoas de maturação para, consequentemente,
aumentar a remoção de fósforo, o qual permanece, nestas lagoas, imobilizado na camada
superficial oxidada do sedimento, não sendo liberado para a coluna de água.
A liberação para a coluna de água depende da composição do sedimento, das
condições ambientais e da saturação de fósforo (BOSTRÖM, 1984; ISTVANOVICS, 1988).
Segundo Ortuño et al. (2000), o ciclo do fósforo é um processo complexo que envolve uma
variedade de fatores físicos, químicos e biológicos, os quais são controlados ou afetados por
fatores ambientais como o pH, condições de oxi-redução e a atividade biológica, entre
outros. Os mesmos autores avaliaram o efeito do pH na remoção de fósforo. Observaram
que o aumento do pH acelerou a dissolução dos compostos de fósforo no sedimento,
12
1
Houng e Gloyna (1984). Journal of the Environmental Engineering Division, American Society of Civil
Engineers, 110, 550.
favorecendo a liberação para a coluna de água. Em condições aeróbias e pH entre 4,5-8,
proporção substancial de fósforo que havia sido liberado pelo aumento de pH foi readsorvido
no sedimento. Com pH de 9,1, a fração de fósforo aumentou na coluna de água.
De acordo com Lijklema (1977
2
e 1980
3
) apud Ortuño et al. (2000), o aumento de
fósforo solúvel reativo com aumento de pH é possivelmente devido à competição entre íons
hidroxila e fosfatos por sítios de adsorção.
3.3. Biomoléculas
Os principais contribuídores da carga orgânica das águas residuárias são
carboidratos, lipídeos e proteínas (PERLE, KIMCHIE e SHELEF, 1995). As proteínas
exercem papéis cruciais em todos os processos biológicos. Segundo Mackie e Bryant
(1990), a presença de bactérias proteolíticas nos fermentadores sugere que a degradação
do substrato proteína é balanceada pela utilização de produtos hidrolíticos para síntese de
proteína bacteriana. Proteínas são hidrolisadas a peptídeos e aminoácidos, os quais são
subseqüentemente desaminados, com produção de amônia, dióxido de carbono e ácidos
graxos voláteis. Peptídeos, aminoácidos e amônia podem ser reaproveitados para a síntese
de proteínas bacterianas.
Alguns autores (TORRES, 1992; PERLE, KIMCHIE e SHELEF, 1995; GADELHA,
2000; TOMMASO et al., 2002 e VIDAL et al., 2000) relacionaram a baixa eficiência do
sistema de tratamento de águas residuárias com as concentrações de proteínas e lipídeos.
Vidal et al. (2000) observaram relação direta entre quantidade inicial de proteínas e a
quantidade final de amônia com pH, durante os ensaios realizados. A produção de amônia
mostrou-se significante em águas residuárias ricas em carboidratos quando a DQO era alta.
Este fato resulta em dois efeitos: amônia livre causa inibição parcial dos processos de
degradação, porém isto é controlado pelo pH e, portanto, a inibição pela acumulação dos
ácidos graxos voláteis é evitada e todo processo é aperfeiçoado. Os autores relataram
também que lipídeos em águas residuárias leva a diminuição na taxa de degradação da
matéria orgânica. Analisaram a influência de lipídeos e proteínas na biodegradabilidade de
água residuária de indústria de lacticínio. Concluíram que a taxa de biodegradabilidade
anaeróbia de água residuária com altas concentrações de lipídeos era mais lenta do que em
outra que apresentava baixas concentrações, devido à hidrólise ser mais lenta. A
biodegradação de lipídeos é difícil devido a sua baixa disponibilidade.
13
2
LIJKLEMA, L. (1977). The role of iron in the exchange of phosphate between water and sediments.
Interactions between sediments and fresh water, H. L. Golterman (ed.), p. 313-317
3
LIJKLEMA, L. (1980). Interaction of orthophosphate with iron III and aluminium hydroxides.
Environmental Science and Technology, v. 14, p. 537-540
Em condições anaeróbias a hidrólise de proteínas é mais lenta do que a de
carboidratos, sendo, portanto, comum a concentração destas macromoléculas ser menor. A
biodegradação de carboidratos solúveis é geralmente mais rápida e quase total em
condições anaeróbias.
Miwa (2003) estudou lagoas de estabilização para tratamento de esgoto doméstico e
encontrou que a degradação de proteínas variou em cada lagoa e em cada ciclo. Em
algumas amostragens, a remoção de proteínas foi de 23% em todo o sistema e, em outras, a
remoção foi de 44%. Observou-se, em alguns casos, aumento de 20% na concentração de
proteínas na lagoa de maturação. Segundo a autora, esse aumento ocorreu, provavelmente,
devido à síntese de proteínas por algas.
Shelef (1982) estudou lagoas de alta taxa algal para o tratamento de água residuária
e produção de proteína. Este autor concluiu que nas lagoas de alta taxa algal havia 150
toneladas de biomassa seca/há, das quais 60% era referente a algas fotoautotróficas e que
cerca de 150 ton/ha/ano de oxigênio, 15 ton/ha/ano de nitrogênio e 3 ton/ha/ano de fósforo
foram removidos por incorporação na biomassa algal que continha entre 45-50% de
proteínas. Segundo o autor, efluente de alta qualidade foi produzido após a separação físico-
química da biomassa suspensa por floculação e flotação.
Segundo Ogunseitan (1993), é interessante extrair proteínas diretamente de
amostras ambientais pois ajuda na caracterização da resposta da comunidade microbiana às
condições de estresse, como contaminação por compostos químicos, inanição,
aquecimento, nível de oxigênio. Esse tipo de extração pode ser empregado como
“impressão digital” que permite a identificação da diversidade da amostra e o monitoramento
da deterioração ou enriquecimento da diversidade de espécies na comunidade microbiana.
Em ambientes complexos existe grande variedade de processos biológicos e, para
compreendê-los, uma das técnicas utilizadas pode ser a caracterização de proteínas
específicas. A eletroforese em gel de poliacrilamida com dodecil sulfato de sódio (SDS-
PAGE), estudo qualitativo de proteínas, segundo Hames (1998), é uma técnica relativamente
simples, rápida e altamente sensível para estudo das propriedades das proteínas. Nesta
técnica as proteínas são desnaturadas e ela pode ser usada para analisar tamanho,
quantidade, pureza e ponto isoelétrico de polipeptídios e proteínas. Nela ocorre separação
de proteínas com cargas uniformes, de acordo com seu peso molecular em gel matriz que
age como “peneira” molecular de acordo com a concentração de poliacrilamida utilizada. A
resolução do padrão de proteínas é mantida quando elas são transferidas do gel para uma
membrana adequada (HAMES, 1998). Segundo Michalski e Shiell (1999), as proteínas,
separadas e transferidas em membranas, podem ser seqüenciadas e pode-se também
determinar sua composição de aminoácidos.
14
Huber et al. (1998) estudaram o impacto de diferentes substratos na composição de
biomassa protéica, através de eletroforese em gel de poliacrilamida bidimensional (2D-
PAGE), em tratamento de água residuária. Lodos ativados de seis reatores seqüenciais
foram analisados, dos quais quatro foram alimentados com substrato e dois com efluentes
de indústria de papel. As análises de 2D-PAGE mostraram que substratos complexos
(efluentes industriais) apresentaram menor diversidade de proteínas que o substrato modelo,
que apresentou compostos simples de baixo peso molecular. No efluente de indústria pode
ter ocorrido a formação de complexos com compostos de alto peso molecular. Outra
possível explicação seria a presença de maior diversidade da população microbiana com
menores concentrações de proteínas individuais.
Ehlers e Cloete (1999) compararam os perfis de proteínas por meio de SDS-PAGE
de vinte e um sistemas diferentes de lodos ativados, os quais diferiram quanto à remoção de
fósforo. A estrutura da comunidade bacteriana foi determinada por isolamento das proteínas
presentes nessas amostras, método que excluiu a necessidade de cultivo de
microrganismos. O objetivo era comparar as proteínas dos vários sistemas. Os resultados
indicaram ter havido pequena variação entre os diferentes locais de amostragem e, nos
sistemas de lodos ativados, elas tenderam a se agrupar indicando que para cada sistema
haveria uma estrutura da comunidade específica. Essa pequena variação não influenciou a
capacidade de remoção de fósforo dos diferentes sistemas estudados e indicou que a
estrutura da comunidade microbiana não era específica na capacidade de remoção deste
composto.
3.4. Microrganismos
3.4.1. Comunidade bacteriana
Na digestão anaeróbia, as proteínas biodegradáveis são hidrolisadas por bactérias
hidrolíticas fermentativas ou proteolíticas. Para hidrólise proteolítica são necessários dois
grupos de enzimas microbianas, as proteases, que hidrolisam a molécula a peptídeos, e as
peptidases, que transformam os peptídeos em aminoácidos (SAYED, 1987). As bactérias
produtoras de proteinase constituem parte vital dos ecossistemas naturais, nos quais elas
não somente tornam disponível nitrogênio e carbono para si próprias por degradação, como
também interagem com microrganismos não-proteolíticos e os abastecem com esses
nutrientes (LAW, 1980).
Vários compostos que contêm nitrogênio, inclusive aminoácidos, amidas, peptídeos,
polipeptídeos e proteínas são sintetizados e liberados por algas (STEWART, 1980).
Microrganismos como Euglenofíceas, Clorofíceas, Crisofíceas, Dinofíceas e Bacilariofíceas
15
representam pequena proporção do nitrogênio orgânico intracelular sintetizado por
eucariontes. Esse nitrogênio orgânico sintetizado é mais abundante em Cianobactérias.
Segundo Stewart (1980), nitrogênio extracelular pode ser produzido por curtos
períodos após a alga ter sido exposta a estresse ambiental de temperatura, salinidade, pH
entre outros. Há evidências que o peptídeo extracelular liberado possa variar com o estado
de diferenciação da alga (especialização que ocorre durante seu desenvolvimento) e com a
fonte disponível de nitrogênio. Algas e cianobactérias podem produzir exotoxinas e
endotoxinas de natureza polipeptídica. Várias algas também podem crescer simbioticamente
com outros organismos e estes podem assimilar e/ou liberar compostos nitrogenados. Essas
proteínas extracelulares são utilizadas por bactérias, mas antes de serem assimiladas,
requerem degradação a peptídeos e aminoácidos fechando, assim, o ciclo de síntese e
degradação de proteínas. Segundo Ye e Thomas (2001), a degradação dos compostos
nitrogenados ocorre através de ampla variedade de microrganismos que incluem Archaea,
Bacteria e Eucaria.
Nos ambientes anaeróbios existe um grupo especializado de bactérias anaeróbias tal
como clostrídrios proteolíticos que são responsáveis pela degradação de proteínas e estes
processos rendem energia. Algumas das bactérias proteolíticas são: Clostrídrios,
Bacteróides, Streptococos, Selenomonas, entre outras.
Segundo Bitton (1994), os microrganismos procariontes são os principais
responsáveis pela remoção de matéria orgânica poluente em todos os processos biológicos
de tratamento. Nas lagoas de estabilização, os microrganismos do Domínio Bacteria são os
responsáveis pela estabilização de compostos orgânicos. Para Vazoller, Manfio e Canhos
(1999), os procariontes pertencentes ao Domínio Bacteria são predominantes em lagoas de
estabilização, mas existe um grupo particular, Domínio Archaea, que são relevantes no
sistema.
Durante o processo de degradação, novas células são sintetizadas e a maior
produção desta biomassa ocorre na fermentação (GUJER e ZEHNDER, 1983). Segundo os
autores, proteínas são formadas nos digestores anaeróbios.
Em relação aos microrganismos, as técnicas da microbiologia clássica têm sido
complementadas por avanços na biologia molecular. Observação direta de células
bacterianas de ambientes aquáticos tornou-se importante técnica para melhor entendimento
de comunidades e populações microbianas. Segundo Hicks, Amann e Stahl (1992), a
coloração dos ácidos nucléicos das células com uso de moléculas fluorescentes pode
aumentar, significantemente, a visibilidade do bacterioplâncton. O uso destes fluocromos
tem permitido aos microbiologistas observarem diretamente as células bacterianas e
estimarem sua densidade em muitos ambientes. Essa coloração faz fluorescerem as células
procarióticas e eucarióticas que contenham o ácido nucléico intacto e, conseqüentemente,
16
possibilita que estas sejam separadas por sua morfologia celular. As moléculas de RNAr 16S
e 23S têm sido utilizadas para estabelecer relações entre microrganismos e, também, como
alvo para sondas de oligonucleotídeos na determinação da abundância e distribuição dos
microrganismos no ambiente. Diferentes regiões dessas moléculas variam com respeito à
conservação da seqüência, o que permite a elaboração de sondas de oligonucleotídeos
complementares às regiões conservadas do RNAr 16S. Em culturas e amostras ambientais
essas sondas são utilizadas com microscopia de epifluorescência para identificar células
simples de grupos filogenéticos específicos.
A hibridação in situ fluorescente (FISH) é uma técnica que permite, simultaneamente,
a visualização, identificação e enumeração das células microbianas. Esta técnica combina a
precisão da genética molecular com a informação visual da microscopia (MOTER e GÖBEL,
2000).
Especificidades dessas sondas, quimicamente sintetizadas, podem ser livremente
ajustadas a diferentes níveis filogenéticos, variando do nível de subespécies a reino.
Segundo Amann, Ludwig e Schleifer (1995), tais sondas têm sido indicadas para o mais alto
nível taxonômico, os domínios Archaea, Bacteria e Eucaria; para níveis intermediários, por
exemplo, para bactéria gram-negativa redutora de sulfato ou, entre outras, subclasses alfa,
beta e gama de Proteobacteria, e para taxa menores (gênero, espécie e sondas específicas
para subespécie).
3.4.2. Comunidade fitoplanctônica
Nas lagoas de estabilização, a estrutura da comunidade fitoplanctônica apresenta
heterogeneidade espacial e variabilidade temporal como nos ambientes naturais. Para
Gloyna (1973), a heterogeneidade espacial é determinada pelos gradientes de distribuição
da matéria orgânica na lagoa. König (2000) observou a substituição de Flagelados por
Clorococales com a diminuição da carga orgânica e concentração de amônia. Segundo
Arauzo et al. (2000), Euglenofíceas dominaram no período de mistura e Clorococales e
Volvocales, nos períodos de estratificação térmica.
Segundo Ceballos (1990), nas lagoas de estabilização, entre os microrganismos
presentes ocorrem interações relacionadas ao ciclo da matéria orgânica e variação do pH,
além de competições. Os autores Carpenter e Kitchell (1988) afirmaram que essas
interações resultam de fatores abióticos e bióticos que influenciam nos microrganismos
presentes. Estas algas produzem oxigênio através da fotossíntese, removem nitrogênio e
fósforo do sistema, e assim garantem seu desenvolvimento.
17
Para Reynolds (1987), a composição de espécies fitoplanctônicas é influenciada por
inúmeros fatores bióticos e abióticos como: microrganismos, parasitas, herbívoros, luz,
temperatura, nutrientes (macro e micro) e substâncias tóxicas. Para Harris (1986), as
mudanças na estrutura das comunidades fitoplanctônicas são originadas pelas perturbações
causadas por turbulência e variabilidade ambiental. Segundo Calijuri (1999), a instabilidade
da coluna de água é, geralmente, considerada o principal fator controlador das mudanças na
composição de espécies.
Segundo Falkowiski e Raven (1997), a temperatura afeta a fotossíntese e a
produtividade fitoplanctônica, dois processos intimamente associados à dinâmica de síntese
e degradação de compostos bioquímicos.
Nos ecossistemas ocorrem mudanças temporais nas comunidades, sendo que as
espécies bem adaptadas às novas condições do ambiente podem excluir aquelas originais e
serem, mais tarde, também excluídas. Estas mudanças podem ser consideradas como
reposição suave de espécies, decorrente da diminuição de nutrientes ou da herbivoria,
podendo também ser observadas mudanças sazonais na biomassa e na composição em
espécies do plâncton (LAMPERT e SOMMER, 1997).
Em relação à comunidade biótica dos sistemas construídos para tratamento de
esgotos, König (1984), estudando ecofisiologia de algas e bactérias em lagoas de
estabilização, encontrou gêneros de algas flageladas com predomínio na lagoa facultativa,
como por exemplo, Euglena sp., Chlamydomonas sp., Phacus sp. e Pyrobotrys sp.. Na lagoa
de maturação predominaram os gêneros não-móveis: Scenedesmus sp., Chlorella sp. e
diatomáceas. Maior flutuação na população algal, maiores DBO e SS predominaram no
efluente da lagoa facultativa em comparação à lagoa de maturação. Na lagoa facultativa, a
estratificação durante as horas do dia foi mais pronunciada do que na lagoa de maturação.
O pH, ao invés de altas concentrações de amônia, foi o principal fator redutor no crescimento
da população bacteriana. König (op cit) declarou que Euglena sp. foi mais sensível à amônia
que Chlorella sp., em pH abaixo de 7. Segundo a autora, os gêneros de algas que
geralmente indicam boas condições da lagoa são Chlamydomonas, Euglena e Chlorella. Os
dois primeiros são dominantes no frio e Euglena tem facilidade de adaptação a diferentes
condições climáticas.
Fiorini (2004) avaliou as mudanças temporais da comunidade fitoplanctônica e das
condições ecológicas do efluente final da ETE Cajati. O autor avaliou a fase de enchimento e
início de operação da ETE, com amostragens em junho, julho, setembro e novembro de
2002 e março de 2003, e observou que a heterogeneidade da qualidade ambiental, sob
efeitos de perturbações poluidoras, alterou a composição da comunidade fitoplanctônica.
Foram identificados 63 taxa no total, com predominância de clorofíceas, seguida de
cianobactérias.
18
Falco (2005) analisou a estrutura da comunidade microbiana (algas e bactérias) em
lagoas de estabilização localizadas em Novo Horizonte (SP), onde foi observada variação
sazonal da qualidade do efluente final, com concentrações de nitrogênio amoniacal acima do
permitido pela Resolução CONAMA 357/05, no período estudado. Relacionou também a
importância da temperatura na eficiência da redução de matéria orgânica e nutrientes. Em
relação aos microrganismos, a autora observou provável interação negativa entre algas e
bactérias talvez pela competição por recursos ou mesmo em decorrência da liberação de
substâncias tóxicas. A alga predominante foi Chlorella vulgaris.
A eficiência e caracterização dos sistemas de lagoas de estabilização muda
dependendo da localização da estação, visto que dependem das condições climáticas e
estas variam em cada região. Partindo deste princípio e analisando os vários trabalhos
científicos encontrados conclui-se que cada sistema é independente e é necessário estudar
todas as características hidrológicas, físicas, químicas e biológicas para propor melhorias e
otimização dos sistemas atuais. Estes estudos são fundamentais para o entendimento da
dinâmica dos processos que ocorrem nestas lagoas e que são fatores determinantes da
eficiência destas.
19
20
M
M
A
A
T
T
E
E
R
R
I
I
A
A
L
L
E
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M
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É
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4
4
4
4.1. Área de estudo
A região do Vale do Ribeira de Iguape, pertencente à Unidade de Gerenciamento de
Recursos Hídricos (UGRH) 11, é composta por 23 municípios, incluindo Registro, Cajati,
Pariquera-Açu e Jacupiranga. Esta região abrange uma área de 24.980 km
2
, dos quais 61%
pertencem ao Estado de São Paulo e 39% ao Estado do Paraná. O clima dessa região pode
ser classificado como tropical úmido com ligeira variação entre as zonas costeiras e a serra
de Paranapiacaba. Apresenta temperatura média anual de 21,5
0
C, precipitação normal anual
de aproximadamente 1.900 mm e umidade relativa do ar de cerca de 70%. O período mais
chuvoso vai de setembro a março, sendo janeiro o mês de maior pluviosidade. No período
entre os meses de abril e agosto a precipitação média gira em torno de 50 mm (período
seco), sendo agosto o mês que chove menos (CETESB, 2004).
Para a realização desse estudo foi escolhida a Estação de Tratamento de Esgoto
(ETE) do município de Cajati (Figura 1), sub-bacia do rio Jacupiranga. Segundo Seade
(2006), o município de Cajati apresenta uma área de aproximadamente 455 km
2
e população
total de 32.052 habitantes, com 74,73% desse total em área urbana. Neste município, 99%
das residências estão ligadas à rede de abastecimento de água e 67,4% à rede de coleta de
esgoto, dos quais 90% são tratados.
Em Cajati, a carga potencial (kgDBO
5
/dia) é de 720 e a remanescente é de 72. A
vazão lançada no corpo receptor é de 38 L/s, ocorrendo captação de água a 15 km a
jusante. O município de Cajati lança seus resíduos sólidos a menos de 500 m de habitações
e seu destino final (lixão) fica a menos de 200 m do corpo de água (rio Jacupiranguinha).
Apresenta classificação média de permeabilidade do solo com lençol freático de 1 a 3 m de
profundidade. O município tem aproximadamente 5.158 ha de área com plantação de
banana podendo haver aplicação intensa de fungicidas nessa região (CETEC, 2000).
21
Figura 1 - Localização do município de Cajati, Baixo Ribeira de Iguape - SP
Fonte: Universidade Federal de Viscosa – Projeto Temático Fapesp (processo n
o
02/13449-1)
A ETE (Figura 2) localiza-se nas coordenadas 24
0
43’23’’ S e 48
0
05’39’’ W e é
monitorada pela Sabesp, com início de operação em setembro de 2002, sendo que seu
enchimento ocorreu em junho/julho do mesmo ano. No apêndice I podem ser observadas
fotos do sistema de tratamento, composto por gradeamento e caixa de areia como
tratamento preliminar. O afluente bruto chega por meio de estação elevatória e a ETE é
composta por um sistema australiano de lagoas de estabilização, ou seja, lagoa anaeróbia
seguida de facultativa. Existe ainda um tanque de cloração que, no momento, está
desativado. O efluente final é lançado no rio Jacupiranguinha, classificado como classe 2.
(
a
)
(
b
)
Figura 2 - Estação de Tratamento de Esgoto (ETE) de Cajati – SP
(a) – lagoa anaeróbia e (b) – lagoa facultativa
A entrada do sistema de tratamento apresenta caixa de distribuição com três
entradas para a lagoa anaeróbia ao longo de sua largura e três saídas. Estas saídas são
concentradas em outra caixa de distribuição que separa esse efluente da lagoa anaeróbia
em quatro entradas na lagoa facultativa distribuídas uniformemente ao longo de sua largura.
Segundo Fiorini (2004), estas entradas são dotadas de vertedouros reguláveis (tipo “stop-
logs”), concebidos de tal forma que seja possível variar o nível de operação do ambiente
segundo o máximo e mínimo, previamente determinados no projeto.
Esta lagoa apresenta quatro saídas interligadas, idênticas, cujo efluente é lançando
em tanque de cloração, desativado, funcionando intermitentemente. Em nenhuma das
amostragens realizadas nesta pesquisa foi observada cloração do efluente final. O tanque
22
de cloração possui chicanas e o efluente final é lançado para o rio Jacupiranguinha por meio
de queda livre em forma de cascata.
Em janeiro/2003, a ETE esteve desativada com problemas nos painéis da estação
elevatória devido à ocorrência de grande quantidade de chuvas, o que resultou em
ultrapassagem das quotas estimadas. Voltou a operar normalmente em março/2003. Em
junho/2005 ocorreu rompimento de tubulação que bombeia esgoto para a ETE, o que fez
com que a mesma não recebesse esgoto por aproximadamente 30 dias. A tubulação
rompida lançava o esgoto diretamente no rio Jacupiranguinha, visto que este rompimento
ocorreu próximo à margem do rio. O desativamento temporário da ETE levou a diminuição
do nível de água das lagoas. Também não houve lançamento do efluente final neste
período. Na Tabela 1 podem ser observados os dados de projeto da ETE. Nas Figuras 3 e 4
podem ser observadas as plantas do sistema de tratamento de Cajati.
Tabela 1 - Dados de projeto da Estação de Tratamento de Esgoto de Cajati –
SP.
Características Lagoa
Anaeróbia
Lagoa
Facultativa
Comprimento (m) 160,5 214,0
Largura (m) 53,0 163,0
Profundidade (m) 4,0 1,5
Área (m
2
) 6.472 33600
Volume (m
3
) 25.886,0 50.400,0
Carga orgânica (kgDBO.d
-1
) 5.177,2 *
Vazão (m
3
.d
-1
) 4.681,15 4.681,15
Tempo de detenção hidráulico (dias) 5,5 10,8
Fonte: Superintendência de gestão e desenvolvimento operacional de
sistemas regionais – Sabesp Registro (setembro/2004).
* - carga orgânica não citada.
4.2. Dados climatológicos
Os dados de precipitação, temperatura do ar e direção e velocidade dos ventos foram
obtidos do Centro Integrado de Informações Agrometeorológicas – CIIAGRO, pertencente ao
Instituto Agronômico de Campinas – IAC. A localização do posto é latitude 24º41’ e longitude
48
o
00 com altura do solo de 59m em Jacupiranga, SP. A radiação solar fotossinteticamente
ativa (µE.m
-2
.s
-1
) incidente nas lagoas foi determinada in situ pelo radiômetro “Quanta meter”
Ly-cor com sensibilidade entre 400-700 nm.
23
NA
140,5 m
33,0 m
(a)
50,0
m
26,0 m
160,5 m
53,0 m
NP
(b)
160,5 m
140,5 m
4,0 m
20 m
Figura 3 – Desenho esquemático da lagoa anaeróbia (ETE Cajati)
(a) Vista superior, (b) Vista lateral
NP: Nível passarela; NA: Nível de água; : Estações de amostragens
24
143,0 m
194,0 m
80,0 m
70,0 m
NP NA
(a)
163,0 m
214,0 m
1
,
5
m
214,0 m
20
m
194,0 m
Figura 4 - Desenho esquemático da lagoa facultativa (ETE Cajati)
(a) – Vista superior; (b) – Vista lateral
NP: Nível passarela; NA: Nível de água; : Estações de amostragens
4.3. Coleta Prévia e Batimetria
Em outubro/2003 foi realizada uma coleta prévia para determinação dos pontos de
amostragens. Nesta visita prévia foi realizada batimetria das duas lagoas, além de medidas
de perfis térmicos, de pH, condutividade e oxigênio dissolvido em diferentes pontos. As
medidas de temperatura, pH, condutividade e oxigênio dissolvido foram realizadas in situ
com auxílio de Multi-sonda YSI modelo 556, a cada 0,10m de profundidade nas lagoas
anaeróbia e facultativa. A escolha dos posteriores pontos de amostragem esteve relacionada
com os resultados das medidas das lagoas. As amostras coletadas nesta ocasião foram
25
trazidas para o laboratório a fim de serem realizados testes de concentração e extração de
proteínas e eletroforese em gel de poliacrilamida com dodecil sulfato de sódio (SDS-PAGE).
A batimetria foi feita por técnicos do Centro de Recursos Hídricos e Ecologia Aplicada
(CRHEA) com auxílio de tubos de PVC graduados. O equipamento consta de dois tubos, um
maior externo e outro menor graduado no interior do primeiro. Na medida em que os tubos
eram aprofundados no lodo, o tubo de menor diâmetro graduado subia e era feita a leitura.
Foram traçados transectos na lagoa anaeróbia de 5 em 5 metros na largura e de 10 em 10
metros no comprimento. Na lagoa facultativa estes transectos foram de 10 em 10 metros na
largura e de 20 em 20 metros no comprimento. O sistema de tratamento teve início de
operação em setembro de 2002 e a batimetria foi realizada em outubro de 2003.
4.4. Dados operacionais
Os dados de projeto do sistema de tratamento bem como relatórios de análise atuais
foram gentilmente cedidos pela Sabesp regional do município de Registro. Como vazão e
carga orgânica não são monitoradas, estas foram estimadas a partir de dados estimados de
consumo per capita de água conforme a equação (1) proposta por Tsutiya e Sobrinho (2000)
e da DBO obtida.
).(
1000
..
13 −
= dm
RQPCPop
Q
dm
ou ).(
86400
..
1−
= sL
RQPCPop
Q
dm
(1)
onde: Q
dm
= vazão doméstica média; Pop = população; QPC = quota per capita de água; R =
coeficiente de retorno
O coeficiente de retorno geralmente adotado é de 0,8 conforme norma NBR 9649 da
ABNT (von SPERLING, 1996; TSUTIYA e SOBRINHO, 2000). Portanto, para estimar a
carga orgânica com que a ETE está operando, foram utilizados os parâmetros citados por
estes autores como os geralmente utilizados para projeto em municípios com o número de
habitantes entre 10.000-50.000. Estes parâmetros são consumo per capita entre 110-180
L.hab
-1
.d
-1
e taxa de infiltração de 0,3-0,5 L.s
-1
.km
-1
. A vazão de infiltração é medida pela
taxa de infiltração multiplicada pela extensão da rede coletora, que em Cajati é de 49,81 km.
A carga orgânica (equação) é calculada por:
).(
1000
1
5
5
−
= dkgDBO
xQDBO
C (2)
Onde: C: carga orgânica; DBO
5
: Demanda Bioquímica de Oxigênio; Q: Vazão (m
3
.d
-1
).
26
4.5. Amostragens
As amostragens foram realizadas acompanhando a variação sazonal e nictemeral. A
sazonal foi realizada com amostragens em outubro de 2004, janeiro, abril e julho de 2005.
Em cada período foi realizada coleta nictemeral com amostragens a cada seis horas (Tabela
2). O diagrama das amostragens e esquema geral da ETE com as respectivas estações de
coleta podem ser observados nas Figuras 5 e 6.
Tabela 2 – Dias e horários das amostragens na ETE Cajati – SP.
Mês Dia Dia da semana Horários de coleta
outubro 19 e 20 seg e ter 8h; 14h; 20h; 2h; 8h
janeiro 24 e 25 seg e ter 8h; 14h; 20h; 2h; 8h
abril 12 e 13 ter e qua 8h; 14h; 20h; 2h; 8h
julho 14 e 15 qui e sex 8h; 14h; 20h; 2h; 8h
Esta escala de amostragem nictemeral foi escolhida devido aos pulsos de vazão que
chegam ao sistema por batelada e que podem causar variações na qualidade do efluente
final. As amostras foram coletadas em diferentes profundidades, sub-superfície (S), meio (M)
e interface água-sedimento (F), com auxílio de amostrador Van Dorn em ambas as lagoas
para verificação da estratificação vertical. As estações de coleta foram: afluente bruto, lagoa
anaeróbia, efluente da lagoa anaeróbia, lagoa facultativa e tanque de cloração, próximo ao
lançamento do efluente final.
Apesar de as amostragens e análises terem sido realizadas em dois pontos em cada
lagoa, utilizou-se apenas um deles (o segundo) devido a similaridade apresentada. Cinco
serão apresentadas: afluente bruto, lagoa anaeróbia, efluente da lagoa anaeróbia, lagoa
facultativa e efluente final.
27
28
Figura 5 - Diagrama de amostragem temporal (sazonal e nictemeral) e espacial (longitudinal e
vertical) na ETE Cajati
E1: afluente bruto; E2: lagoa anaeróbia; E3: lagoa anaeróbia; E4: efluente da lagoa anaeróbia;
E5: lagoa facultativa; E6: lagoa facultativa; E7: efluente final; LA: lagoa anaeróbia; LF: lagoa
facultativa; S: sub-superfície; M: meio; F: fundo.
29
E7
E6E5
Lagoa facultativa
Rio Jacupiranguinha
E1
E2
E3
E4
Estação
elevatória
Tratamento
preliminar
Lagoa anaeróbia
Tanque de
cloração
Figura 6 - Esquema geral do sistema de tratamento de esgoto de Cajati – SP, com as respectivas estações de coleta
4.6. Variáveis físicas e químicas
As variáveis físicas e químicas foram analisadas tanto no afluente bruto e no efluente
final, como nas lagoas anaeróbia e facultativa, em diferentes profundidades. Estas análises
contribuíram para a avaliação do afluente bruto, da eficiência do sistema, da qualidade do
efluente final e do comportamento das lagoas anaeróbia e facultativa. Na Tabela 3 podem
ser observadas as variáveis físicas e químicas analisadas.
As variáveis temperatura (
o
C), potencial hidrogeniônico (pH), oxigênio dissolvido
(mg.L
-1
) e condutividade elétrica (µS.cm
-1
) foram medidas in situ com o auxílio de Multi-
sonda YSI modelo 556, a cada 0,10 metros de profundidade. A transparência da água foi
medida com Disco de Secchi nas duas lagoas. Também in situ foram feitas medidas de
radiação solar fotossinteticamente ativa (RSFA) (µE.m
-2
.s
-1
) a cada 0,25m em ambas as
lagoas com radiômetro “Quanta meter” Ly-cor com sensibilidade entre 400-700 nm.
No laboratório de campo foram determinados: alcalinidade, Demanda Bioquímica de
Oxigênio (DBO) e Demanda Química de Oxigênio (DQO). Ainda no campo, as amostras
para a determinação de sólidos em suspensão e das formas fosfatadas e nitrogenadas
foram coletadas, filtradas e armazenadas. Para a filtração das amostras de sólidos em
suspensão foram utilizados pré-filtros AP40 (Millipore) previamente calcinados. Para
nutrientes dissolvidos foram utlizadas membranas AP20 (Millipore). Devido a grande
quantidade de matéria orgânica, as membranas de 0,45µm, específicas para a análise, não
puderam ser utilizadas.
Todas as variáveis foram medidas em todas as estações de coleta do sistema de
tratamento, exceto DBO
5
e coliformes totais e organismos termotolerantes. As medidas de
DBO
5
foram realizadas apenas nos horários T0 e T4 (8h) dos dois dias amostrados nas
estações afluente bruto, sub-superfície das lagoas anaeróbia e facultativa, efluente da lagoa
anaeróbia e efluente final. O oxigênio dissolvido foi lido imediatamente após a coleta com
oxímetro portátil Digimed. Após a realização de testes, as amostras foram diluídas com
quantidade adequada de “água de diluição” (APHA, 1999) e os frascos âmbar aferidos foram
incubados à temperatura de 20
0
C por cinco dias, quando o oxigênio dissolvido foi lido
novamente. Os cálculos foram feitos de acordo com APHA (1999).
As variáveis foram analisadas em todos os horários amostrados e em todas as
estações de amostragem, o que inclui meio da coluna de água e interface água-sedimento,
no Laboratório de Biotoxicologia de Águas Continentais e Efluentes (Biotace) – USP – São
Carlos.
30
Tabela 3 – Variáveis físicas e químicas medidas e os respectivos métodos utilizados e referências
Variáveis Métodos
Referência
Temp (
0
C)*
Potenciométrico -
OD (mg.L
-1
)*
Potenciométrico -
pH*
Potenciométrico -
Cond (µS.cm
-1
)*
Potenciométrico -
Alcalinidade (mg.L
-1
)**
Titulação - Método 2320B APHA (1999)
Formas de carbono (mg.L
-1
)
Cálculo
Mackereth, Heron e
Talling (1978)
Transp (m)*
Disco de Secchi -
RSFA (µE.m
-2
.s
-1
)*
Radiômetro -
SST, SSI e SSO
(mg.L
-1
)
Gravimétrico - Método 2540D e 2540E APHA (1999)
PTot (µg.L
-1
)
Espectrofotométrico - Método 4500P B -
Digestão com perssulfato
APHA (1999)
PO
4
(µg.L
-1
)
Espectrofotométrico - Método 4500P E – Ácido
ascórbico
APHA (1999)
NTot (mg.L
-1
)
Método 4500N C – Digestão com perssulfato e
Método 4500Norg - Titulométrico
APHA (1999)
NO
3
(mg.L
-1
)
Espectrofotométrico Ultravioleta – Método
4500NO
3
B
APHA (1999)
NO
2
(µg.L
-1
)
Colorimétrico - Método 4500NO
2
B APHA (1999)
Namon (mg.L
-1
)
Método 4500NH
3
B – Destilação e Método
4500NH
3
C – Titulométrico
APHA (1999)
DBO
5
(mg.L
-1
)*
Método 5210B - Teste do quinto dia APHA (1999)
DQO (mg.L
-1
)*
Colorimétrico - Método 5220D – Refluxo fechado APHA (1999)
SDS-PAGE
Método de Laemmli Laemmli (1970)
* - determinadas in situ; ** - determinadas em laboratório de campo
Temp: temperatura; OD: oxigênio dissolvido; pH: Potencial Hidrogeniônico; Cond: Condutividade elétrica;
Formas de carbono: HCO
3
(bicarbonato); CO
3
-2
(carbonato); CO
2 livre
(dióxido de carbono livre); CO
2 total
(dióxido de carbono total); Cinor (carbono inorgânico); Transp: transparência da água; RSFA: Radiação Solar
Fotossinteticamente Ativa; SST: sólidos suspensos totais; SSI: sólidos suspensos inorgânicos; SSO: Sólidos
suspensos orgânicos; P tot: fósforo total; PO
4
: ortofosfato; Ntot: nitrogênio total; NO
3
: nitrato; NO
2
: nitrito;
Namon: nitrogênio amoniacal; DBO
5
: Demanda Bioquímica de Oxigênio no quinto dia; DQO: Demanda
Química de Oxigênio; SDS-PAGE: eletroforese em gel de poliacrilamida com dodecil sulfato de sódio.
Amostras não filtradas (brutas) foram conduzidas ao laboratório BIOTACE para a
extração de proteínas, que foi realizada de acordo com o método do aquecimento descrito
em Ogunseitan (1993), incluindo algumas adaptações descritas em Ehlers e Cloete (1999).
Essa decisão foi tomada após a realização dos testes de concentração da amostra e da
extração de proteínas. Sendo assim, foram coletados 1000 mL de amostra bruta e esta foi
submetida a passos de centrifugação, lavagem e ressuspensão com tampão apropriado,
banho quente e nova centrifugação. As alíquotas extraídas foram armazenadas em tubos
31
eppendorf para posterior análise por eletroforese. O protocolo utilizado encontra-se no
apêndice II.
As moléculas de proteína foram separadas por eletroforese em gel de poliacrilamida
com dodecil sulfato de sódio (SDS-PAGE), conforme metodologia descrita por Laemmli
(1970), após a realização de testes com auxílio de técnicos e professores do Instituto de
Física de São Carlos. Para esta análise, foram utilizados diferentes padrões de proteínas, os
quais variavam de 14 a 66 kDa. Os géis foram comparados para a verificação de possíveis
diferenças entre as bandas encontradas durante o sistema de tratamento.
Durante os testes realizados (Apêndice III), ficaram estabelecidos alguns fatores a
serem seguidos na SDS-PAGE, como: gel de poliacrilamida 15%, aplicação de 15 µL de
amostra, corrida à 120 V no gel de empilhamento e a 140 V no gel de resolução e 400 mA.
4.7. Variáveis bioquímicas
As biomoléculas proteína, carboidrato e lipídeo foram analisadas em todas as
estações de amostragem e em todos os horários. A concentração de proteína foi
determinada pelo método de Lowry (LOWRY et al., 1951), a de carboidrato pelo método do
fenol (DUBOIS et al., 1956) e lipídeo pelo método da sulfofosfovanilina (POSTMA e
STROES, 1968). As porcentagens de proteína, carboidrato e lipídeo foram analisadas em
relação à DQO
4.8. Variáveis biológicas
Os coliformes totais e organismos termotolerantes foram analisados segundo APHA
(1999), pelo método das membranas filtrantes (método 9222), com meio de cultura
Chromocult
®
ao longo de todo o sistema de tratamento. As amostras de organismos
termotolerantes e totais foram coletadas, diluídas e filtradas, incubadas à 34
o
C por 24h, nas
mesmas estações que a DBO, porém apenas às 8h do primeiro dia. Após este período, a
contagem foi realizada.
Além disso, foram analisadas clorofila-a, a densidade fitoplanctônica e a
porcentagem de bacterias e arquéias. Para a clorofila-a foi utilizado o método de extração
com etanol (NUSH, 1980), realizado pela ténica do BIOTACE Luci Aparecida Queiroz. As
amostras foram filtradas em campo, em membranas de microfibra de vidro (Millipore, AP 20,
0,8 a 8,0 µm de porosidade e 47mm de diâmetro).
Para as análises quantitativa e qualitativa do fitoplâncton, as amostras foram
acondicionadas em frascos de vidro, fixadas com formol 4% e transportadas em caixas
escuras. A escolha do formol se deu devido ao resultado de testes realizados anteriormente
32
com amostras contendo alto teor de matéria orgânica, como as de lagoas de estabilização.
As amostras apresentaram fungos quando fixadas com lugol, impossibilitando, assim, a
contagem. O formol foi utilizado para a fixação das amostras até o momento da contagem.
Na contagem, acrescentaram-se gotas de lugol para que as cianobactérias sedimentassem
nas câmaras utilizadas.
Estas análises foram realizadas pela Dra. Patrícia Bortoletto de Falco, por contagem
dos organismos, em câmaras de sedimentação de volume definido como descrito em
Uthermöhl (1958), em microscópio invertido OLYMPUS CK2. A identificação foi feita em
microscópio óptico trinocular (Olympus BX 51), com auxílio de sistema automático de análise
de imagem, equipado com câmera (CoolSNAP-PROcf-color) e programa Image Pro Plus
(4.5.1).
Devido à alta densidade de organismos nas lagoas, foi realizada a diluição de
algumas amostras (apêndice III) antes da quantificação. A densidade total do fitoplâncton
(organismos.mL
-1
) foi calculada segundo a equação abaixo (APHA, 1999):
VFAf
AtC
D
mLorg
××
×
=
)/(
(3)
Sendo: D: densidade total (organismos.mL
-1
); C: número de organismos contados; At: área total do
fundo da câmara de sedimentação (mm
2
); Af: área do campo de contagem (mm
2
); F: número de
campos contados; V: volume da amostra sedimentada (mL).
Amostras também foram submetidas à filtração em campo para análises de
hibridação fluorescente in situ (FISH), visando a determinação da porcentagem da
comunidade bacteriana, em membranas AP20 (pré-filtro) e GF/C (1,2 µm de porosidade)
para eliminação de interferências das algas. As sondas de oligonucleotídeos utilizadas estão
na Tabela 4. As amostras filtradas foram mantidas em frascos Duram de 500 mL
esterilizados e foram refrigeradas até chegar ao laboratório BIOTACE.
No laboratório as amostras foram concentradas, fixadas, de acordo com Hirasawa
(2003) e congeladas até o momento de análise. Os protocolos utilizados de hibridação e
lavagem específicos para cada sonda com suas respectivas referências podem ser
observados nas Tabelas 5 e 6.
33
Tabela 4 - Características das sondas de oligonucleotídeos e respectivas referências.
Sonda
Especificidade Seqüência Referência
EUB 338 Domínio Bactéria
5’-GCTGCCTCCCGTAGGAGT-3’
Amann et al. (1990)
NON EUB
Controle
Negative
5’-ACTCCTACGGGAGGCAGC-3’
Wallner et al. (1993)
ARC 915 Domínio Arquéia
5’-GTGCTCCCCCGACAATTCCT-3’
Stahl e Amann (1991)
Tabela 5 - Protocolo de hibridação utilizado na técnica de FISH.
Hibridação
Sonda
Temp. Tempo Tampão*
Referência
EUB Amann et al. (1990)
NON
46
0
C 1h30
Wallner et al. (1993)
ARC 45
o
C 2h
Formamida
20%
Stahl e Amann (1991)
* Tampão de hibridação: NaCl 0,9M, Tris-HCl 20mM (pH 7,2). EDTA 10mM,
SDS 0,01% e Formamida X%.
Tabela 6 - Protocolo de lavagem utilizado na técnica de FISH.
Lavagem
Sonda
Temp. Tempo Tampão**
Referência
EUB Amann et al. (1990)
NON
15 min
Wallner et al. (1993)
ARC
48
0
C
20 min
NaCl
225 mM
Stahl e Amann (1991)
** Tampão de Lavagem: Tris-HCl 20mM (pH 7,2), EDTA 10mM, SDS 0,01% e
NaCl Y.
4.9. Análise estatística
A partir dos programas Excel e Statistica foram realizadas análises descritivas,
confecção de gráficos e tabelas, além de análises exploratórias que possibilitaram a geração
de hipóteses relevantes para testes. As análises utilizadas foram ANOVA, análises de
componentes principais (ACP) e de agrupamento (cluster).
Primeiramente, as variáveis foram padronizadas de modo que as variâncias
transformadas passaram a ter média zero e variância unitária, o que foi conseguido pela
transformação logarítmica (log (x+1)). Após essa etapa, os dados bióticos e abióticos foram
submetidos separadamente à análise de variância (ANOVA) para testar-se o efeito da
34
sazonalidade, da variação nictemeral e vertical na ETE Cajati, admitindo-se nível de corte de
probabilidade aceito de 5% (p<0,05).
Em função dos resultados gerados nas ANOVAS e nos testes de hipótese, foram
montadas novas matrizes de dados para a realização da ACP. Esta análise hierarquiza as
variáveis significativas estatisticamente que compõem as matrizes, considerando-se, para
interpretação, os eixos estatisticamente representativos, com pelo menos 50 a 60% da
explicação dos dados entre os dois ou três primeiros eixos.
Em seguida, os escores obtidos na ACP foram submetidos à análise de agrupamento
(cluster), que consistiu em estabelecer os grupos naturais de objetos (formados a partir da
distância ou similaridade entre eles) ou de descritores (estabelecidos pela dependência
entre eles), de modo a reuni-los num mesmo conjunto. Dentre os métodos existentes, optou-
se pelo agrupamento pela associação não ponderada (UPGMA), recomendado por
Romesburg, por atribuir similaridade entre pares de grupos de forma menos extrema que os
demais métodos e também por proporcionar a utilização de qualquer coeficiente de
associação.
Foram calculados, em cada cluster, os coeficientes de correlação cofenética, para os
quais, segundo Legendre e Legendre (1983), devem ser aceitos valores superiores a 0,8.
35
Esta pesquisa procurou identificar os possíveis problemas existentes na ETE Cajati,
analisar seu funcionamento, a qualidade do efluente final, os processos físicos, químicos e
biológicos que ocorrem nas lagoas anaeróbia e facultativa, além de propor melhorias ao
sistema de forma que os impactos ao corpo receptor sejam minimizados, garantindo a
sustentabilidade dos recursos hídricos. Cuidados com os lançamentos de água residuária
diretamente no corpo receptor devem ser tomados para garantir esta sustentabilidade.
Moccellin (2006), em avaliação da qualidade da água do rio Jacupiranguinha, corpo receptor
do elfuente final desta ETE, observou a ocorrência de lançamentos de esgoto in natura,
rompimento de tubulações de esgoto, plantações e criação de gado no entorno e falta de
mata ciliar.
Durante o período de estudo, observou-se que a água pluvial interferiu no tratamento
de esgoto do município. Por ser região de planície, há alagamentos freqüentes devido às
elevadas precipitações. Como o município foi construído na parte mais baixa da região,
houve a necessidade de construção de estação elevatória de esgoto para bombeá-lo à ETE.
A estação elevatória funciona em regime de batelada, ou seja, o lançamento não é contínuo.
Estas instalações de elevatórias, além de apresentarem custo inicial elevado, exigem
despesas de operação e, sobretudo, manutenção permanente e cuidadosa. O município de
tratamento possui local para disposição do material retido na grade e o lodo das lagoas
ainda não precisou ser removido.
Sabe-se que as variações nos fatores meteorológicos levam a flutuações na
qualidade de água como aquelas relacionadas ao pH e oxigênio dissolvido tanto
sazonalmente quanto diariamente, e que as lagoas de estabilização são sistemas naturais,
onde os processos bioquímicos e hidrodinâmicos são influenciados por fatores
meteorológicos tais como luz solar, vento, temperatura, escoamento e evaporação
(TADESSE, GREEN E PUHAKKA, 2004).
Segundo Picot et al. (1992), maior tempo de detenção da água residuária permite a
sedimentação da matéria orgânica e cria ecossistema específico em cada lagoa, onde
fatores ambientais agem sobre os microrganismos, principalmente sobre os patogênicos, ou
seja, a eficiência sanitária é dependente da sazonalidade.
A seguir são apresentados os resultados obtidos nesta pesquisa e as discussões dos
mesmos. Apesar de algumas diferenças visuais, a ANOVA revelou que não houve diferença
R
R
E
E
S
S
U
U
L
L
T
T
A
A
D
D
O
O
S
S
E
E
D
D
I
I
S
S
C
C
U
U
S
S
S
S
Ã
Ã
O
O
5
5
5
36
estatística significativa entre os resultados obtidos nos pontos (p>0,05). Assim, para facilitar
a visualização dos resultados, apenas os resultados obtidos em um dos pontos de cada
lagoa foram considerados.
5.1. Dados Climatológicos
As precipitações mensais acumuladas e a média da temperatura do ar durante o
período de estudo podem ser observadas na Figura 7. A área hachurada representa o
período em que foi realizada amostragem no sistema de tratamento: outubro de 2004,
janeiro, abril e julho de 2005. Observaram-se dois períodos distintos na região: um menos
chuvoso, que correspondeu de abril a setembro, e outro chuvoso, de outubro a março. A
região apresenta clima tropical úmido com variações entre as zonas costeiras e a serra de
Paranapiacaba. Segundo os dados obtidos do Ciiagro (2005), o mês de maior precipitação
foi dezembro de 2004, com 394 mm e a temperatura máxima do ar observada na região foi
de 26,12
o
C em março de 2005. A menor precipitação foi observada em junho de 2005,
40 mm, com menor temperatura do ar em julho de 2005, 17,67
o
C.
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
set/04 out/04 nov/04 dez/04 jan/05 fev/05 mar/05 abr/05 mai/05 jun/05 jul/05 ago/05
Período (Meses)
Precipitação (mm/mês
)
0
5
10
15
20
25
30
Temperatura (
o
C)
Precipitação
Temperatura
Figura 7 - Precipitação acumulada (mm) e Temperatura média do ar (
o
C) durante o período de
setembro de 2004 a agosto de 2005 na região de Jacupiranga, Vale do Ribeira, SP.
Fonte: Ciiagro (2005); Área hachurada – mês de amostragem na ETE Cajati
As precipitações diárias ocorridas durante o período de coleta estão na Tabela 7. O
primeiro registro é referente ao dia anterior à coleta e os segundo e terceiros são referentes
aos períodos de amostragem. Em outubro, apesar da precipitação diária de 23,4 mm, não
37
houve chuvas durante as coletas. Já em janeiro (33,5 mm), as coletas do dia 25 foram
realizadas sob intensa precipitação. Em abril e julho, a precipitação foi nula no período da
amostragem.
Tabela 7 – Precipitação diária (mm) no dia anterior e nos dias de coleta
na ETE Cajati
out
Precip
(mm)
jan
Precip
(mm)
abr
Precip
(mm)
jul
Precip
(mm)
18 0 23 0 11 0 13 0
19 23,4 24 10,3 12 0 14 0
20 3,2 25 33,5 13 0 15 0
Em janeiro, o esgoto bruto entrou no sistema de tratamento diluído pela água pluvial
devido à ocorrência de intensas precipitações. O afluente bruto, que normalmente chega à
ETE por batelada, neste período chegou de forma contínua. A rede de coleta de esgoto
provavelmente apresenta ligações clandestinas de água pluvial, o que deveria ser verificado
para não provocar prejuízos com relação à eficiência do sistema de tratamento. De acordo
com Persson e Wittgren (2003), esta entrada de água pluvial não afeta somente o tempo de
detenção hidráulico, pode afetar também diferentes processos de remoção, como o do
nitrogênio, por exemplo. Um aumento na carga hidrológica pode aumentar a dispersão na
lagoa, bem como a distribuição de oxigênio, a qual afeta os processos de nitrificação e
desnitrificação. Também aumenta a velocidade da água, o que resulta em danos dos
biofilmes formados, onde ocorrem os processos de nitrificação/desnitrificação acoplados.
Os dados de velocidade dos ventos da região durante os períodos estudados foram
obtidos do Instituto Agronômico de Campinas (IAC) (Figura 8). A estação climatológica desta
instituição está localizada no município de Jacupiranga, aproximadamente a 20 km de Cajati
e, por isso, considera-se que os dados seriam mais representativos se a estação estivesse
localizada no próprio município de Cajati.
As velocidades de vento foram medidas a cada 20 minutos, das 8h do primeiro dia de
amostragem às 9h do dia seguinte, nos dias de coleta. Observou-se que em outubro a
velocidade do vento foi maior, principalmente durante o período diurno, atingindo até 6 m.s
-1
,
o que causou dificuldades para a realização das coletas. Em janeiro e abril, as velocidades
do vento foram similares a partir das 13h. Pela manhã, a velocidade em janeiro foi menor.
Em abril/05, a velocidade do vento atingiu até 4 m.s
-1
. Julho/05 foi o período em que se
registrou menores velocidades, sendo que a máxima obtida foi 1,8 m.s
-1
às 12h20.
38
0
1
2
3
4
5
6
7
800
900
1000
1100
1200
1300
1400
1500
1600
1700
1800
1900
2000
2100
2200
2300
2400
100
200
300
400
500
600
700
800
900
Tempo (horas)
Velocidade (m.s
-1
)
out/04 jan/05 abr/05 jul/05
Figura 8 - Velocidade dos ventos (m.s
-1
) em Jacupiranga, Vale do Ribeira (SP), nos períodos de
amostragem (Fonte: Instituo Agronômico de Campinas)
5.2. Coleta prévia e Batimetria
Na coleta prévia observaram-se algumas diferenças nos pontos amostrados,
provavelmente devido à mistura que ocorre na entrada de esgoto nas lagoas. Em outubro de
2003, quando esta coleta foi realizada, a temperatura média da região durante o período de
29/09 à 05/10/2003 foi de 24,4
0
C e a precipitação foi de 11 mm (CIIAGRO, 2004).
Nesta coleta prévia, as medidas de temperatura, pH, oxigênio dissolvido e
condutividade elétrica foram feitas em três estações dentro da lagoa anaeróbia: entrada (a),
centro (b) e saída (c), cada uma contendo três pontos. Na lagoa facultativa, apenas três
pontos foram analisados, sendo que dois localizaram-se a 30 metros da margem no
comprimento (entrada e saída) e outro ponto no centro da lagoa (centro) (Figura 9).
Na entrada da lagoa, a coluna de água estava homogênea e nos outros pontos
estratificada sendo que os perfis térmicos apresentaram comportamentos diferentes.
Provavelmente, o fluxo de entrada de esgoto sanitário no primeiro ponto da lagoa anaeróbia
(Figura 10 (a)) seja responsável pela homogeneidade da coluna de água nos pontos
próximos onde ocorre a entrada. A temperatura média da coluna de água foi de 23,3
0
C.
Houve variação de 0,8
o
C na coluna de água na entrada da lagoa anaeróbia, no ponto à
direita da lagoa, onde o fluxo pareceu ter menor interferência na estabilidade do sistema. No
centro desta, a variação foi de 1,8
o
C e na saída, 3,2
o
C. A coluna de água esteve estratificada
em todos os pontos do eixo transversal. Os valores de condutividade elétrica apresentaram o
mesmo comportamento dos perfis térmicos.
39
(a)
(b)
(c)
LA
(a)
(b)
(c)
L
F
Figura 9 – Esquema de amostragem nas lagoas anaeróbia (LA) e facultativa (LF) em
outubro/03
(a) entrada; (b) centro; (c) saída.
0
1
2
3
4
22 24 26
Temperatura (
o
C)
Profundidade (m)
a
0
1
2
3
4
22 24 26
Profundidade (m)
b
0
1
2
3
4
22 24 26
Profundidade (m)
Esquerda Centro Direita
c
0
1
2
3
4
800 850 900
Condutividade (
µ
S.cm
-1
)
Profundidade (m)
a
0
1
2
3
4
800 850 900
Profundidade (m)
b
0
1
2
3
4
800 850 900
Profundidade (m)
Esquerda Centro direita
c
Figura 10 - Perfis térmicos (
0
C) e de condutividade (µS.cm
-1
) em diferentes pontos na
lagoa anaeróbia da ETE Cajati – SP.
(a) Entrada; (b) Centro; (c) saída.
Na Figura 11 são observados os perfis de oxigênio dissolvido e pH medidos na lagoa
anaeróbia. Em relação ao oxigênio dissolvido observaram-se maior concentração na
superfície (5,17 mg.L
-1
), como já era esperado e, no fundo, a menor (0,08 mg.L
-1
). Em todos
os pontos, a concentração obtida para esta variável diminuiu em direção ao fundo da lagoa, a
qual apresentou concentrações inferiores a 1 mg.L
-1
a partir de 1,5 m de profundidade.
Apesar desta diminuição, as concentrações foram altas para uma lagoa considerada
anaeróbia, quando comparadas com a literatura. Os valores obtidos de pH foram diferentes
40
nas três estações e mantiveram-se entre 6,33 a 7,36 em toda a lagoa. Estes valores são
condizentes com aqueles encontrados na literatura, para lagoas anaeróbias.
0
1
2
3
4
0246
Oxigênio Dissolvido (mg.L
-1
)
Profundidade (m)
0
1
2
3
4
0246
Profundidade (m)
0
1
2
3
4
0246
Profundidade (m)
Esquerda Centro Dir eita
0
1
2
3
4
6.20 6.60 7.00 7.40
pH
Profundidade (m)
0
1
2
3
4
6.20 6.60 7.00 7.40
Profundidade (m)
0
1
2
3
4
6.20 6.60 7.00 7.40
Profundidade (m)
Esquerda Centro Direita
Figura 11 - Perfis de oxigênio dissolvido (mg.L
-1
) e pH em diferentes pontos na
lagoa anaeróbia da ETE Cajati – SP.
(a) Entrada; (b) Centro; (c) saída;
Em relação à lagoa facultativa, na Figura 12 são observados os valores de
temperatura, condutividade, oxigênio dissolvido e pH obtidos. A temperatura média da coluna
de água foi de 24,6
0
C. Mesmo a lagoa sendo mais rasa, a coluna de água esteve homogênea
nos três pontos de amostragem. Observou-se variação de 5
0
C no ponto de saída da lagoa
facultativa. A maior temperatura obtida foi de 27
0
C na sub-superfície da lagoa.
A condutividade elétrica apresentou o mesmo padrão nos três pontos ao longo do eixo
longitudinal da lagoa e variou de 592 a 661 µS.cm
-1
. O oxigênio dissolvido também
apresentou um padrão diferente dos de temperatura e condutividade elétrica nas estações de
amostragens (entrada, centro e saída) da lagoa facultativa. As concentrações foram de
4,94 mg.L
-1
, na entrada, 7,39 mg.L
-1
, no centro e 9,52 mg.L
-1
, na saída, todos na sub-
superfície da lagoa facultativa, sendo que com 1,0 m de profundidade as concentrações se
mostraram reduzidas à metade, aproximadamente. Os valores de pH foram bastante
41
diferentes nas três estações, com padrão semelhante ao de oxigênio dissolvido e variaram de
7,35 a 8,38, com maiores valores próximo à saída da lagoa facultativa onde havia, no
momento das medidas, um florescimento de organismos fitoplanctônicos.
0
0.5
1
1.5
20 22 24 26 28
Temperatura (
0
C)
Profundidade (m)
0
0.5
1
1.5
500 600 700
Condutividade (
µ
S.cm
-1
)
Profundidade (m)
Entrada Centro
Sa
í
da
0
0.5
1
1.5
1.0 3.0 5.0 7.0 9.0
Oxigênio Dissolvido (mg.L
-1
)
Profundidade (m)
0
0.5
1
1.5
7.00 7.50 8.00 8.50
pH
Profundidade (m)
Entrada Centro Saída
Figura 12 - Perfis de temperatura (
0
C), condutividade (µS.cm
-1
), oxigênio
dissolvido (mg.L
-1
) e pH em diferentes pontos na lagoa facultativa da ETE Cajati –
SP.
O teste de variância (ANOVA) foi aplicado nas estações amostrais do sistema de
tratamento com intuito de verificar as diferenças entre as lagoas, pontos e profundidades
analisadas. O teste, com corte de probabilidade a 5%, revelou que as duas lagoas foram
diferentes nesta amostragem prévia (outubro/03), com p=0,031. A partir disso, as lagoas
anaeróbia e facultativa foram analisadas separadamente. A lagoa anaeróbia apresentou
p=0,043 e p=0,090 para o teste de diferença entre pontos e profundidades, respectivamente,
o que indica diferença entre os pontos analisados e coluna de água estatisticamente
homogênea.
Como os pontos apresentaram diferenças significativas estatisticamente, também
foram separados e analisados. Verificou-se que os três pontos na entrada, os três no centro e
os três na saída da lagoa anaeróbia foram similares entre si, com p=0,251, 0,368 e 0,075,
respectivamente, o que indicou que não há necessidade de outros pontos de amostragens no
eixo transversal. Vale ressaltar que as diferenças são assumidas quando p<0,05. Dois ou três
pontos de amostragem ao longo do eixo longitudinal ssriam suficientes para analisar o
comportamento desta lagoa, conforme observado nas Figuras 10 e 11.
42
A lagoa facultativa, por sua vez, não apresentou diferença significativa entre os três
pontos analisados (p= 0,065). Porém, pH (p=0,006) apresentou diferenças entre estes
pontos, o que confirma o observado na Figura 12. As profundidades nesta lagoa foram
diferentes (p=0,010), o que indica estratificação, apesar da lagoa ser rasa. Como a variável
pH apresentou diferença significativa entre os pontos, houve necessidade de analisar, no
mínimo, dois pontos nesta lagoa ao longo do eixo longitudinal.
Na Figura 13 pode se observar a profundidade e geometria da lagoa anaeróbia.
Observa-se que esta lagoa apresentou certa quantidade de lodo (Figura 14), considerada
pequena, visto que a ETE foi construída recentemente (2002). O lodo presente foi
depositado na entrada da lagoa anaeróbia devido à sedimentação das partículas maiores e
também nas irregularidades mais profundas que a lagoa apresenta devido a não
impermeabilização do fundo durante a construção. A profundidade e geometria da lagoa
facultativa podem ser observadas na Figura 15. A lagoa facultativa não apresentou lodo
acumulado, devido apresentar construção e operação também recentes, além de receber
carga orgânica menor que a anaeróbia.
O lodo acumulado no fundo das lagoas, principalmente da anaeróbia (Figua 14), é
resultado da sedimentação dos sólidos suspensos presentes no esgoto bruto, incluindo areia
e microrganismos sedimentáveis. A fração orgânica do lodo é estabilizada anaerobiamente,
sendo convertida em água e gases, devendo ser, portanto, o volume acumulado inferior ao
volume sedimentado (von SPERLING, 1998). Segundo Arceivala (1981), a taxa de acúmulo
média de lodo em lagoas facultativas é de 0,03 a 0,08 m
3
.hab
-1
.ano
-1
. A menos que a lagoa
esteja operando com alta carga, a remoção de lodo será necessária somente após vários
anos de operação do sistema. Segundo von Sperling (1996), a freqüência de remoção de
lodo das lagoasé recomendada, geralmente, acima de 20 anos. Para o autor, a estabilização
anaeróbia do lodo de fundo pode gerar subprodutos solúveis não estabilizados os quais, ao
serem reintroduzidos na massa líquida superior, são responsáveis por uma nova carga de
DBO.
43
Figura 13 - Mapa batimétrico da lagoa anaeróbia na ETE de Cajati – SP
Figura 14 - Depósito de sedimento presente na lagoa anaeróbia, ETE Cajati – SP
44
Figura 15 - Mapa batimétrico da lagoa facultativa, ETE Cajati – SP.
5.3. Dados operacionais
Como não há monitoramento de vazão na ETE, uma estimativa foi realizada com
base em dados variados de consumo per capita de água e taxas de infiltração (Tabela 8).
Utilizando a população urbana de 2005 (SEADE, 2006), 23.952 habitantes, observou-se que
a vazão ficou abaixo daquela projetada para o sistema, que foi de 54,18 L.s
-1
ou
4.681,15 m
3
.d
-1
, conforme Tabela 1. Utilizando-se o consumo máximo per capita (180 L.hab
-
1
.d
-1
), sem considerar a vazão de infiltração, obtém-se uma vazão total máxima de
4.615,49 m
3
.d
-1
. Com DBO de 5,0 mg.L
-1
, obtida nesta pesquisa, e de 55,0 mg.L
-1
(outubro/2004) e 380,0 mg.L
-1
(abril/2004), obtidas pela Sabesp, calculou-se as cargas
orgânicas e obteve-se, respectivamente, 23,08, 152,31 e 1.753,88 kg DBO
5
d
-1
. As cargas
orgânicas de projeto para a ETE Cajati eram de 5.177,2 kg DBO
5
.d
-1
para a lagoa anaeróbia
e de 1.126,1 kg DBO
5
.d
-1
para a facultativa.
45
Tabela 8 – Vazão (m
3
.d
-1
) e carga orgânica (kgDBO
5
.d
-1
) estimadas para a ETE Cajati
Carga orgânica (kgDBO
5
.d
-1
)
QPC
(L.hab
-1
.d
-1
)
Qdom
(m
3
.d
-1
)
Tinf
(L.s
-1
.km
-1
)
Qinf
(L.s
-1
)
Qinf
(m
3
.d
-1
)
Qtot
(m
3
.d
-1
)
DBO
5
=5
(mg.L
-1
)
DBO
5
=33
(mg.L
-1
)
DBO
5
=380
(mg.L
-1
)
110 2.107,8 - - - 2.107,8 10,5 69,6 801,0
130 2.491,0 - - - 2.491,0 12,5 82,2 946,6
150 2.874,2 - - - 2.874,2 14,4 94,8 1.092,2
180 3.449,1 - - - 3.449,1 17,2 113,8 1.310,7
110 2.107,8 0,3 14,9 1.291,1 3.398,9 17,0 112,2 1.291,6
130 2.491,0 0,3 14,9 1.291,1 3.782,1 18,9 124,8 1.437,2
150 2.874,2 0,3 14,9 1.291,1 4.165,3 20,.8 137,5 1.582,8
180 3.449,1 0,3 14,9 1.291,1 4.740,2 23,7 156,4 1.801,3
110 2.107,8 0,5 24,9 2.151,8 4.259,6 21,3 140,6 1.618,6
130 2.491,0 0,5 24,9 2.151,8 4.642,8 23,2 153,2 1.764,3
150 2.874,2 0,5 24,9 2.151,8 5.026,0 25,1 165,9 1.909,9
180 3.449,1 0,5 24,9 2.151,8 5.600,9 28,0 184,8 2.128,3
QPC: Consumo médio per capita; Qdom: Vazão doméstica; Tinf: taxa de infiltração; Qinf: vazão de
infiltração; Qtot: vazão total;
Apesar da baixa DBO obtida nesta pesquisa (5,0 mg.L
-1
), conforme Tabela 10,
mesmo quando se utiliza a DBO de 380,0 mg.L
-1
obtida pela Sabesp, a carga orgânica
continua baixa. Estas estimativas indicam que o sistema de tratamento de esgoto de Cajati
operou com baixa carga, provavelmente por longo período, o que pode ter interferido no
desempenho do sistema, visto que a lagoa anaeróbia não teve matéria orgânica suficiente
para torná-la anaeróbia propriamente dita. Apenas com consumo per capita altos e maiores
taxas de infiltração, as vazões estimadas estiveram próximas ou maiores que a de projeto. A
carga orgânica também esteve baixa em todas as simulações. A máxima obtida foi
2.128,3 kg DBO
5
.d
-1
, com DBO de 380 mg.L
-1
.
A lagoa anaeróbia deveria operar com tempo de detenção hidráulico (TDH) de 2-5
dias (MENDONÇA, 2000) ou 3-6 dias (von SPERLING, 1996). Tempos maiores que cinco
dias não são recomendados, pois a lagoa iniciará seu funcionamento como facultativa, que
tem como critério de projeto TDH acima de 6 dias (MENDONÇA, 2000) ou entre 15-45 dias
(von SPERLING, 1996).
Em relatório de monitoramento da Sabesp, realizado em setembro/2004, a vazão
medida foi de 1017,79 m
3
.d
-1
. O TDH foi estimado com esta vazão, já que a primeira
amostragem desta pesquisa foi realizada logo em seguida (outubro/04). Para a lagoa
anaeróbia, o TDH foi 25,4 dias e para a facultativa foi de 49,5 dias. A partir destes dados,
obteve-se carga orgânica de 33,0 kg DBO
5
.d
-1
. Conclui-se, portanto, que houve algum
problema com a ETE, pois se 67,4% das residências estão ligadas à rede de esgoto
(SEADE, 2006), a vazão e carga orgânica não poderiam ser tão baixas. Uma explicação
poderia ser o crescimento populacional maior em Cajati que nos municípios vizinhos (Tabela
9). O município de Cajati foi fundado em 1930, com emancipação em 1991. Jacupiranga foi
46
fundada em 1927, emancipada em 1928 e elevada à Comarca em 1963. O município de
Pariquera-açu foi fundado em 1953. Apesar da emancipação do município de Cajati em
1991, o crescimento de 26,0% na população urbana entre 1995 e 2000 pode ter resultado
em crescimento rápido de bairros periféricos sem adequadas ligações à rede de coleta de
esgoto. Este crescimento deve-se, muito provavelmente, ao complexo industrial localizado
no município, o qual emprega grande parte da população.
Tabela 9 – Crescimento populacional nos municípios do Vale do Ribeira de Iguape
(SP)
Municípios
Pop
(hab)
1995
Taxa
Cresc
(%)
Pop
(hab)
2000
Taxa
Cresc
(%)
Pop
(hab)
2005
P tot 26.378 10,6 29.176 9,8 32.052
Cajati
P urb 16.626 26,0 20.959 14,0 23.952
P tot 15.851 7,4 17.019 5,3 17.929
Jacupiranga
P urb 8.631 16,5 10.030 10,0 11.039
P tot 15.142 16,2 17.601 13,6 20.004
Pariquera-açu
P urb 9.854 18,0 11.690 21,0 14.177
P tot: população total; P urb: população urbana;
Fonte:Seade (2006)
5.4. Avaliação do funcionamento do sistema e variação das características físicas,
químicas e biológicas do efluente final
Para análise do funcionamento do sistema foram calculadas as média e desvio
padrão a partir dos resultados obtidos nos cinco horários amostrados. Em relação às
variáveis físicas, químicas e biológicas no afluente bruto, afluente da lagoa anaeróbia e
efluente final (Tabelas 10, 11 e 12), a temperatura (Tabela 10) no tanque de cloração esteve
maior devido este atuar como uma terceira lagoa, além do esgoto passar pelas chicanas
lentamente. Em abril, observou-se a máxima de 29,48±1,77
o
C.
O pH aumentou em direção ao efluente final, variando de 8,00±0,34 (abril) a
9,46±0,48 (julho) nesta estação, o que revelou um aparente e eficiente tamponamento do
sistema. Este aumento do pH em direção ao efluente final indica que a alcalinidade foi
consumida no início do sistema (RANGEBY, JOHANSSON E PERNRUP, 1996). Falco
(2005) obteve valores de pH neutros no sistema de tratamento de Novo Horizonte, com
variação de 7,1 a 7,7 no efluente final. Autores como Mendes et al. (1995), Tadesse, Green
47
e Puhakka (2004), Ntegwe (2005), Ahmadi, Riahi e Noori (2005), Kayombo et al. (2002) e
Canovas et al. (1996) obtiveram valores de pH entre 6,3 e 8,3.
Tabela 10 – Média
*
± desvio padrão das variáveis obtidas no afluente bruto (AFB),
efluente da lagoa anaeróbia (ELA) e efluente final (EFF) na ETE Cajati - SP
Variáveis AFB ELA EFF
Out 23,60±0,20 23,31±0,60 23,90±0,83
Jan 26,05±0,20 26,44±0,42 26,65±0,45
Abr 27,99±0,63 27,80±0,64 29,48±1,77
Temperatura
(
o
C)
Jul ** ** 19,16±1,83
Out 8,54±0,40 8,92±0,23 9,08±0,23
Jan 9,07±0,54 9,58±0,30 9,33±0,51
abr 7,01±0,16 7,42±0,80 8,00±0,34
pH
jul ** ** 9,46±0,48
out 510,75±176,62 554,00±9,90 367,00±154,07
jan 374,60±89,42 315,60±11,89 291,20±3,35
abr 787,00±99,72 667,20±62,15 518,40±40,54
Condutividade
elétrica
(µS.cm
-1
)
jul ** ** 620,00±39,33
out 1,85±1,69 0,33±0,12 2,94±0,96
jan 2,78±0,48 1,58±0,91 2,58±0,61
abr 0,94±0,52 1,29±0,82 2,23±0,81
Oxigênio Dissolvido
(mg.L
-1
)
jul ** ** 4,02±1,20
out *** *** ***
jan 5,0 19,7 45,6
abr 8,6 7,2 19,0
DBO
(mg.L
-1
)
jul ** ** 11,4
out 1,43±2,39 *** 13,72±4,82
jan 1,54±0,48 *** 6,92±1,22
abr 4,67±3,59 *** 3,51±1,95
Densidade
fitoplanctônica
(10
6
org.mL
-1
)
jul ** ** 21,33±6,37
* - Média de cinco horários coletados durante 24h; ** - ETE desativada; *** - medidas não
realizadas
A alta precipitação durante o período de coleta em janeiro também fez com que a
condutividade fosse menor (374,60±89,42 µS.cm
-1
) devido à diluição do esgoto. Isto
provavelmente devido à ETE receber esgoto diluído pela chuva (janeiro) e operar com baixa
carga orgânica. A condutividade elétrica foi maior nas lagoas de estabilização de Novo
Horizonte. Falco (2005) obteve menor condutividade no afluente bruto no outono e inverno
(1094,0 µS.cm
-1
) e maior no verão (1468,0 µS.cm
-1
), com efluente final com menor
48
condutividade no inverno, 723,0 µS.cm
-1
. Na ETE Cajati, esta menor condutividade elétrica
pode ser devido a menor quantidade de íons dissolvidos resultantes da baixa carga
orgânica. A condutividade elétrica alta pode ser devido aos processos de decomposição da
matéria orgânica, ocasionando liberação de substâncias inorgânicas no sistema (GOMES,
2002).
No afluente bruto, devido à entrada em batelada de esgoto, as concentrações de
oxigênio dissolvido foram menores em outubro e abril, 1,85±1,69 mg.L
-1
e 0,94±0,52 mg.L
-1
,
respectivamente, pois as coletas foram realizadas quando não havia entrada de esgoto. Em
janeiro, devido à alta precipitação (305 mm), a entrada de esgoto ocorreu de forma contínua,
conforme já discutido, e a concentração foi maior: 2,78±0,48 mg.L
-1
. No efluente final as
concentrações foram maiores, pois o esgoto tratado passa lentamente pelas chicanas do
tanque de cloração e, provavelmente, neste local ocorre fotossíntese pelos organismos
fitoplanctônicos provenientes da lagoa facultativa. A maior concentração de oxigênio
dissolvido nesta estação foi 4,02±1,20 mg.L
-1
em julho/05.
Estas concentrações de oxigênio dissolvido no efluente final foram maiores na ETE
Cajati, quando comparada com a ETE Novo Horizonte, a qual não possui tanque de
cloração. Em Novo Horizonte, o efluente final passa por escada antes do lançamento no
corpo receptor para auxiliar na aeração, com objetivo de minimizar os impactos no corpo
receptor. O efluente da ETE de Cajati passa por tanque de cloração desativado, além de
queda para aeração antes do lançamento. Por um lado, estas maiores concentrações de
oxigênio dissolvido são uma vantagem para o corpo receptor. Por outro, este tanque de
cloração desativado resulta em lançamento de maior número de organismos
fitoplanctônicos, o que pode ser prejudicial ao corpo receptor.
A DBO esteve baixa em todos os períodos, e apresentou aumento no efluente final. A
DBO obtida está muito abaixo daquelas observadas nos trabalhos com lagoas de
estabilização, como o de Shelef (1982), com DBO de 412,0 mg.L
-1
no afluente bruto; Mendes
et al. (1995) com DBO de 336,0 mg.L
-1
; Ntengwe (2005), com 382,0 mg.L
-1
; Ahmadi et al.
(2005), com 118 ,0mg.L
-1
; e Falco (2005) com menor DBO de 492,0 mg.L
-1
. Segundo von
Sperling (1996), os sistemas de tratamento de esgoto por lagoas anaeróbias seguidas por
facultativas, deveriam apresentar eficiência de redução de DBO entre 75-90%.
Conforme observado nestas amostragens, o sistema de tratamento recebe água
pluvial juntamente com o esgoto bruto. Outros estudos devem ser realizados, como por
exemplo, avaliação da água consumida, vazão do sistema, entre outros, para avaliar o
quanto o esgoto bruto chega diluído à estação de tratamento, influenciando na sua DBO e,
conseqüentemente, na eficiência do tratamento.
Nesta pesquisa, não foi observada relação entre temperatura e DBO, conforme
citado por Teixeira Pinto, Neder e Luduvice (1996), que observou maior produção de gases
49
pelo aumento da temperatura, o que causou desprendimento dos sólidos do sedimento e
aumento da DBO e dos sólidos em suspensão.
Em relação à DQO (Tabela 11), no afluente bruto observou-se maior variação em
janeiro com desvio padrão de 126,12 mg.L
-1
. Em abril a DQO foi maior, 236,20±87,36 mg.L
-1
.
Em janeiro, a DQO no efluente final (209,40±78,01 mg.L
-1
) foi maior que no afluente bruto
(187,00±126,12 mg.L
-1
) devido à água pluvial ter diluído o esgoto na entrada, não
apresentando redução.
A eficiência de redução do sistema de tratamento em abril foi maior, seguida de
outubro, 46,9 e 43,8%, respectivamente. Na lagoa anaeróbia, observou-se redução de
53,9% em outubro. Porém, na lagoa facultativa, devido à presença de matéria orgânica e
organismos fitoplanctônicos, não foi observada redução na DQO.
Tadesse, Green e Puhakka (2004) analisando lagoas em região tropical obtiveram
redução de DQO entre 90 e 97% em sistemas de lagoas de estabilização. Picot et al. (1992)
obtiveram DQO de 216,0 mg.L
-1
na lagoa e 294,0 mg.L
-1
no efluente, valores semelhantes
aos obtidos na presente pesquisa. Falco (2005) observou redução de DQO de até 82,8%,
com DQO afluente de 880,0 mg.L
-1
no verão. Toprak (1995) declarou que a eficiência de
redução na DQO aumenta com o aumento da carga orgânica.
A lagoa anaeróbia apresentou maior redução de sólidos suspensos totais que a
facultativa, mesmo porque esta primeira lagoa, segundo Pescod (1996) funciona como um
tanque de sedimentação das partículas maiores. Também foi observada maior eficiência no
período de maior temperatura, abril, com 73,9% de redução na anaeróbia e 78,4% no
sistema como um todo. Redução de sólidos suspensos de 83,8% no verão foi obtida por
Falco (2005), com concentração inicial de 290,0 mg.L
-1
. A menor redução obtida pela autora
foi de 42,4% quando a concentração do afluente bruto era 365,0 mg.L
-1
.
Quanto à fração orgânica e inorgânica (Figura 16), a lagoa facultativa aumentou a
fração orgânica devido aos organismos fitoplanctônicos. A maior porcentagem de sólidos
suspensos orgânicos foi obtida no efluente final em abril (93,2%) e a menor em janeiro
(52,1%) no afluente bruto.
50
Tabela 11 – Média* ± desvio padrão (mg.L
-1
) das variáveis obtidas no afluente bruto (AFB), efluente
da lagoa anaeróbia (ELA) e efluente final (EFF) com as respectivas eficiências de redução (%) da
lagoa anaeróbia (EFIC LA), da facultativa (EFIC LF) e do sistema (EFIC SIS) na ETE Cajati.
Variáveis
AFB
(mg.L
-1
)
ELA
(%)
EFIC
LA (%)
EFF
(mg.L
-1
)
EFIC
LF (%)
EFIC
SIS
(%)
out
212,25±81,25 97,75±22,49 53,9 119,25±26,84 *** 43,8
jan
187,00±126,12 136,20±42,52 27,1 209,40±78,01 *** ***
abr
236,20±87,38 140,40±19,37 40,6 125,40±33,64 10,7 46,9
DQO
(mg.L
-1
)
jul
** ** *** 186,40±65,12 *** ***
out
107,67±56,05 120,17±23,95 *** 155,50±37,33 *** ***
jan
89,48±80,87 52,80±27,49 41,0 70,81±9,41 *** 20,9
abr
239,27±192,02 62,52±18,09 73,9 51,70±10,07 17,3 78,4
SST
(mg.L
-1
)
jul
** ** *** 100,20±42,89 *** ***
out
8,0x10
3
5,1x10
3
36,2 3,2x10
3
37,2 60,0
jan
7,53x10
4
7,4x10
4
*** 6,8x10
3
90,8 91,0
abr
3,53x10
4
4,7x10
3
86,7 4,9x10
3
*** 86,1
CT
(NMP/100mL)
jul
** ** *** 4,0x10
3
*** ***
out
1,3x10
3
1,4x10
3
*** 1,2x10
3
14,3 7,7
jan
5,5x10
4
3,8x10
4
30,9 1,7x10
3
95,5 96,9
abr
4,2x10
4
0,5x10
3
98,8 2,4x10
3
*** 94,3
OT
(NMP/100mL)
jul
** ** *** 0,2x10
3
*** ***
out
7,41±2,03 2,67±1,66 63,9 7,06±3,92 *** 4,7
jan
0,89±0,71 1,44±0,45 *** 1,76±0,35 *** ***
abr
4,67±1,56 3,69±0,93 21,0 1,78±1,15 51,8 61,9
Ptot
(mg.L
-1
)
jul
** ** *** 3,06±0,83 *** ***
out
1,80±1,50 0,76±0,35 57,8 0,05±0,02 93,4 97,2
jan
0,96±0,73 0,94±0,13 2,1 0,80±0,31 14,9 16,7
abr
2,60±0,58 2,05±0,19 21,1 0,91±0,14 55,6 65,0
PO
4
(mg.L
-1
)
jul
** ** **** 1,61±1,99 *** ***
* - Média de cinco horários coletados durante 24h; ** - ETE desativada; *** - não houve eficiência de
redução
DQO: Demanda Química de Oxigênio; SST: Sólidos suspensos totais; CT: coliformes totais; OT:
organismos termotolerantes; Ptot: fósforo total; PO
4
: ortofosfato.
As concentrações de organismos termotolerantes (OT) reduziram 7,7%, em
outubro/04. Em janeiro/05 e abril/05, esta concentração diminuiu 96,9% e 94,3%,
respectivamente. Em julho/05, o sistema de tratamento estava temporariamente desativado
e, portanto, a concentração de organismos termotolerantes foi menor se comparado aos
outros períodos (0,2x10
3
NMP/100mL). Oliveira e von Sperling (2005) obtiveram
concentrações de OT de 2,0x10
9
NMP/100mL na entrada e de 4,3x10
5
NMP/100 mL na
saída.
51
0%
20%
40%
60%
80%
100%
AFB ELA EF
Sólidos suspensos (%)
OUT
0%
20%
40%
60%
80%
100%
AFB ELA EF
JAN
0%
20%
40%
60%
80%
100%
AFB ELA EF
Sólidos suspensos (%)
SSI SSOABR
0%
20%
40%
60%
80%
100%
AFB ELA EF
SSI SSOJUL
Figura 16 – Porcentagem de sólidos suspensos orgânicos e inorgânicos (%) nas
diferentes amostragens no afluente bruto, efluente da lagoa anaeróbia e efluente final.
Em relação às concentrações de coliformes totais (CT) em outubro/04, observou-se
redução de 60%. Em janeiro/05 e abril/05, a redução esteve em 91,0 e 86,1%,
respectivamente. Em julho/05, as concentrações foram baixas, provavelmente devido ao
tempo que a lagoa ficou sem receber esgoto bruto. Mesmo sem entrada de esgoto, no
efluente final foi observada concentração de CT de 4,0x10
3
NMP/100mL. O tempo de
detenção hidráulico estendido como aconteceu em julho devido ao desativamento da ETE,
levou a maior redução dos microrganismos patogênicos, como previsto em outros trabalhos
(SHUGUI et al., 1994; NASSER et al., 1994).
A confirmação de que a ETE de Cajati recebe esgoto diluído ou opera com baixa
carga ocorre quando se compara a concentração de coliformes totais com outros trabalhos.
Salter et al. (1999) obtiveram 2,3x10
5
NMP/100mL na entrada do sistema e
9,6x10
3
NMP/100mL na saída. Escalante, Moeller e Rivas (2000) obtiveram concentração de
organismos termotolerantes de 4,2x10
4
NMP/100 mL no afluente de uma estação que opera
para 7.193 habitantes; a mesma concentração foi obtida nesta pesquisa para uma estação
que opera para 29.352 habitantes. Mendes et al. (1995) obtiveram concentração de
coliformes no afluente de 2,6x10
10
NMP/100 mL. Shelef (1982) obteve concentrações na
52
ordem de 10
8
NMP/100 mL. Esperava-se que as concentrações de organismos
termotolerantes fossem maiores na ETE Cajati.
A remoção de organismos termotolerantes nas lagoas depende de vários
mecanismos/processos regulados pelo tempo de detenção hidráulico e condições
ambientais. Os principais fatores (ALMASI e PESCOD, 1996) são: carga orgânica, radiação
solar, pH, oxigênio dissolvido, sedimentação, potencial redox, mortalidade das bactérias por
inanição e antagonismo do fitoplâncton e zooplâncton com os organismos termotolerantes.
Segundo Picot et al. (1992), maior tempo de detenção hidráulico resulta em sedimentação e
cria ecossistema específico nas lagoas onde fatores como pH, radiação solar e zooplâncton
agem sobre os microrganismos.
Diversos fatores atuam concomitantemente criando condição insustentável à
sobrevivência dos microrganismos patogênicos. Alguns deles são: altos valores de
temperatura e de pH (>8,5), incidência de raios ultravioletas na água, elevada concentração
de oxigênio dissolvido que favoreceu comunidade aeróbia mais eficiente na competição por
alimento e na eliminação de patogênicos. A menor profundidade das lagoas otimiza a
capacidade de remover estes patógenos e nutrientes. Em janeiro, as remoções foram de
96,9% de organismos termotolerantes e 99,1% de coliformes totais, apesar das
concentrações iniciais terem sido maiores. Em abril, apesar das temperaturas mais altas, a
remoção foi apenas de 45,6% para coliformes totais. Em julho, devido provavelmente ao
sistema de tratamento estar desativado temporariamente e, portanto, não receber fonte de
nutrientes, as concentrações de coliformes totais reduziram a 200 NMP/100mL na lagoa
facultativa, menor concentração obtida ao longo do estudo. Nas lagoas anaeróbia e
facultativa, nas outras estações, não houve desenvolvimento de colônias de organismos
termotolerantes neste período. Tanto a lagoa anaeróbia quanto a facultativa, quando
analisadas individualmente, não apresentaram redução satisfatória de organismos
termotolerantes nos períodos amostrados.
Em relação aos nutrientes (Tabela 12), apesar do sistema de lagoas de estabilização
não ter o objetivo de removê-los, o sistema analisado apresentou reduções para nitrogênio e
fósforo acima das citadas na literatura. Picot et al. (1992) e Salter et al. (1999) afirmaram
que lagoas de estabilização não são eficientes em remoção de nutrientes, porém em lagoas
com alta densidade algal, Picot et al. (1992) afirmaram que esta remoção ocorre e os
nutrientes são incorporados na biomassa algal.
53
Tabela 12 – Média* ± desvio padrão das variáveis obtidas no afluente bruto, efluente da lagoa
anaeróbia e efluente final com as respectivas eficiências de redução da lagoa anaeróbia, da
facultativa e do sistema na ETE Cajati.
Variáveis
AFB
(mg.L
-1
)
ELA
(%)
EFIC
LA (%)
EFF
(mg.L
-1
)
EFIC
LF (%)
EFIC
SIS
(%)
out 28,38±17,61 28,38±0,53 *** 27,42±5,29 3,4 3,4
jan 13,96±10,75 15,18±6,30 *** 14,32±5,14 5,6 ***
abr 30,91±6,25 18,39±1,67 40,5 8,47±0,83 53,9 72,6
Ntot
(mg.L
-1
)
jul ** ** *** 9,82±1,59 *** ***
out 19,35±12,28 19,66±0,99 *** 10,19±1,19 48,1 47,3
jan 6,42±5,10 9,25±1,68 *** 5,09±0,98 45,0 20,7
abr 22,37±4,87 12,34±2,38 44,8 3,25±0,64 73,6 85,5
Namon
(mg.L
-1
)
jul ** ** *** 0,48±0,21 *** ***
out 2,13±0,69 1,55±0,42 27,2 1,43±0,21 7,74 32,8
jan 2,29±0,87 1,45±0,48 36,7 1,80±0,14 *** 21,4
abr 3,17±0,70 2,60±0,11 18,0 2,31±0,10 11,1 27,1
NO
3
(mg.L
-1
)
jul ** ** *** 1,41±0,20 *** ***
out 3,66±4,01 3,63±0,04 0,8 10,62±7,06 *** ***
jan 22,82±23,05 7,96±3,99 65,1 16,15±4,98 *** 29,2
abr 9,26±4,71 3,97±0,51 57,1 11,08±5,17 *** ***
NO
2
(µg.L
-1
)
jul ** ** *** 2,41±1,00 *** ***
* - Média de cinco horários coletados durante 24h; ** - ETE desativada; *** - Não houve
eficiência de redução
Ntot: nitrogênio total; Namon: nitrogênio amoniacal; NO
3
: nitrato; NO
2
: nitrito
Quanto às formas fosfatadas, na maioria das amostragens, as concentrações
diminuíram em direção ao efluente final. A maior concentração de fósforo total foi obtida em
outubro tanto no afluente bruto (7,41±2,03 mg.L
-1
) quanto no efluente final (7,06±3,92 mg.L
-
1
). Em outubro, observou-se a maior redução de ortofosfato, 97,2%. A concentração no
afluente bruto foi de 1,80±1,50 mg.L
-1
. Isto talvez se deva às baixas concentrações de
nutrientes que entram no sistema, além dos altos valores de pH atingidos no final do
sistema. Segundo Picot et al. (1992), concentrações abaixo de 2,0 mg.L
-1
de fósforo podem
ser atingidas com pH maiores ou iguais a 9. Moutin et al. (1992) também citaram que a
precipitação do fósforo na forma de hidroxiapatita pode ocorrer com pH na faixa de 8,
conforme observado na Tabela 10, o pH desta estação esteve alto em todos os períodos.
As concentrações de fósforo total e ortofosfato foram baixas na ETE Cajati quando
comparadas às outras pesquisas. Falco (2005) obteve menor concentração de fósforo total e
ortofosfato de 9,0 e 5,0 mg.L
-1
, respectivamente, no afluente bruto. Shelef (1982) obtiveram
concentrações de fósforo total no afluente bruto de 18,0 mg.L
-1
; Mendes et al. (1995), de
31,6 mg.L
-1
; Canovas et al. (1996), 11,1 mg.L
-1
. As concentrações de ortofosfato também
54
foram maiores que as obtidas em Cajati: Mendes et al. (1995), com 22,9 mg.L
-1
; Canovas et
al. (1996), com 7,0 mg.L
-1
; Ahmadi et al. (2005), 11,83 mg.L
-1
; e Falco (2005), 5,0 mg.L
-1
.
Na ETE Cajati, as concentrações de nitrogênio total também foram menores no
afluente bruto em todas as amostragens quando comparadas com outros sistemas. A maior
concentração no afluente bruto foi de 30,91±6,25 mg.L
-1
, em abril. Porém, o efluente final no
mesmo período, apresentou concentração de nitrogênio total de 8,47±0,83 mg.L
-1
, redução
de 72,6%. Mendes et al. (1995) obteve concentrações de nitrogênio total de 107,9 mg.L
-1
;
Shelef (1982) obteve 93,0 mg.L
-1
; Falco (2005), 76,0 mg.L
-1
.
O nitrogênio amoniacal também reduziu em abril, 85,5%, quando a concentração
inicial era 22,37±4,87 mg.L
-1
. A ETE de Novo Horizonte analisada por Falco (2005), também
apresentou eficiência de redução de nitrogênio amoniacal, com máxima de 61,3% no verão,
quando a concentração inicial foi 62,0 mg.L
-1
. Porém, nos períodos estudados, a ETE de
Novo Horizonte apresentou efluente final em desacordo com o estabelecido pela Resolução
CONAMA 357/05. Outros autores também obtiveram concentrações de nitrogênio amoniacal
acima das obtidas na ETE Cajati. Mendes et al. (1995) obteve 52,3 mg.L
-1
; Ahmadi et al.
(2005), 35,6 mg.L
-1
; Canovas et al. (1996), 22,4 mg.L
-1
.
Picot et al. (1992) obtiveram reduções de nitrogênio amoniacal de 19,7% nas lagoas
de estabilização facultativas e 75% nas lagoas com alta densidade algal. Esta remoção
segue a atividade fotossintética onde a diminuição do nitrogênio amoniacal deve-se a
assimilação algal, degradação e aumento do pH induzido pela fotossíntese que resulta em
volatilização.
A maior concentração de nitrato obtida no afluente bruto foi de 3,17±0,70 mg.L
-1
, em
abril. No efluente final, a maior foi 2,31±0,10 mg.L
-1
, também em abril. Falco (2005) obteve
concentrações de nitrato em torno de 5,0 mg.L
-1
nos períodos estudados na ETE Novo
Horizonte. Concentrações menores foram obtidas por outros autores como 2,5 mg.L
-1
(MENDES et al., 1995), 0,40 mg.L
-1
(NTENGWE, 2005), 0,18 mg.L
-1
(AHMADI et al., 2005).
A relação DQO/DBO na ETE Cajati foi muito alta. Como a DBO foi baixa, a relação
máxima encontrada no afluente bruto foi 37,4 (janeiro) e a menor, 27,5 (abril). O efluente
final apresentou relação de 4,6, 6,6 e 16,3, respectivamente em janeiro, abril e julho.
Geralmente esta relação é aproximadamente 2,0 para esgoto doméstico. Falco (2005)
obteve máxima relação DQO/DBO de 3,3 na lagoa facultativa. Segundo Yagoubi et al.
(2000), que obtiveram relação de 4,5, esta alta relação pode ser conseqüência da diluição
da matéria orgânica e dos sólidos suspensos. Segundo os mesmos autores, a relação alta
significa infiltração na rede, o que facilita a degradação da fração orgânica, representada
pela DBO, enquanto a inorgânica (parte da DQO) permanece constante.
A eficiência de redução de sólidos suspensos e nutrientes observada no período de
maior temperatura corroborou a afirmação de Pearson et al. (1987), que declararam que as
55
maiores temperaturas resultam em melhores eficiências de redução das variáveis físicas e
químicas. Eficiência de redução de nitrogênio e fósforo foi observada por alguns autores
(OUZZANI et al, 1995; FALCO, 2005) nas lagoas de maturação ou na segunda (ou mais)
facultativas do sistema de tratamento. Conforme observado na Figura 22, a lagoa anaeróbia
não apresenta comportamento anaeróbio e sim, facultativo, o que resultou nesta eficiência de
nutrientes (apenas em abril) e não em matéria orgânica.
Moccellin (2006), que avaliou o rio Jacupiranguinha, corpo receptor do efluente final
da ETE Cajati, observou que ao longo de todo eixo longitudinal, o rio apresenta-se
impactado. As concentrações de coliformes totais e nutrientes são altas em todos os pontos
analisados. Por isso, no ponto de lançamento do efluente da ETE, a autora não observou
altas concentrações e aparentemente o efluente da ETE não impactada mais o rio além das
concentrações já obtidas.
A ANOVA para as variáveis abióticas revelou que as amostragens foram diferentes
estatisticamente quando analisadas em relação ao fator sazonalidade (p=0,001). Para serem
iguais p deveria ser maior que 0,05. Isto significa que a análise dos períodos amostrados
deve ser feita separadamente para os meses outubro/04, janeiro, abril e julho/05, o que
confirmou a variação sazonal.
Para cada coleta foi feita ANOVA para os pontos afluente bruto, efluente da lagoa
anaeróbia e efluente final, com intuito de avaliar o funcionamento de cada lagoa nos períodos
coletados. Observou-se que a lagoa anaeróbia não apresentou diferença estatística
significativa na entrada e na saída em nenhum período amostrado (Tabela 13) (p>0,05).
Nas amostragens de outubro e abril, o efluente da lagoa anaeróbia e efluente final
foram diferentes estatisticamente (p=0,010 e 0,004, respectivamente) em relação às variáveis
limnológicas avaliadas. Esta diferença (p>0,05) indicou eficiência da lagoa facultativa
conforme observado nas Tabelas 11 e 12. A análise de variância também confirmou o não
funcionamento da lagoa anaeróbia com p>0,05 em todas as amostragens.
Em contrapartida, no período de janeiro, a lagoa facultativa não apresentou esta
diferença. Quando as variáveis foram avaliadas separadamente, apenas nitrogênio
amoniacal apresentou diferença estatística significativa (p=0,001) neste período.
Dentre as variáveis bióticas analisadas estão densidade fitoplanctônica e clorofila, que
não apresentaram diferença estatística significativa entre as amostragens realizadas segundo
a ANOVA (P=0,761). Porém, como as coletas foram analisadas separadamente para as
variáveis abióticas, para as bióticas foi seguido o mesmo procedimento. As entradas e saídas
das lagoas foram iguais na maioria das coletas, exceto em outubro/04, afluente bruto e
efluente da lagoa anaeróbia (p=0,009), e em janeiro/05, afluente da lagoa facultativa e
efluente final (p=0) Tabela 14.
56
Tabela 13 – Valores de Wilks’ Lambda para testar a eficiência de cada
lagoa do sistema de tratamento para as variáveis abióticas
Pontos Variáveis Abióticas
Afluente bruto / Efluente LA 0,258
out/04
Afluente LF / Efluente final
0,010
Afluente bruto / Efluente LA 0,171
jan/05
Afluente LF / Efluente final 0,096
Afluente bruto / Efluente LA 0,149
abr/05
Afluente LF / Efluente final
0,004
Afluente bruto / Efluente LA *
jul/05
Afluente LF / Efluente final *
* - A coleta de julho não possui dados suficientes para calcular a
eficiência
Tabela 14 – Valores de Wilks’ Lambda para testar a eficiência de cada
lagoa do sistema de tratamento para densidade fitoplanctônica
Pontos Variáveis Bióticas
Afluente bruto / Efluente LA
0,009
out/04
Afluente LF / Efluente final 0,815
Afluente bruto / Efluente LA 0,295
jan/05
Afluente LF / Efluente final
0
Afluente bruto / Efluente LA 0,684
abr/05
Afluente LF / Efluente final 0,803
Afluente bruto / Efluente LA *
jul/05
Afluente LF / Efluente final *
* - A coleta de julho não possui dados suficientes para calcular a
eficiência
A partir deste teste de variância, a análise de agrupamento (cluster) foi realizada com
intuito de estabelecer grupos naturais de objetos (formados a partir da distância ou
similaridade entre eles) ou de descritores (estabelecidos pela dependência entre eles), de
modo a reuni-los num mesmo conjunto. Dentre os métodos existentes, optou-se pelo
agrupamento pela associação não ponderada (UPGMA), com coeficiente de Distância
Euclidiana Média. Foram realizados dois agrupamentos: um para as variáveis abióticas e
outro para densidade fitoplanctônica, ambos para cada época de amostragem.
Os agrupamentos revelaram que em outubro (Figura 17) formaram-se três grandes
grupos na lagoa anaeróbia. Um contendo todas as estações do efluente final nos cinco
57
horários analisados além de afluente bruto apenas às 8h; outro grupo com afluente bruto às
20h e efluente da lagoa anaeróbia às 8h; e, por último, efluente da lagoa anaeróbia às 8, 20 e
2h e afluente bruto às 8h dos dois dias de coleta. Este último grupo revelou a ineficiência da
lagoa anaeróbia, diferentemente do que ocorreu na lagoa facultativa, pois o efluente final não
foi tão semelhante às outras estações, o que corroborou os resultados obtidos nas Tabelas
10, 11 e 12. Em janeiro, na mesma lagoa, as estações amostradas apresentaram quatro
grandes grupos, sendo um com afluente bruto às 20h; outro com afluente bruto às 8h; um
terceiro grupo com afluente bruto e efluente da lagoa anaeróbia às 14h. O último grupo
selecionou as demais estações e horários.
Figura 17 – Análise de agrupamento (cluster) nas diferentes estações de amostragem
relacionadas às variáveis abióticas da ETE Cajati nos meses outubro e janeiro
1: 8h; 2: 14h; 3: 20h; 4: 2h; 5: 8h; E1: afluente bruto; E3: efluente da lagoa anaeróbia;
E5: efluente final
Em abril (Figura 18), observaram-se cinco agrupamentos distintos: um com as
estações do efluente final com todos os horários analisados; outro com afluente bruto às 14h;
outro com efluente da lagoa anaeróbia às 14h; o quarto grupo selecionou efluente da lagoa
anaeróbia às 8, 20, 2 e 8h; e o último com os demais horários do afluente bruto. Aqui ficou
58
nítida a eficiência observada anteriormente neste período nas Tabelas 11 e 12, devido à
separação das diferentes estações afluente bruto, efluente da lagoa anaeróbia e efluente
final, o que confirmou a eficiência das duas lagoas.
Julho foi o período em que o sistema de tratamento não apresentou funcionamento
adequado e, portanto, pode-se observar apenas a variação horária no efluente final (Figura
18). Observaram-se dois grupos, sendo que às 8h do segundo dia foi diferente dos outros.
Figura 18 - Análise de agrupamento (cluster) nas diferentes estações de amostragem
relacionadas às variáveis abióticas da ETE Cajati nos meses abril e julho.
1: 8h; 2: 14h; 3: 20h; 4: 2h; 5: 8h; E1: afluente bruto; E3: efluente da lagoa anaeróbia; E5:
efluente final
Com relação à densidade fitoplanctônica, em outubro (Figura 19) observou-se a
formação de dois grandes grupos com as estações afluente bruto às 8, 20 e 2h no primeiro
grupo e as demais no outro, o que revelou que as lagoas anaeróbia e facultativa não
apresentaram diferença na densidade fitoplanctônica. Apenas o afluente bruto foi diferente.
Em janeiro observou-se três grandes grupos, onde o primeiro agrupou por semelhança as
estações do efluente final em todos os horários, outro com afluente bruto e efluente da lagoa
anaeróbia.
59
Figura 19 - Análise de agrupamento (cluster) nas diferentes estações de amostragem
relacionadas à densidade fitoplanctônica na ETE Cajati nos meses outubro e janeiro.
1: 8h; 2: 14h; 3: 20h; 4: 2h; 5: 8h; E1: afluente bruto; E3: efluente da lagoa anaeróbia; E5:
efluente final
Em abril (Figura 20), não foi observado padrão de agrupamento entre as estações
analisadas. Foram observados seis grupos sendo que um deles selecionou a estação
efluente da lagoa anaeróbia às 20h, outro grupo selecionou o afluente bruto às 8h, outro com
afluente bruto às 14h e efluente final às 8h do segundo dia; outro grupo apresentou as
estações efluente da lagoa anaeróbia às 8h e afluente bruto às 20h, e, o último, as demais
estações. No mês de julho, observaram-se três horários (8h, 20h e 8h) semelhantes em
relação à densidade fitoplanctônica. Os outros dois horários ficaram isolados deste grupo e
também entre si.
60
Figura 20 - Análise de agrupamento (cluster) nas diferentes estações de amostragem
relacionadas à densidade fitoplanctônica na ETE Cajati nos meses abril e julho.
1: 8h; 2: 14h; 3: 20h; 4: 2h; 5: 8h; E1: afluente bruto; E3: efluente da lagoa anaeróbia; E5:
efluente final
5.5. Dinâmica das variáveis físicas e químicas em lagoas de estabilização
A radiação solar fotossinteticamente ativa (RSFA) disponível e na sub-superfície das
lagoas pode ser observada na Tabela 15. A RSFA incidente sempre foi maior que na sub-
superfície das lagoas, principalmente devido à presença de organismos fitoplanctônicos e
material em suspensão. Apesar de ser esperado maior material em suspensão na lagoa
anaeróbia devido à entrada de maior quantidade de matéria orgânica, a menor RSFA obtida
foi na lagoa facultativa, 47,9 µE.m
-2
.s
-1
em janeiro/05 às 8h. Apesar de maiores temperaturas
em abril, as maiores RSFA foram obtidas em outubro na lagoa anaeróbia. Falco (2005)
obteve máximas de RSFA de 2570,0 µE.m
-2
.s
-1
na primeira lagoa facultativa e de
1760,0 µE.m
-2
.s
-1
na segunda lagoa, em novembro de 2002.
Na Figura 21 observa-se os valores de transparência da água e zona eufótica (Zeu)
para as duas estações em ambas as lagoas do sistema de tratamento de Cajati em
diferentes períodos amostrados. Todas as estações amostradas apresentaram transparência
da água igual (0,10 m). A Zeu não apresentou diferenças entre as duas lagoas, mesmo a
anaeróbia tendo maior profundidade que a facultativa. Em janeiro/05, a menor transparência
ocorreu na lagoa facultativa às 14h, 0,15m. A maior encontrada foi de 0,28m na lagoa
61
anaeróbia no mesmo horário. A transparência da água em janeiro/05 foi maior que em
outubro/04, conseqüentemente a Zeu também foi maior. Isto devido a maior precipitação
ocorrida neste mês, que diluiu a água residuária e, provavelmente, aumentou a vazão de
esgoto. A Zeu esteve menor às 8h na lagoa facultativa em janeiro/05 (0,56 m) e a maior foi
obtida na mesma estação também às 8h (0,76 m).
Tabela 15 - Radiação Solar Fotossinteticamente Ativa (µE.m
-2
.s
-1
) (RSFA) disponível para
as lagoas anaeróbia e facultativa da ETE Cajati às 8h e 14h em outubro/04, janeiro, abril e
julho/05.
Lagoa anaeróbia Lagoa facultativa
Horários
8h 14h 8h 8h 14h 8h
Incidente 2009,0 * 730,0 802,2 * 261,6
Out/04
Sub-superfície 312,5 * 210,0 348,4 * 84,2
Incidente 1331,0 502,3 261,2 451,0 1600,0 148,7
Jan/05
Sub-superfície 476,1 187,0 111,5 110,5 607,0 47,9
Incidente 1470,0 1666,0 580,4 1498,0 1652,0 1190,0
Abr/05
Sub-superfície 148,5 759,0 73,6 408,2 705,1 312,9
Incidente 554,7 1558,0 720,1 1004,0 1505,0 985,8
Jul/05
Sub-superfície 175,5 569,1 160,5 186,7 1098,0 218,9
* - medida não realizada
Em abril/05, a maior transparência obtida foi 0,20 m às 14h na lagoa anaeróbia. Na
mesma lagoa foi observada a menor, 0,08 m, às 8h. Nos dois horários pela manhã, 8h, as
transparências das colunas de água foram maiores na lagoa facultativa, porém às 14h, onde
as temperaturas estiveram maiores e, portanto a RSFA também, os organismos
fitoplanctônicos encontravam-se provavelmente na camada superficial da coluna de água,
impedindo a penetração da radiação solar para as camadas mais profundas. A Zeu foi maior
na lagoa facultativa em todos os horários amostrados. Obteve-se a maior Zeu na lagoa
facultativa às 8h (0,73 m) e a menor (0,30 m) na anaeróbia às 8h.
Em julho/05, o menor valor de transparência da água ocorreu na lagoa facultativa em
ambas as estações, 0,11 m às 8h. A maior transparência foi de 0,15 m na lagoa anaeróbia
em todos os horários amostrados. As profundidades da Zeu variaram nas duas lagoas sendo
que as maiores foram obtidas às 8h. Nas outras, a Zeu esteve em torno de 0,48 m. Falco
(2005) obteve máxima profundidade do disco de Secchi (Zds) de 0,30 m, na lagoa
facultativa.
62
0.00
0.20
0.40
0.60
0.80
1.00
anaeróbia facultativa
Prof. (m)
out/04
0.00
0.20
0.40
0.60
0.80
1.00
anaeróbia facultativa
Prof. (m)
j
an/05
0.00
0.20
0.40
0.60
0.80
1.00
anaeróbia facultativa
Prof. (m)
abr/05
0.00
0.20
0.40
0.60
0.80
1.00
anaeróbia facultativa
Prof. (m)
Zds Zeu
j
ul/05
Figura 21 - Profundidade do Disco de Secchi e Zona eufótica nas lagoas anaeróbia e
facultativa na ETE Cajati – SP.
Devido à lagoa facultativa receber, teoricamente, menor carga orgânica, esperava-se
que a zona eufótica fosse maior que aquela obtida na anaeróbia, mas a predominância de
organismos fitoplanctônicos tornou a coluna de água menos transparente. A redução de
organismos patogênicos e atividade fotossintética dependem, entre outros fatores, da
radiação que atinge as lagoas. A atenuação da luz em lagoas de estabilização está
diretamente relacionada com a concentração de sólidos suspensos, constituídos
principalmente por matéria orgânica.
A análise dos perfis térmicos verticais (Figuras 22 e 23) revelou padrão de
estratificação durante o dia e tendência à isotermia no período noturno. Este comportamento
foi observado nas duas lagoas (anaeróbia e facultativa). Kellner e Pires (2002) afirmaram
que, para lagoas de estabilização em regiões tropicais, o gradiente térmico para identificação
de estratificação é de 0,6
o
C/m.
63
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
3.5
18 20 22 24 26 28 30 32 34 36
Temperatura (
0
C)
Profundidade (m)
out/04
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
3.5
18 20 22 24 26 28 30 32 34 36
Temperatura (
0
C)
jan/05
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
3.5
18 20 22 24 26 28 30 32 34 36
Profundidade (m)
abr/05
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
3.5
18 20 22 24 26 28 30 32 34 36
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
Figura 22 - Perfis térmicos na lagoa anaeróbia nas diferentes amostragens na ETE
Cajati
Na amostragem de outubro/04, a coluna de água esteve homogênea nas duas lagoas
do sistema. Em abril, as temperaturas foram maiores com máxima de 35,5
o
C às 14h na lagoa
anaeróbia. Nesta lagoa, os gradientes térmicos verticais foram observados no primeiro metro
da coluna de água, com maiores valores em abril (8,9
o
C/m) e janeiro (7,1
o
C/m), ambos às
14h. Nestes meses, todos os horários apresentaram coluna de água estratificada, exceto às
8h do segundo dia em abril. Em julho, o gradiente térmico observado na coluna de água foi
menor, 2,55
o
C/m às 20h. Às 14h, o gradiente foi de 2,4
o
C/m. Nos outros horários a coluna de
água esteve homogênea.
A redução da temperatura do ar ao longo do ciclo de amostragem, com conseqüente
resfriamento da superfície, resultou em menores gradientes verticais, porém significativos,
4,3°C/m e 4,4°C/m no primeiro metro da coluna de água na lagoa anaeróbia, em janeiro e
abril, respectivamente, às 20h. Às 2h e às 8h, a coluna de água apresentou gradientes
térmicos reduzidos, com tendência à isotermia. Este ciclo também foi observado por
Tadesse, Green e Puhakka (2004).
64
A coluna de água da lagoa facultativa em outubro/04 também esteve homogênea.
Julho/05 apresentou as menores temperaturas (máxima de 24,7
o
C às 14h) e coluna de água
homogênea às 8h dos dois dias amostrados. A maior temperatura nesta lagoa também foi
observada em abril: 33,8
o
C às 14h. Em outubro, janeiro, abril e julho os maiores gradientes
foram de 1,3
o
C/m (8h), 5,2
o
C/m (14h), 6,9
o
C/m (14h) e 5,2
o
C/m (14h), respectivamente. Em
julho/05 observou-se maiores gradientes que na lagoa anaeróbia, no mesmo período.
0.0
0.5
1.0
1.5
18 20 22 24 26 28 30 32 34 36
Profundidade (m)
abr/05
0.0
0.5
1.0
1.5
18 20 22 24 26 28 30 32 34 36
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
0.0
0.5
1.0
1.5
18 20 22 24 26 28 30 32 34 36
Temperatura (
0
C)
Profundidade (m)
out/04
0.0
0.5
1.0
1.5
18 20 22 24 26 28 30 32 34 36
Temperatura (
0
C)
jan/05
Figura 23 - Perfis térmicos na lagoa facultativa nas diferentes amostragens na ETE
Cajati
As variações de temperatura influenciam algumas variáveis por meio de suas
constantes de equilíbrio ou de solubilidade. A distribuição de organismos fitoplanctônicos e
de nutrientes na coluna de água de um lago ou reservatório está intimamente relacionada
com seu padrão de estrutura térmica. A temperatura tem pronunciado efeito nos processos
bioquímicos e hidrodinâmicos do sistema de lagoas de estabilização. Segundo Tadesse,
Green e Puhakka (2004), durante as diferentes horas do dia, a radiação solar aquece a
camada superficial de água das lagoas causando estratificação térmica com camada inferior
65
mais densa e fria. Ao entardecer, a fotossíntese cessa e o rápido resfriamento da superfície
com intensos ventos durante a noite força a camada de água da superfície densa a ir para o
fundo, o que causa mistura na coluna de água. Pela manhã, as colunas de água das lagoas
estão homogêneas, com nenhum gradiente na coluna de água. O aquecimento da camada
superficial continua até atingir máximo pela tarde e camadas com distintas densidades são
estabelecidas e o ciclo se repete.
Este fato foi observado por Miwa, Freire e Calijuri (2007) na ETE Cajati, na qual o
aquecimento da sub-superfície resultou em forte estratificação térmica no período diurno,
sem redistribuição do calor ao longo da coluna de água. Alguns autores (JAMES, 1987;
PEARSON et al., 1987a) afirmaram que projeto, operação e avaliação de desempenho das
lagoas de estabilização assumem, geralmente, que elas são reatores de mistura completa.
Entretanto, a existência de estratificação nas lagoas tem sido observada (PEARSON et al.,
1987a, CURTIS et al., 1994; GU e STEFAN, 1995) e estas interferem na distribuição vertical
de materiais particulados e dissolvidos que estão presentes nas lagoas. A circulação vertical
das águas e a conseqüente homogeneização e ressuspensão de organismos e nutrientes
são possíveis numa condição de instabilidade física do ambiente, isto é, quando não existem
gradientes de densidades ao longo da coluna de água. Esta circulação pode ter contribuição
dos ventos que agem na região. A estratificação de densidade reduz o desempenho do
sistema pelo aumento do curto-circuito.
Nesta pesquisa observou-se estratificação térmica maior em abril, seguida de janeiro,
julho e outubro. Apesar da afirmação de Tadesse, Green e Puhakka (op cit.), o desempenho
do sistema esteve melhor justamente no período de maior estratificação (abril). Também se
observaram estratificações nos horários 14h, 20h e, algumas vezes, às 2h, com isotermia ou
coluna de água homogênea às 8h nos dois dias, conforme descrito por Tadesse, Green e
Puhakka (op cit.). Em relação à variação sazonal, observou-se período de maior
estratificação em janeiro onde ocorreu variação de 3,4
o
C na coluna de água da lagoa
anaeróbia e de 4,0
o
C na facultativa. A estratificação também foi acentuada em abril quando
se obteve variação de 3,0
o
C e 3,9
o
C nas lagoas anaeróbia e facultativa, respectivamente. Em
julho/05 e outubro/04, a coluna de água esteve homogênea. O comportamento termal da
lagoa foi caracterizado pela breve termoclina geralmente ocorrida no período da tarde.
Durante este breve período de estratificação foi observada diferença de 5-8
o
C entre sub-
superfície e interface água-sedimento da coluna de água.
Gu e Stefan (1995) definiram três padrões de estratificação em lagoas de
estabilização: (I) – coluna de água completamente misturada durante dias e noites
consecutivos; (II) – estratificação durante o dia e mistura a noite; (III) – continuamente
estratificada por dias consecutivos. Na ETE Cajati observou-se o padrão II, apesar de não ter
avaliado o sistema durante vários dias consecutivos.
66
Em Novo Horizonte, Falco (2005) observou que a variação no perfil térmico foi rápida
e a condição de mistura completa não pode ser assumida naquele momento. Segundo a
autora, este fato tem implicações diretas na definição de amostragem e na interpretação dos
resultados de eficiência atingida nas diferentes épocas do ano.
As concentrações de oxigênio dissolvido (Figuras 24 e 25) seguiram o mesmo
comportamento que a temperatura nas duas lagoas. Observaram-se oxiclinas bem definidas
com concentrações de oxigênio dissolvido maiores às 14h, seguida de 20h e diminuição
nestas concentrações às 2h e 8h.
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
3.5
024681012
Oxigênio dissolvido (mg.L
-1
)
Profundidade (m)
out/04
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
3.5
024681012
Oxigênio dissolvido (mg.L
-1
)
jan/05
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
3.5
024681012
Profundidade (m)
abr/05
0.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
3.5
024681012
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
Figura 24 - Perfis de oxigênio dissolvido (mg.L
-1
) na lagoa anaeróbia nas diferentes
amostragens na ETE Cajati
A lagoa anaeróbia apresentou baixas concentrações de oxigênio dissolvido somente
em outubro/04. Nas outras amostragens, estas concentrações estiveram altas para este tipo
de lagoa e atingiu 9,83 mg.L
-1
,
em abril às 14h, na sub-superfície. A lagoa apresentou
67
condições de anoxia a partir do primeiro metro de coluna de água em janeiro e abril. Em
julho, observaram-se concentrações de oxigênio dissolvido ao longo de toda coluna de água.
Estas maiores concentrações na lagoa anaeróbia são, provavelmente, devido à baixa
carga orgânica que a ETE recebe, conforme descrito no anteriormente, a presença de
fitoplâncton, com concentrações de clorofila entre 72 a 3463,0 µg.L
-1
(Figura 58),
respectivamente, no fundo (janeiro) e no meio (julho) da lagoa anaeróbia, além de provável
TDH alto.
A operação de uma lagoa anaeróbia depende do equilíbrio entre as bactérias
formadoras de ácidos (acidogênicas) e das formadoras de metano (metanogênicas) (SILVA e
MARA, 1979). Além disso, Gloyna (1971) declarou que a obtenção de condições estáveis
para a fermentação anaeróbia necessita de um considerável tempo e da ocorrência de
temperaturas em torno de 20
o
C. Silva e Mara (1979) sugeriram que a temperatura esteja
acima de 15
o
C e pH mantido acima de 6.
Na lagoa facultativa, observou-se o mesmo comportamento, com exceção de outubro,
quando os horários de maiores temperaturas apresentaram maiores concentrações de
oxigênio dissolvido que na lagoa anaeróbia. Para Kayombo et al. (2002), as concentrações
de oxigênio dissolvido são altas durante o dia e, à noite, são esgotados pela respiração
microbiana. Com concentrações abaixo de 4,0 mg.L
-1
, os processos anaeróbios têm maior
importância e o consumo predomina sobre sua produção (ESTEVES, 1998).
Considerando a faixa crítica de 0-1,0 mg.L
-1
de oxigênio dissolvido para que a maioria
das reações químicas ocorra e para o metabolismo microbiano (WETZEL e LIKENS, 1991),
a lagoa anaeróbia de Cajati esteve anaeróbia propriamente dita apenas em outubro e às 2h
em abril. Nos outros horários e períodos a camada superficial esteve aeróbia.
A variável oxigênio dissolvido é a que melhor reflete as alterações ocorridas ao longo
do ciclo nictemeral, uma vez que sua concentração é o resultado da somatória dos
processos físicos, químicos e biológicos que ocorrem dentro do corpo de água. As altas
concentrações na sub-superfície são devido à produtividade primária e ao vento e, no fundo,
a diminuição deveu-se ao consumo de oxigênio nos processos de oxidação biológica e/ou
química. A quantidade de matéria orgânica oxidável ou compostos complexos interfere na
sua concentração.
Segundo Cetesb (1990), o oxigênio dissolvido deveria ser zero nas lagoas
anaeróbias e nas lagoas facultativas poderia variar de 0 a 10 mg.L
-1
pela manhã e de 10 a
30 mg.L
-1
pela tarde. Observou-se que as concentrações obtidas na presente pesquisa estão
altas para a lagoa anaeróbia, o que pode ter prejudicado o desempenho do sistema.
Mendes et al. (1995) obtiveram concentrações de oxigênio dissolvido de 9,5 mg.L
-1
na lagoa facultativa, concentração maior que a obtida nesta pesquisa. Os mesmos autores
68
analisando outro sistema de lagoas de estabilização, obtiveram concentrações de oxigênio
de 0,6 mg.L
-1
na lagoa anaeróbia e 8,1 mg.L
-1
na facultativa.
0.0
0.5
1.0
1.5
0246810
Oxigênio dissolvido (mg.L
-1
)
Profundidade (m)
out/04
0.0
0.5
1.0
1.5
024681
Oxigênio dissolvido (mg.L
-1
)
jan/05
0
0.0
0.5
1.0
1.5
0246810
Profundidade (m)
abr/05
0.0
0.5
1.0
1.5
0246810
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
Figura 25 - Perfis de oxigênio dissolvido (mg.L
-1
) na lagoa facultativa nas diferentes
amostragens na ETE Cajati
Tadesse, Green e Puhakka (2004) e Picot et al. (1992) afirmaram que a respiração
dos organismos durante a noite esgotou o oxigênio da coluna de água a tal extensão que o
oxigênio dissolvido durante a manhã foi próximo à zero. A situação foi reversa à
supersaturação pela tarde quando a fotossíntese atingiu seu pico.
Na presente pesquisa observou-se comportamento aeróbio nos primeiros 0,5 m da
lagoa facultativa. A partir desta profundidade, a lagoa apresentou comportamento anaeróbio
durante três períodos estudados. Julho/2005 foi exceção, sendo que as concentrações de
oxigênio dissolvido apresentaram-se mais elevadas, com máxima de 3,14 mg.L
-1
às 8h.
69
Provavelmente, houve mudanças na comunidade microbiana devido ao tempo em que a
ETE permaneceu desativada.
Neste mesmo sistema de tratamento, Fiorini (2004) encontrou concentrações de
oxigênio dissolvido na sub-supefície da lagoa facultativa de 4,41 mg.L
-1
, em março a
5,12 mg.L
-1
, em novembro. O autor obteve maiores concentrações quando o sistema estava
em fase de enchimento devido à oxigenação pelo fluxo de água e diluição da matéria
orgânica provenientes do enchimento da lagoa com água do rio Jacupiranguinha.
Os gradientes de pH (Tabela 16) foram mais suaves em comparação àqueles
observados para o oxigênio dissolvido. Os maiores valores foram registrados na lagoa
facultativa, com máximo de 12,17 correspondente à sub-superfície da lagoa facultativa às
14h em janeiro.
Tabela 16 - Valores de pH em diferentes horários e nas profundidades sub-superfície (S),
meio da coluna de água (M) e interface água-sedimento (F) nas lagoas anaeróbia (LA) e
facultativa (LF) na ETE Cajati em diferentes amostragens.
out jan abr Jul
Horário de
amostragem
Prof.
LA LF LA LF LA LF LA LF
S 9,15 9,56 8,84 10,37 7,53 8,73 8,10 8,99
M 9,05 8,93 9,07 9,83 7,00 7,98 8,03 9,35
8h
F 8,42 9,02 8,99 9,61 6,93 7,20 7,63 9,49
S * * 10,99 11,32 9,15 9,86 9,47 10,49
M * * 9,35 9,59 7,21 9,39 8,87 10,05
14h
F * * 9,24 10,09 6,91 7,44 8,22 9,92
S 8,87 9,11 10,53 11,74 8,42 9,11 9,27 10,50
M 8,88 9,20 9,10 10,44 7,06 8,89 9,19 10,22
20h
F 8,90 9,18 9,07 9,87 6,84 7,56 8,22 9,99
S 8,79 8,90 10,49 11,36 7,50 9,19 9,64 9,78
M 8,69 8,93 9,12 10,00 7,00 8,87 8,98 9,87
2h
F 8,82 8,94 9,07 9,75 6,84 7,16 8,29 9,72
S 8,84 8,82 11,05 12,17 7,21 8,22 8,34 9,36
M 8,85 8,80 10,55 11,36 6,91 7,95 8,74 9,48
8h
F 8,60 8,72 10,61 11,29 6,89 7,41 7,58 9,46
* - horário não amostrado
Em todas as estações e horários amostrados houve tendência de diminuição do pH
da sub-superfície em direção à interface água-sedimento, com exceção de outubro, onde a
coluna de água esteve homogênea. Os menores valores foram observados nos horários 8h e
2h e os maiores às 14h e 20h. Apenas em abril os valores de pH na lagoa anaeróbia
estiveram dentro da faixa considerada ótima (7,0-7,2) para a ocorrência do processo de
70
fermentação anaeróbia (MARA et al., 1992). Para Naval e Santos (2000), pH entre 6-9
favorece o bom funcionamento do sistema. O menor valor de pH (6,84) correspondeu à
interface água-sedimento da lagoa anaeróbia às 20h e às 2h. O menor pH a noite é resultado
a da ausência de fotossíntese e respiração dos constituintes orgânicos da água residuária
por algas e bactérias, os quais liberam dióxido de carbono (TADESSE, GREEN e PUHAKA,
2004). Segundo Mendonça (2000), para que ocorra equilíbrio entre as arquéias
metanogênicas e acetogênicas o pH deve estar entre 6,8-7,4.
Tadesse, Green e Puhakka (op cit.) observaram picos nas variações diurnas de
temperatura, pH e oxigênio dissolvido na camada sub-superficial de um sistema piloto de
lagoas de estabilização em um curtume na Etiópia e atribuíram tal comportamento ao
aquecimento diferencial e às alterações na atividade fotossintética do fitoplâncton
decorrentes de mudanças nas condições climáticas ao longo do ciclo diurno, especialmente
na intensidade e disponibilidade de radiação fotossinteticamente ativa.
Analisando os resultados de temperatura, pH e oxigênio dissolvido observaram-se
compartimentalização de ambas as lagoas em dois estratos: um superior, delimitado pelo
primeiro metro na lagoa anaeróbia e meio metro na facultativa, e um inferior, ocupando a
maior parte da coluna de água, principalmente na lagoa anaeróbia. O superior foi
caracterizado por elevados valores de pH e oxigênio dissolvido, e no inferior houve
predomínio dos processos de decomposição da matéria orgânica, o que levou a menores
valores de pH e tendência a anoxia, particularmente nos horários de maior estabilidade
térmica.
Para Kayombo et al. (2002) e Tadesse, Green e Puhakka (op cit.), as variações nos
valores de pH, geralmente acima de 8, também são produzidas pela taxa fotossintética que
demanda mais dióxido de carbono que as altas quantidades repostas pela respiração e
decomposição. Como a difusão do dióxido de carbono para a atmosfera é mínima, o déficit
deste dióxido de carbono durante o pico de fotossíntese é devido à dissociação dos íons
carbonato. Esta dissociação, com concomitante consumo de oxigênio pelos organismos,
aumenta a concentração de íons hidroxila na coluna de água causando aumento de pH para
valores até acima de 10. Valores de pH abaixo de 8 indicam insuficiência na fotossíntese em
utilizar completamente o dióxido de carbono produzido e, portanto, indica a presença de alta
concentração de dióxido de carbono. Os autores afirmaram também que com valores de pH
acima de 8, as concentrações de amônia tornam-se altas e afetam a atividade fotossintética,
pois, se torna tóxica aos organismos fitoplanctônicos. Aumento de pH acima de 11 não é
comum em lagoas de estabilização, com maiores níveis de pH comumente sendo atingidos
durante a tarde.
Cetesb (1990) apresentou alguns valores típicos para a qualidade do efluente para
esgotos domésticos. O pH deveria estar entre 6 e 7 nas lagoas anaeróbias e 6,5 e 8 nas
71
facultativas. Na presente pesquisa, observou-se que os valores de pH estiveram altos nos
períodos amostrados, exceto em abril onde variou entre 6,81 e 9,96. Janeiro foi o período de
maior variação, seguido de abril, julho e outubro. A variação de pH foi de 1,52 e 1,48
unidades nas lagoas anaeróbia e facultativa, em janeiro, respectivamente. Estes valores
estiveram entre 6,8 e 10,5 na lagoa anaeróbia e entre 7,5 e 11,4 na facultativa. Os valores
obtidos estão altos considerando aqueles citados como ideais para a funcionalidade do
sistema. No mesmo sistema de tratamento, Fiorini (2004) observou valores de pH na lagoa
facultativa variando entre 7,5 nos meses de junho, julho e setembro até 8,2 em março. Os
valores de pH são maiores que os atuais devido o período analisado por Fiorini (op. cit.) ser
o de enchimento do sistema. Além do pH do rio ser alcalino, a comunidade microbiana ainda
não estava totalmente estabilizada. Em janeiro/05 e abril/05, observaram-se valores de pH
maiores na lagoa facultativa que na anaeróbia. Em julho/05 observou-se pH maior no
período noturno.
Tadesse, Green e Puhakka (2004) e Picot et al. (1992) observaram valores de pH em
torno de 8,4-8,6 com picos (9,4) coincidentes com pico de fotossíntese. Mendes et al. (1995)
encontraram valores de pH de 8,2 na lagoa facultativa de um sistema de tratamento de
Portugal que apresenta apenas lagoa facultativa e de maturação. Mendes et al. (op cit.)
analisando outro sistema de tratamento composto por lagoa anaeróbia seguida de facultativa
de outra cidade de Portugal, obtiveram valores de pH de 7,4 e 8,1 nas respectivas lagoas.
Para König, Pearson e Silva (1987), durante a luz do dia, valores de pH atingem,
aproximadamente, 9 ou algumas vezes, até valores maiores nas camadas superficiais das
lagoas como resultado da fotossíntese algal. Kayombo et al. (2002) também observaram
valores de pH altos durante o dia e baixos a noite mostrando a dependência desta variável
da intensidade luminosa.
Para Soares et al. (1996), o aumento de pH ao longo da série de lagoas é devido à
diminuição da carga orgânica nas mesmas. O pH foi maior na lagoa facultativa em abril e
julho corroborando com esta hipótese do pH aumentar com a diminuição da carga orgânica.
Picot et al. (1992), analisando dois sistemas de tratamento, um com lagoas de
estabilização e outro lagoa com alta densidade algal, observaram valores de pH de 7,85 no
afluente bruto, 8,19 na lagoa de estabilização facultativa e 8,53 na lagoa com predominância
de fitoplâncton e relacionaram estes valores maiores no segundo sistema devido à alta
atividade fotossintética.
Kayombo et al. (op cit.) observaram boa relação entre oxigênio dissolvido e pH e
afirmaram que por meio de análise de regressão pode-se determinar como a concentração
de oxigênio dissolvido pode ser utilizada para predizer o pH da água nas lagoas.
Observaram também que as taxas de aumento e diminuição de pH seguiram os mesmos
padrões que aqueles para oxigênio dissolvido, provavelmente devido ao aumento dos íons
72
hidroxilas conforme já mencionado. Durante o dia as concentrações de oxigênio dissolvido
foram altas e de dióxido de carbono baixas, ao contrário do que se observou durante a noite.
Para o mesmo autor (op. cit), dióxido de carbono nas lagoas pode limitar atividade algal
quando a taxa de oxidação da matéria orgânica é precedida pela alta assimilação de dióxido
de carbono por algas. Os autores acreditam que este fenômeno ocorrerá quando o pH
estiver acima de 8.
Em relação à variação vertical das variáveis temperatura, pH e oxigênio dissolvido,
Tadesse, Green e Puhakka (op cit.) declararam ser mínimas estas variações. Os autores
concluíram que o movimento convectivo da água devido principalmente a diferença de
temperatura acima de 4
o
C entre a água residuária bruta e a contida na lagoa foram
responsáveis pela mistura. Os valores de pH variaram de 8-8,4 na sub-superfície a 7,2 na
interface água-sedimento da lagoa, o qual é condizente com a digestão anaeróbia da água
residuária na camada de fermentação. Este pH de 7,2 no fundo predominou até 0,4m acima
da interface água-sedimento. A respiração bacteriana durante a noite deplecionou o oxigênio
dissolvido da coluna de água estendendo o tempo pela manhã em que esta variável esteve
próxima a zero na coluna de água. Nesta pesquisa, apenas em abril o sistema atingiu este
valor de pH na interface água-sedimento. Herrera e Castilho (2000) também observaram
maiores temperaturas, pH e oxigênio dissolvido no período entre 11 e 13h.
Na Tabela 17 podem ser observadas as condutividades elétricas nos diferentes
horários e amostragens. Em outubro/04, na lagoa anaeróbia, o maior valor de condutividade
elétrica obtido foi 710 µS.cm
-1
, fundo da lagoa (8h). Em relação a esta variável, na lagoa
facultativa, o menor valor obtido foi 434 µS.cm
-1
também às 8h.
A condutividade em janeiro/05 esteve menor que em outubro/04. A coluna de água
da lagoa anaeróbia apresentou leve diminuição nos valores ao longo dos horários
amostrados. Para esta variável, a coluna de água da lagoa facultativa apresentou-se menos
heterogênea. O menor valor foi obtido na sub-superfície da lagoa às 2h (242 µS.cm
-1
). As
menores condutividades foram obtidas neste período, provavelmente, devido à diluição
ocorrida nestas lagoas pela alta precipitação no mês.
Em abril/05, as colunas de água das lagoas apresentaram-se heterogêneas em todos
os horários analisados. O maior valor obtido no meio da coluna de água da lagoa anaeróbia
foi de 731 µS.cm
-1
às 2h. O menor foi de 571 µS.cm
-1
às 8h, na sub-superfície. O maior valor
encontrado na lagoa facultativa foi 673 µS.cm
-1
no fundo às 2h. No mesmo sistema de
tratamento, Fiorini (2004) obteve valores de condutividade elétrica em torno de 277 µS.cm
-1
em março/2003. Em julho/05, a condutividade esteve entre 752 µS.cm
-1
(sub-superfície da
lagoa anaeróbia, 2h) e 861 µS.cm
-1
(fundo da lagoa anaeróbia, 8h), período em que foram
obtidas as maiores condutividades durante toda pesquisa.
73
Tabela 17 - Condutividade elétrica (µS.cm
-1
) nos diferentes horários nas lagoas
anaeróbia (LA) e facultativa (LF) na ETE Cajati - SP.
Out Jan abr Jul
Horários
LA LF LA LF LA LF LA LF
S
556 434 305 268 571 448 807 604
M
551 446 323 294 620 477 810 605
8h
F
710 462 322 308 603 545 809 637
S
* * 285 274 633 512 803 728
M
* * 329 293 700 503 815 632
14h
F
* * 324 310 684 574 812 648
S
558 438 261 251 710 531 775 692
M
563 439 339 292 713 555 816 617
20h
F
580 447 322 308 698 641 814 628
S
555 447 259 242 686 527 752 617
M
567 448 332 302 731 568 808 608
2h
F
618 449 328 305 696 673 809 628
S
* 448 270 254 687 528 798 597
M
* 450 332 302 704 554 801 600
8h
F
* 450 324 304 684 623 801 603
* - horário não amostrado
A condutividade elétrica da água está diretamente relacionada com a quantidade de
íons dissolvidos presentes, ou seja, em águas com grande conteúdo de matéria orgânica a
condutividade é maior. Observaram-se menores valores de condutividade elétrica em janeiro
quando a precipitação foi alta e ocorreu, provavelmente, diluição da água residuária.
Mendes et al. (1995) analisando sistema de lagoas de estabilização em Portugal
obtiveram condutividade elétrica de 2440 µS.cm
-1
. Os mesmos autores, analisando outro
sistema de tratamento obtiveram condutividade de 1492 e 1377 µS.cm
-1
nas lagoas
anaeróbia e facultativa.
Nas Figuras 26 e 27 observa-se as concentrações de alcalinidade em diferentes
profundidades: sub-superfície, meio e interface água-sedimento nas duas lagoas da ETE
Cajati.
74
100 150 200 250
0
1.5
3
Profundidade (m)
Alcalinidade (mg.L
-1
)
out/04
100 150 200 250
0
1.5
3
Alcalinidade (mg.L
-1
)
jan/05
100 150 200 250
0
1.5
3
Profundidade (m)
abr/05
100 150 200 250
0
1.5
3
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
Figura 26 - Alcalinidade (mg.L
-1
) nas diferentes profundidades e horários na lagoa anaeróbia da
ETE Cajati.
Maiores concentrações foram observadas na lagoa anaeróbia em julho/05. Os
períodos de outubro/04 e abril/05 apresentaram concentrações próximas e janeiro/05 foi o
período que apresentou menores concentrações de alcalinidade. Observou-se também que
estas concentrações estiveram maiores na lagoa anaeróbia que na facultativa. As sub-
superfícies das lagoas apresentaram menores concentrações, que tenderam a aumentar no
meio e fundo da coluna de água.
As concentrações de alcalinidade na lagoa anaeróbia permaneceram entre
87,47 mg.L
-1
(sub-superfície 2h, em janeiro) e 216,30 mg.L
-1
(interface água-sedimento 20h,
em outubro). Na facultativa, estas concentrações ficaram entre 68,49 mg.L
-1
(sub-superfície
14h, julho) e 216,50 mg.L
-1
(meio 20h, em outubro). Segundo Toprak (1995), para que os
ácidos de sistemas anaeróbios sejam mantidos neutralizados é necessário alcalinidade de
aproximadamente 500 mg.L
-1
. Neste caso, predominam os bicarbonatos produzidos na
degradação anaeróbia de matéria orgânica.
75
60 80 100 120 140 160 180
0
0.7
1.4
Profundidade (m)
Alcalinidade (mg.L
-1
)
out/04
60 80 100 120 140 160 180
0
1.5
3
Alcalinidade (mg.L
-1
)
jan/05
60 80 100 120 140 160 180
0
1.5
3
Profundidade (m)
abr/05
60 80 100 120 140 160 180
0
1.5
3
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
Figura 27 - Alcalinidade (mg.L
-1
) nas diferentes profundidades e horários na lagoa facultativa da
ETE Cajati.
Nas Tabelas 18, 19 e 20 podem ser observadas as concentrações de dióxido de
carbono total, bicarbonato e carbonato, respectivamente. Em outubro/04, a variável dióxido
de carbono total na lagoa anaeróbia apresentou maiores concentrações conforme esperado,
já que este foi o período com menores concentrações de oxigênio dissolvido. As
concentrações também foram maiores na interface água-sedimento de ambas as lagoas. A
máxima observada foi de 186,18 mg.L
-1
no fundo da lagoa anaeróbia às 8h. A mínima foi
32,47 mg.L
-1
na sub-superfície da lagoa facultativa às 14h.
O dióxido de carbono na lagoa pode limitar a atividade algal quando a taxa de
oxidação da matéria orgânica é precedida pela alta assimilação de dióxido de carbono pela
alga. Este fenômeno ocorre com pH acima de 8 (KAYOMBO et al., 2002).
As concentrações de bicarbonato também foram maiores na lagoa anaeróbia que na
facultativa. As concentrações estiveram entre 13,95 mg.L
-1
na sub-superfície da lagoa
facultativa e 243,91 mg.L
-1
no fundo da anaeróbia às 20h. A variável carbonato apresentou
comportamento contrário ao dióxido de carbono e ao bicarbonato. As maiores concentrações
foram observadas na lagoa facultativa, com máxima de 31,88 mg.L
-1
na sub-superfície às
20h. A mínima foi 0,05 mg.L
-1
no fundo da anaeróbia às 2h.
76
Tabela 18 - Dióxido de carbono total (CO
2
) (mg.L
-1
) nos diferentes
horários e períodos de amostragens na ETE Cajati – SP.
Estações de coleta 8h 14h 20h 2h 8h
S 114,0 * 129,8 137,3 125,7
M 115,7 * 130,4 138,6 124,0
LA
F 137,9 * 183,5 137,0 132,8
S 76,9 * 90,2 97,9 104,2
M 89,3 * 176,3 96,4 101,6
out
LF
F 95,6 * 92,1 100,15 115,2
S 90,1 72,4 117,6 69,3 83,7
M 106,8 109,4 106,0 101,7 112,1 LA
F 113,3 114,9 112,3 125,0 128,5
S 70,3 43,9 52,5 60,5 64,6
M 74,0 62,8 62,1 72,2 75,4
jan
LF
F 79,4 82,3 76,0 78,5 86,4
S 138,0 107,8 108,9 126,9 138,7
M 176,5 153,4 157,5 154,0 171,5 LA
F 186,2 181,1 184,4 181,7 169,5
S 85,5 58,7 78,8 72,4 86,1
M 96,0 73,1 79,8 78,8 87,2
abr
LF
F 132,8 111,8 96,9 110,3 100,0
S 159,6 142,0 147,9 144,7 157,4
M 161,4 160,9 156,1 160,3 157,3
LA
F 163,1 161,9 163,6 165,3 157,6
S 64,6 32,5 33,4 49,6 64,8
M 65,2 50,5 57,3 61,7 67,8
jul
LF
F 74,4 50,1 69,4 76,0 69,2
* - horário não amostrado; LA: lagoa anaeróbia; LF: lagoa facultativa; S:
sub-superfície; M: meio; F: fundo
Um aumento na alcalinidade indica produção de bicarbonato como produto final da
degradação anaeróbia (TOPRAK, 1995). O pH como indicador do processo anaeróbio é
fortemente dependente da capacidade tampão (alcalinidade) do sistema. As principais
espécies tampão no tratamento anaeróbio são ácidos graxos voláteis e bicarbonatos. O
aumento destes ácidos leva ao aumento de bicarbonato resultando em constante
alcalinidade (BJÖRNSSON et al., 2001).
77
Tabela 19 – Bicarbonato (HCO
3
-
) (mg.L
-1
) nos diferentes horários e
períodos de amostragens na ETE Cajati – SP.
Estações de coleta 8h 14h 20h 2h 8h
S 147,2 * 172,8 183,9 167,9
M 151,5 * 173,5 186,7 165,5
LA
F 187,2 * 243,9 183,3 179,6
S 89,4 * 116,9 130,1 139,4
M 118,3 * 225,3 127,7 135,9
out
LF
F 125,6 * 119,9 132,6 153,2
S 117,4 92,8 134,4 93,9 109,9
M 127,1 130,2 126,1 118,8 131,0 LA
F 129,5 129,7 129,9 133,7 139,6
S 95,3 40,0 62,6 80,9 86,3
M 100,2 78,5 81,8 95,3 101,7
jan
LF
F 100,7 109,3 103,0 100,7 111,5
S 179,7 137,3 147,5 164,7 170,1
M 201,9 189,2 184,7 176,5 188,8 LA
F 206,7 201,0 195,9 193,2 184,7
S 114,7 55,9 101,6 92,2 116,8
M 129,6 87,9 105,7 104,6 117,6
abr
LF
F 162,6 144,3 126,8 133,5 128,0
S 216,2 179,5 196,1 192,9 212,8
M 218,6 218,3 211,9 216,6 213,2
LA
F 220,8 219,6 219,8 220,0 212,7
S 77,4 14,1 13,9 40,4 77,7
M 78,3 42,3 57,7 67,1 84,4
jul
LF
F 95,0 40,3 85,5 99,3 86,6
* - horário não amostrado; LA: lagoa anaeróbia; LF: lagoa facultativa; S:
sub-superfície; M: meio; F: fundo
78
Tabela 20 - Carbonato (CO
3
-2
) (mg.L
-1
) nos diferentes horários e
períodos de amostragens na ETE Cajati – SP.
Estações de coleta 8h 14h 20h 2h 8h
S 10,5 * 6,6 5,7 5,8
M 8,4 * 6,6 4,6 5,8
LA
F 2,4 * 9,6 5,9 3,5
S 16,9 * 7,8 5,2 4,6
M 5,1 * 18,6 5,5 4,3
out
LF
F 6,6 * 7,45 5,8 6,0
S 0,2 7,3 0,1 1,5 0,2
M 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1
LA
F 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1
S 1,3 20,6 10,0 2,6 2,9
M 0,8 8,4 4,0 0,2 0,5
jan
LF
F 0,1 0,3 0,8 0,1 0,2
S 0,3 11,8 2,2 0,3 0,2
M 0,1 0,2 0,1 0,1 0,1
LA
F 0,1 0,1 0,1 0,1 0,1
S 3,4 25,0 7,4 7,9 1,1
M 0,7 13,2 4,6 4,3 0,6
abr
LF
F 0,1 0,2 0,3 0,1 0,2
S 1,4 16,8 8,3 7,0 1,1
M 1,4 2,5 2,2 1,1 1,3
LA
F 1,3 1,9 0,9 0,6 1,0
S 11,9 30,4 31,9 27,9 11,9
M 11,8 27,2 21,4 18,1 9,4
jul
LF
F 7,9 28,6 10,5 5,8 9,0
* - horário não amostrado; LA: lagoa anaeróbia; LF: lagoa facultativa; S:
sub-superfície; M: meio; F: fundo
Nas Figuras 28 e 29 observam-se os valores de Demanda Química de Oxigênio
(DQO) em diferentes profundidades, horários e períodos de amostragens. Em outubro/04, os
valores sofreram redução na lagoa anaeróbia em relação ao afluente bruto. Na lagoa
anaeróbia, a máxima foi de 163 mg.L
-1
às 8h do primeiro dia e a mínima foi de 60 mg.L
-1
às
2h na sub-superfície desta lagoa. Na lagoa facultativa houve aumento nestes valores,
máxima de 193 mg.L
-1
(F 2h) e mínima de 105 mg.L
-1
(S 2h). Não se observou
comportamento similar nos horários amostrados. Na lagoa anaeróbia, as duas estações
analisadas apresentaram variação de DQO diferentes. A primeira estação apresentou
maiores demandas na interface água-sedimento da lagoa anaeróbia. A lagoa facultativa
apresentou comportamento similar nos horários e as demandas foram maiores na interface
água-sedimento.
79
0 50 100 150 200 250 300 350
0
1.5
3
Profundidade (m)
DQO (mg.L
-1
)
out/04
0 50 100 150 200 250 300 350
0
1.5
3
DQO (mg.L
-1
)
8h
14h
20h
2h
8h
jan/05
0 50 100 150 200 250 300 350
0
1.5
3
Profundidade (m)
abr/05
0 50 100 150 200 250 300 350
0
1.5
3
jul/05
Figura 28 - Demanda Química de Oxigênio (mg.L
-1
) nas diferentes profundidades e períodos de
amostragens na lagoa anaeróbia na ETE Cajati.
0 50 100 150 200 250 300 350
0
0.7
1.4
Profundidade (m)
DQO (mg.L
-1
)
out/04
0 50 100 150 200 250 300 350
0
0.7
1.4
DQO (mg.L
-1
)
8h
14h
20h
2h
8h
jan/05
0 50 100 150 200 250 300 350
0
0.7
1.4
Profundidade (m)
abr/05
0 50 100 150 200 250 300 350
0
0.7
1.4
jul/05
Figura 29 - Demanda Química de Oxigênio (mg.L
-1
) nas diferentes profundidades e períodos de
amostragens na lagoa facultativa na ETE Cajati.
80
Em janeiro/05, observou-se variação entre os horários analisados, em todo sistema.
A DQO permaneceu estável na lagoa anaeróbia às 8h, com valores de no máximo 212 mg.L
-
1
(F 8h). Na lagoa facultativa, a DQO aumentou em todos os horários amostrados. A maior
foi de 298 mg.L
-1
na sub-superfície 8h. A menor foi de 103 mg.L
-1
na interface água-
sedimento às 2h.
Em abril/05, a maior DQO observada na lagoa anaeróbia foi de 186 mg.L
-1
, meio da
coluna de água, às 8h. A menor foi obtida na interface água-sedimento, às 14h, 107 mg.L
-1
.
Na lagoa facultativa, a maior DQO obtida foi de 177 mg.L
-1
na sub-superficie da coluna de
água, às 14h. Observaram-se maiores DQO em julho/05 às 2h com máxima de 330 mg.L
-1
no meio da coluna de água da lagoa anaeróbia. A menor DQO observada foi às 20h
(98 mg.L
-1
) interface água-sedimento. Na lagoa facultativa, a maior foi às 2h, 338 mg.L
-1
,
meio da coluna de água e a menor, 76 mg.L
-1
às 20h, no fundo da lagoa.
As concentrações de nitrogênio total nas diferentes profundidades analisadas podem
ser observadas nas Figuras 30 e 31. Em outubro/04, as concentrações de nitrogênio total
variaram de 27,2 a 38,2 mg.L
-1
na lagoa anaeróbia, às 20h na sub-superfície da lagoa e 8h
na sub-superfície, respectivamente. Na lagoa facultativa, estas concentrações variaram
entre 22,9 (M 20h) e 33,8 mg.L
-1
(8h, meio da coluna de água).
Em janeiro/05, na lagoa anaeróbia, foi observada variação de nitrogênio total de 8,1
(M 8h) a 16,6 mg.L
-1
(M 14h). A lagoa facultativa apresentou concentrações entre 9,61 (M
2h) e 19,4 mg.L
-1
(F 8h). Em abril/05, as concentrações diminuíram na lagoa anaeróbia, em
relação ao afluente bruto, permanecendo entre 14,0 e 26,9 mg.L
-1
na sub-superfície às 14h e
interface água-sedimento às 8h, respectivamente. Na lagoa facultativa, essas concentrações
diminuíram com mínimo de 6,8 mg.L
-1
14h e máxima de 12,5 mg.L
-1
às 20h, ambas no meio
da coluna de água. Em julho/05, na lagoa anaeróbia, a concentração de nitrogênio total
esteve entre 19,9 mg.L
-1
(S 20h) e 25,6 mg.L
-1
(S 8h). Na facultativa, elas diminuíram e
estiveram entre 8,0 mg.L
-1
(S 20h) e 11,7 mg.L
-1
(M 8h).
81
0 10203040
0
1.5
3
Profundidade (m)
Nitrogênio total (mg.L
-1
)
out/04
0102030
0
1.5
3
Nitrogênio total (mg.L
-1
)
jan/05
40
0 10203040
0
1.5
3
Profundidade (m)
abr/05
0 1020304
0
1.5
3
0
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
Figura 30 - Nitrogênio total (mg.L
-1
) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens na
lagoa anaeróbia na ETE Cajati.
010203040
0
1.5
3
Profundidade (m)
Nitrogênio total (mg.L
-1
)
out/04
0 1020304
0
1.5
3
Nitrogênio total (mg.L
-1
)
jan/05
0
0 10203040
0
1.5
3
Profundidade (m)
abr/05
0102030
0
1.5
3
40
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
Figura 31 - Nitrogênio total (mg.L
-1
) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens na
lagoa facultativa na ETE Cajati.
82
Nas Figuras 32 e 33 estão as concentrações de nitrogênio amoniacal. Em
outubro/04, estas estiveram altas na lagoa anaeróbia, diminuindo na facultativa. A interface
água-sedimento da lagoa anaeróbia apresentou maiores concentrações de nitrogênio
amoniacal. Neste período as concentrações na lagoa anaeróbia estiveram entre 16,9 (S 8h)
e 22,4 mg.L
-1
(F 8h) e na facultativa entre 6,6 (S 8h) e 11,6 mg.L
-1
(F 20h).
As concentrações de nitrogênio amoniacal, em janeiro/05, apresentaram-se menores
devido à diluição pela precipitação e variaram entre 5,1 (S 20h) e 10,8 mg.L
-1
(F 8h). Na
lagoa facultativa, estas concentrações diminuíram e variaram entre 1,7 (S 14h) e 7,5 mg.L
-1
(F 8h). Em abril/05, as concentrações de nitrogênio amoniacal apresentaram-se altas na
lagoa anaeróbia com concentrações entre 8,0 (S 14h) e 20,2 mg.L
-1
(F 2h). Na facultativa,
estas concentrações diminuíram e estiveram entre 0,7 (S 14h) e 9,7 mg.L
-1
(F 8h).
Em julho/05, as concentrações de nitrogênio amoniacal também foram altas na lagoa
anaeróbia e diminuíram na facultativa. Na anaeróbia, elas estiveram entre 7,7 (M 20h) e
18,6 mg.L
-1
(S 8h) e na facultativa entre 0,2 (M 8h) e 1,4 mg.L
-1
(F 8h).
Para Ruffier, Boyle e Kleinschmidt (1981), a concentração de nitrogênio amoniacal
em água residuária bruta municipal, freqüentemente, varia entre 9-30 mg.L
-1
. A degradação
de aminoácidos e outros compostos orgânicos nitrogenados, além da hidrólise microbiana
da uréia, podem levar ao aumento na concentração de nitrogênio amoniacal. Na presente
pesquisa, obteve-se concentrações de aproximadamente 20 mg.L
-1
no afluente bruto. Na
lagoa facultativa, esta concentração diminuiu para, aproximadamente, 2 mg.L
1
,
contradizendo a observação de Ruffier et al. (1981). Esta degradação pode ter ocorrido na
lagoa anaeróbia, onde as concentrações estiveram maiores. Na facultativa, esta diminuição
pode ser devido à assimilação pelos microrganismos.
Picot et al. (1992) obtiveram maior redução de nitrogênio amoniacal nas lagoas com
alta densidade algal e afirmaram que a remoção de nitrogênio amoniacal segue a atividade
fotossintética. A diminuição nas concentrações de nitrogênio amoniacal deve-se a
assimilação algal, pela degradação e pelo aumento do pH induzido pela fotossíntese, que
leva à volatilização de uma parte.
83
0 5 10 15 20 25 30
0
1.5
3
Profundidade (m)
nitrogênio amoniacal (mg.L
-1
)
out/04
0 5 10 15 20 25 30
0
1.5
3
nitrogênio amoniacal (mg.L
-1
)
jan/05
0 5 10 15 20 25 30
0
1.5
3
Profundidade (m)
abr/05
0 5 10 15 20 25 30
0
1.5
3
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
Figura 32 - Nitrogênio amoniacal (mg.L
-1
) nas diferentes profundidades e períodos de
amostragens na lagoa anaeróbia da ETE Cajati.
024681012
0
1.5
3
Profundidade (m)
nitrogênio amoniacal (mg.L
-1
)
out/04
0 2 4 6 8 10 12
0
1.5
3
nitrogênio amoniacal (mg.L
-1
)
jan/05
024681012
0
1.5
3
Profundidade (m)
abr/05
0 2 4 6 8 10 12
0
1.5
3
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
Figura 33 - Nitrogênio amoniacal (mg.L
-1
) nas diferentes profundidades e períodos de
amostragens na lagoa facultativa da ETE Cajati.
84
Soares et al. (1996) obtiveram concentrações de nitrogênio amoniacal de 33,3 mg.L
-1
no afluente bruto, 41,8 mg.L
-1
na lagoa anaeróbia, 36,9 mg.L
-1
na facultativa, 8,4 mg.L
-1
na
de maturação e 2,7 mg.L
-1
no efluente final. Os autores afirmaram que o aumento observado
de 29% na lagoa anaeróbia foi devido à amonificação e baixa perda de nitrogênio amoniacal
por volatilização devido a baixos valores de pH. Na lagoa de maturação, ocorre diminuição
nas concentrações de nitrogênio amoniacal devido à baixa carga orgânica com aumento do
pH.
As concentrações de nitrato (Figuras 34 e 35) nas diferentes profundidades e
períodos amostrados não apresentaram muita variação. Em todos os períodos, a variação
nas concentrações foi de 1,07 (F 20h) a 3,77 mg.L
-1
(S 14h). Abril foi o período em que
foram observadas maiores concentrações, que variaram de 2,16 (F 2h) a 3,77 mg.L
-1
(S 14h)
na lagoa anaeróbia e de 1,98 (F 8h) a 2,54 mg.L
-1
(S 2h) na facultativa. Em julho, quando a
ETE estava desativada, as concentrações variaram entre 1,51 (S 14h) e 1,92 mg.L
-1
(M 8h)
na lagoa anaeróbia e 1,32 (M 20h) a 1,63 mg.L
-1
(F 8h) na facultativa. Ou seja, não se
observou diferenças como em algumas variáveis pelo fato da ETE estar sem funcionamento.
As concentrações estiveram próximas, por exemplo, daquelas obtidas em janeiro, quando
algumas variáveis apresentaram concentrações menores devido à diluição pela água de
chuva.
Aumento nas concentrações de nitrato pode ser devido ao alto tempo de retenção e
aumento nas concentrações de oxigênio dissolvido já que possibilitam a ocorrência dos
processos de oxidação biológica do nitrogênio amoniacal e diminuição dos processos de
amonificação e desnitrificação, principalmente na interface água-sedimento. As
concentrações de nitrato geralmente são baixas, pois são prontamente assimiladas.
Na Tabela 21 podem ser observadas as concentrações de nitrito nas diferentes
profundidades. Por esta ser uma forma instável, intermediária a nitrato e nitrogênio gasoso,
as concentrações apresentaram grande variação nas amostragens sazonais e nos diferentes
horários. Janeiro foi o período com maiores concentrações, principalmente na lagoa
facultativa, com máxima de 33,70 µg.L
-1
na sub-superfície às 20h, quando houve diluição
pela precipitação. Em julho, com a ETE desativada, as concentrações estiveram menores,
com máxima de 2,98 µg.L
-1
na sub-superfície às 8h. Quando comparado a outras formas
nitrogenadas, o nitrito é encontrado em baixas concentrações em ambientes não poluídos e
oxigenados. Sua concentração é maior em ambientes anaeróbios e com alta concentração
de matéria orgânica (ESTEVES, 1998; METCALF e EDDY, 1991; WETZEL, 1993).
85
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0
0
1.5
3
Profundidade (m)
nitrato (mg.L
-1
)
out/04
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0
0
1.5
3
nitrato (mg.L
-1
)
jan/05
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0
0
1.5
3
Profundidade (m)
abr/05
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0
0
1.5
3
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
Figura 34 - Nitrato (mg.L
-1
) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens na lagoa
anaeróbia da ETE Cajati.
0.00.51.01.52.02.53.0
0
1.5
3
Profundidade (m)
nitrato (mg.L
-1
)
out/04
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0
0
1.5
3
nitrato (mg.L
-1
)
jan/05
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0
0
1.5
3
Profundidade (m)
abr/05
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0
0
1.5
3
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
Figura 35 - Nitrato (mg.L
-1
) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens na lagoa
facultativa da ETE Cajati.
86
Os nutrientes tanto orgânicos como inorgânicos, dissolvidos ou totais, representam
grande importância nos ecossistemas. São fatores fundamentais para o crescimento,
abundância e produtividade dos microrganismos. Estes nutrientes, tanto nitrogênio quanto
fósforo, são dependentes de algumas variáveis para que sejam degradados a compostos
menores prontamente assimiláveis pelos microrganismos. Tais variáveis são temperatura,
pH e oxigênio dissolvido, entre outras.
Tabela 21 - Nitrito (µg.L
-1
) nas diferentes profundidades das lagoas
anaeróbia e facultativa nos horários 8h, 14h, 20h e 2h na ETE Cajati -
SP.
Lagoa anaeróbia Lagoa facultativa
Estações e
profundidades
S M F S M F
out 19,12 8,02 8,50 9,27 5,14 2,76
jan 8,6 7,94 11,65 25,82 20,13 13,84
abr 4,83 3,43 2,95 7,53 4,72 3,23
8h
jul 2,19 2,09 2,14 1,57 1,57 205
out * * * * * *
jan 7,41 13,61 13,12 25,99 18,30 11,72
abr 4,51 5,81 3,195 10,01 8,15 5,03
14h
jul 1,93 1,65 2,09 1,26 2,03 1,74
out 4,49 4,28 3,68 6,22 5,07 4,32
jan 4,21 4,21 4,14 9,44 6,97 5,93
abr 1,51 2,87 2,02 1,10 1,75 1,65
20h
jul 3,46 9,34 8,60 34,78 25,04 21,47
out 4,26 5,51 5,25 2,75 3,24 1,77
jan 7,30 3,69 3,55 31,43 10,90 20,02
abr 4,56 6,10 3,39 11,41 10,82 3,02
2h
jul 2,08 2,49 1,84 1,79 1,67 2,21
out 1,39 2,87 1,95 6,11 7,45 9,64
jan 5,66 8,36 6,88 16,59 10,35 7,95
abr 3,21 4,30 2,61 5,92 4,85 3,71
8h
jul 2,79 2,67 2,15 3,11 2,37 1,99
* - horário não amostrado
Além de estar intimamente relacionado aos processos de estratificação térmica e da
concentração de oxigênio dissolvido ao longo da coluna de água, o equilíbrio das
concentrações dos compostos nitrogenados está intimamente vinculado a ação dos
microrganismos. Segundo Margalef (1983), bactérias e cianobactérias possuem a
capacidade de transformar o nitrogênio molecular em protéico pela fixação. Outras bactérias
são responsáveis pelos processos de desnitrificação e amonificação.
87
Picot et al. (1992) obtiveram concentrações de nitrogênio total de 33,7 mg.L
-1
na
lagoa com remoção de 20,5%. A concentração desta variável na presente pesquisa esteve
próxima à obtida pelos autores, embora tenha apresentado diminuição no efluente final com
eficiência de redução média em abril/2005 de 72,5%. Fiorini (2004) obteve concentração de
25 mg.L
-1
de nitrogênio total na lagoa facultativa. Já Mendes et al (1995), analisando sistema
de tratamento em Portugal, obtiveram concentrações de nitrogênio total no afluente bruto de
107,9 mg.L
-1
, na lagoa facultativa 74,9 mg.L
-1
e na de maturação 53,2 mg.L
-1
, com eficiência
de redução de aproximadamente 50%.
Segundo Peng, Wang e Wang (2005), nitrogênio orgânico e amoniacal são as
principais formas presentes em águas residuárias. O nitrogênio orgânico é convertido a
amoniacal em condições anaeróbias e aeróbias. Os principais mecanismos de remoção de
nitrogênio amoniacal são assimilação por microrganismos, volatilização e
nitrificação/desnitrificação. A remoção de nitrogênio amoniacal contribui para remoção de
nitrogênio total e, temperatura e pH têm impacto sobre os processos de bioatividade e
volatilização, ou seja, o aumento nos valores de temperatura aumenta a volatilização. Os
autores afirmaram que no frio a bioassimilação e volatilização são inibidas. Observaram
maior eficiência de remoção de nitrogênio amoniacal na estação quente (71,4%); na fria,
19,6%. Com maiores temperaturas, os microrganismos crescem e consomem mais
nitrogênio amoniacal para seu metabolismo; simultaneamente, mais dióxido de carbono é
consumido durante a fotossíntese e resultam em pH maiores (8,5-9,1) durante o dia.
Observou-se na maioria das amostragens, a influência das variáveis físico-químicas
(temperatura, pH e oxigênio dissolvido) na redução das formas nitrogenadas e fosfatadas.
Observou-se em outubro, na lagoa anaeróbia, a influência de oxigênio dissolvido e pH na
remoção de nitrogênio amoniacal. Para Sousa (1994), por meio da fotossíntese, as algas
aumentam a oxigenação, modificam o pH e assimilam os nutrientes orgânicos. Este fato foi
observado na lagoa facultativa, com aumento do pH, maior concentração de oxigênio e
diminuição dos nutrientes, principalmente nitrogênio amoniacal e ortofosfato.
Mendes et al. (1995) obtiveram concentrações de nitrato em torno de 1,6 mg.L
-1
na
lagoa facultativa e 1,3 mg.L
-1
no efluente final. Na presente pesquisa, as concentrações de
nitrato permaneceram estáveis ao longo do sistema, apresentando-se em torno de 2,3 mg.L
-
1
no efluente final em abril e 1,8 mg.L
-1
em janeiro, concentrações pouco acima daquelas
observadas por Mendes et al. (op. cit.).
De acordo com Archer e O’Brien (2004), as algas utilizam o nitrogênio para
crescimento celular e quando morrem e se decompõem a maioria deste nitrogênio volta à
lagoa. Apenas uma pequena porção não é biodegradável, sendo removida da lagoa por
sedimentação.
88
Nas Figuras 36 e 37 podem ser observadas as concentrações de fósforo total nos
diferentes períodos analisados e nas diferentes profundidades. Fósforo total apresentou
maiores concentrações na lagoa facultativa, diferente das concentrações de ortofosfato. Em
outubro/04, observou-se variação de 2,34 mg.L
-1
na lagoa anaeróbia (F 8h) a 8,41 mg.L
-1
na
facultativa (S 20h). Em janeiro/05, as concentrações estiveram menores que nos outros
períodos e variaram de 0,95 mg.L
-1
(F 8h) a 2,26 mg.L
-1
(M 8h), ambas na lagoa anaeróbia.
Em abril/05, a maior concentração obtida foi de 6,24 mg.L
-1
na lagoa facultativa (F 2h)
e a menor foi na anaeróbia (M 8h), 0,50 mg.L
-1
. Em julho/05, o fósforo total apresentou
concentrações entre 1,75 mg.L
-1
na sub-superfície às 20h na lagoa facultativa e 5,49 mg.L
-1
também na sub-superfície às 8h.
Nas Figuras 38 e 39 podem ser observadas as concentrações de ortofosfato nos
diferentes períodos analisados em diferentes profundidades. Em todos os períodos, as
concentrações de ortofosfato apresentaram-se maiores na lagoa anaeróbia, diminuindo na
facultativa. Isto provavelmente por ser um composto prontamente assimilado pelo
fitoplâncton presente nas lagoas facultativas.
Na anaeróbia, em outubro/04, as concentrações de ortofosfato variaram entre 0,12 (F
8h) e 2,99 mg.L
-1
(F 2h). A facultativa apresentou concentrações baixas, variando entre 0,02
(S 20h) e 0,48 mg.L
-1
(F 8h). Em janeiro/05, na lagoa anaeróbia, elas estiveram entre 0,59 (S
8h) e 1,15 mg.L
-1
(F 2h). Na facultativa, elas variaram de 0,21 (S 20h) a 2,85 mg.L
-1
(S 8h).
Em abril/05, as concentrações na lagoa facultativa estiveram entre 0,68 (F 2h) e
3,24 mg.L
-1
(F 20h). A facultativa apresentou concentrações entre 0,61 mg.L
-1
(M 20h) e
1,59 mg.L
-1
(F 2h). Em julho/05, as concentrações na lagoa anaeróbia estiveram entre 1,67
(S 14h) e 11,99 mg.L
-1
(S 8h) e na facultativa entre 0,30 (S 14h) e 2,71 mg.L
-1
(M 8h), com
exceção da interface água-sedimento que apresentou, às 8h, pico de 10,25 mg.L
-1
.
89
0246810
0
1.5
3
Profundidade (m)
Fósforo total (mg.L
-1
)
out/04
02468
0
1.5
3
Fósforo total (mg.L
-1
)
jan/05
10
0246810
0
1.5
3
Profundidade (m)
abr/05
02468
0
1.5
3
10
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
Figura 36 - Fósforo total (mg.L
-1
) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens na
lagoa anaeróbia na ETE Cajati.
0246810
0
1.5
3
Profundidade (m)
Fósforo total (mg.L
-1
)
out/04
02468
0
1.5
3
Fósforo total (mg.L
-1
)
jan/05
10
0246810
0
1.5
3
Profundidade (m)
abr/05
02468
0
1.5
3
10
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
Figura 37 - Fósforo total (mg.L
-1
) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens na
lagoa facultativa na ETE Cajati.
90
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 4.0 4.5 5.0
0
1.5
3
Profundidade (m)
Ortofosfato (mg.L
-1
)
out/04
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 4.0 4.5 5.0
0
1.5
3
Ortofosfato (mg.L
-1
)
j
an/05
0.00.51.01.52.02.53.03.54.04.55.0
0
1.5
3
Profundidade (m)
abr/05
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 4.0 4.5 5.0
0
1.5
3
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
Figura 38 - Ortofosfato (mg.L
-1
) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens na lagoa
anaeróbia na ETE Cajati.
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0
0
0.7
1.4
Profundidade (m)
Ortofosfato (mg.L
-1
)
out/04
0.00.51.01.52.02.53
0
0.7
1.4
Ortofosfato (mg.L
-1
)
.0
j
an/05
0.00.51.01.52.02.53.0
0
0.7
1.4
Profundidade (m)
abr/05
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0
0
0.7
1.4
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
Figura 39 - Ortofosfato (mg.L
-1
) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens na lagoa
facultativa na ETE Cajati.
91
As concentrações de fósforo total estiveram menores na ETE Cajati que aquelas
obtidas por Picot et al. (1992). Na ETE Cajati, as concentrações variaram entre 0,9 e
7,4 mg.L
-1
. Picot et al. (1992) obtiveram concentrações de 11,3 mg.L
-1
. A remoção de fósforo
total nas lagoas deve ser devido à precipitação do ortofosfato na forma de fosfato de cálcio.
Quando ocorre aumento nas concentrações de ortofosfato pode ser devido a predominância
de fenômenos como conversão de polifosfatos a ortofosfatos e, principalmente, da atividade
mineralizadora de fósforo orgânico.
Fiorini (2004) obteve concentrações de fósforo total de 1,9 mg.L
-1
em março/2003 na
lagoa facultativa da ETE Cajati. Mendes et al. (1995) obtiveram, num sistema de Portugal,
concentrações de fósforo total de 17,7 mg.L
-1
no afluente bruto, 24,2 mg.L
-1
na lagoa
anaeróbia e 23,3 mg.L
-1
na facultativa.
Em relação a variável ortofosfato, outubro foi o período que apresentou melhores
eficiências de redução. Apesar do sistema de lagoas de estabilização não ter o intuito de
remover nutrientes, a remoção ocorrida foi satisfatória. Picot et al. (1981) praticamente não
observaram redução desta variável (8,3%), além de obterem concentrações mais elevadas
que o sistema de tratamento desta pesquisa. Tadesse, Green e Puhakka (2004) observaram
eficiência de redução de ortofosfato entre 42 e 94%.
Mendes et al. (op cit.) obtiveram concentrações de ortofosfato de 5,7 mg.L
-1
na lagoa
anaeróbia e 5,6 mg.L
-1
na facultativa. Picot et al. (1992) afirmaram que melhores remoções
ocorreriam com melhor monitoramento da lagoa, como alterações no tempo de detenção e
profundidade.
Nas Figuras 40 a 43 estão as concentrações de sólidos suspensos orgânicos e
inorgânicos em diferentes profundidades na ETE Cajati. Em relação às concentrações de
sólidos suspensos orgânicos em outubro/04, foram obtidas as maiores concentrações
durante o período de estudo. A variação foi de 53,0 (F 8h, lagoa facultativa) a 228,0 mg.L
-1
(F 2h, facultativa). Em janeiro/05, as concentrações de sólidos suspensos orgânicos
estiveram entre 18,0 (F 8h, anaeróbia) e 76,0 mg.L
-1
(S 8h, facultativa).
Em abril/05, na lagoa anaeróbia, as concentrações de sólidos suspensos orgânicos
estiveram entre 17,5 mg.L
-1
(F 20h, anaeróbia) e 129,0 mg.L
-1
(S 8h, anaeróbia). Em
julho/05, as concentrações de sólidos suspensos orgânicos variaram entre 12,0 mg.L
-1
(F 2h)
na lagoa anaeróbia e 130,0 mg.L
-1
(S 14h) na lagoa facultativa.
92
0306090120150
0
1.5
3
Profundidade (m)
SSO (mg.L
-1
)
out/04
0 30 60 90 120 150
0
1.5
3
SSO (mg.L
-1
)
jan/05
0 306090120150
0
1.5
3
Profundidade (m)
abr/05
0 306090120
0
1.5
3
150
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
Figura 40 - Sólidos suspensos orgânicos (mg.L
-1
) nas diferentes profundidades e períodos de
amostragens na lagoa anaeróbia na ETE Cajati.
0 50 100 150 200 250
0
0.7
1.4
Profundidade (m)
SSO (mg.L
-1
)
out/04
0 50 100 150 200 250
0
0.7
1.4
SSO (mg.L
-1
)
jan/05
0 50 100 150 200 250
0
0.7
1.4
Profundidade (m)
abr/05
0 50 100 150 200 250
0
0.7
1.4
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
Figura 41 - Sólidos suspensos orgânicos (mg.L
-1
) nas diferentes profundidades e períodos de
amostragens na lagoa facultativa na ETE Cajati.
93
0 10203040506070
0
1.5
3
Profundidade (m)
SSI (mg.L
-1
)
out/04
0 1020304050607
0
1.5
3
SSI (mg.L
-1
)
jan/05
0
0 10203040506070
0
1.5
3
Profundidade (m)
abr/05
0 1020304050607
0
1.5
3
0
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
Figura 42 - Sólidos suspensos inorgânicos (mg.L
-1
) nas diferentes profundidades e períodos de
amostragens na lagoa anaeróbia na ETE Cajati.
0 10203040506070
0
0.7
1.4
Profundidade (m)
SSI (mg.L
-1
)
out/04
0 1020304050607
0
0.7
1.4
SSI (mg.L
-1
)
jan/05
0
0 10203040506070
0
0.7
1.4
Profundidade (m)
abr/05
0 10203040506070
0
0.7
1.4
8h
14h
20h
2h
8h
j
ul/05
Figura 43 - Sólidos suspensos inorgânicos (mg.L
-1
) nas diferentes profundidades e períodos de
amostragens na lagoa facultativa na ETE Cajati.
94
Em outubro/04, as concentrações de sólidos suspensos inorgânicos variaram entre
8,3 (M 20h, facultativa) e 68,0 mg.L
-1
(F 20h, anaeróbia). Em janeiro/05, houve estações em
que as concentrações estiveram abaixo do limite de detecção (S 14h e M 8h) na lagoa
facultativa a 24,7 mg.L
-1
(F 8h), na anaeróbia. Em abril/05, as concentrações de sólidos
suspensos inorgânicos estiveram abaixo do limite de detecção (M 8h, facultativa) a
19,0 mg.L
-1
(S 20h facultativa). Em julho/05, estas concentrações variaram entre 2,0 mg.L
-1
(S 8h) e 57,0 mg.L
-1
(F 14h) ambos na lagoa anaeróbia.
Em relação aos sólidos suspensos, estes aumentaram suas concentrações em
alguns períodos analisados nesta pesquisa, provavelmente devido à produção de maior
biomassa algal. Tadesse, Green e Puhakka (2004) observaram o mesmo fato no sistema
estudado. Picot et al. (1992) observaram concentrações de 160,0 mg.L
-1
no efluente do
sistema. Em outubro/2004 e julho/2005, as concentrações de sólidos suspensos no efluente
final estiveram próximas àquelas obtidas por Picot et al. (1992), 155,0 mg.L
-1
e 100,0 mg.L
–1
,
respectivamente. Janeiro e abril/2005 apresentaram concentrações menores, 71,0 mg.L
-1
e
52,0 mg.L
-1
.
Hunter e Heukelekian (1965) declararam que a matéria orgânica, representada por
sólidos suspensos orgânicos (SSO), representa 80% dos sólidos suspensos totais e que os
sólidos suspensos orgânicos não apresentam variação sazonal. Esta é a principal
desvantagem das lagoas de estabilização: altas concentrações de SSO (MIDDLEBROOKS,
1995). Segundo Peng et al. (2005), os mecanismos envolvidos na remoção de sólidos
suspensos são complexos. Na primeira lagoa deveria ocorrer 70% de remoção devido a
sedimentação. O crescimento e desenvolvimento de organismos fitoplanctônicos alteram
substancialmente as características dos sólidos na lagoa facultativa. Tadesse, Green e
Puhakka (2004) também afirmaram que a concentração de sólidos suspensos na lagoa
facultativa aumenta devido ao aumento da biomassa algal. Para Picot et al. (1992), a matéria
orgânica e sólidos presentes no esgoto bruto são inicialmente mineralizados, transformados
em biomassa fitoplanctônica, zooplanctônica ou bacteriana e então somados a DQO e
sólidos totais no efluente final. De acordo com Ouzzani et al. (1995), a boa redução de
sólidos suspensos em períodos de maiores temperaturas se deve a sedimentação dos
sólidos e decomposição bacteriana serem maiores que a fotossíntese e desenvolvimento do
zooplâncton.
95
Os resultados das análises estatísticas corroboraram as distribuições observadas nos
gráficos e tabelas das variáveis físicas e químicas. Quando as épocas de coleta foram
analisadas separadamente e foi possível verificar que existia diferença estatística
significativa em relação ao tipo das lagoas (anaeróbia e facultativa) nos diferentes meses de
coleta (Tabela 22). As diferenças entre horários e profundidades não foram significativas
estatisticamente quando comparadas as duas lagoas (p>0,05).
Tabela 22 – Valores de Wilks’ Lambda
para as diferentes amostragens, horários e
profundidades testando as variáveis físicas
e químicas
Amostragens Lagoas
out/04 0,005
jan/05 0,021
abr/05 0,011
jul/05 0
Assim, análise de componentes principais (ACP) foi realizada para cada uma das
quatro amostragens. Foram analisadas 23 variáveis: temperatura, pH, condutividade elétrica,
oxigênio dissolvido, nitrogênio total, nitrogênio amoniacal, nitrato, nitrito, proteína,
carboidrato, lipídeo, ortofosfato, fósforo total, DQO, sólidos suspensos totais, orgânicos e
inorgânicos, alcalinidade, dióxido de carbono total, dióxido de carbono livre, bicarbonato,
carbonato e carbono inorgânico.
Nas Tabelas 23 e 24 podem ser observadas as variáveis significativas reveladas pela
ACP nas lagoas anaeróbia e facultativa, respectivamente. Em outubro/04, poucas variáveis
foram significativas nos processos que ocorreram na lagoa anaeróbia (Tabela 23), entre
elas, bicarbonato, dióxido de carbono total, carbono inorgânico, alcalinidade e sólidos
suspensos orgânicos no fator 1, que explicou aproximadamente 57,5% da variância dos
dados. No fator 2 (35,6%), as variáveis carbonato, pH, dióxido de carbono livre e DQO foram
importantes nos processos de estabilização. Em janeiro, abril e julho/05, a mesma
quantidade de variáveis foram significativos, porém, elas não foram as mesmas nos três
períodos.
96
Tabela 23 – Variáveis selecionadas na análise de componentes principais (ACP) para cada
amostragem testando as variáveis físicas e químicas na lagoa anaeróbia
out/04 jan/05 abr/05 jul/05
Var
F1 F2 F1 F2 F1 F2 F1 F2
Bic 0,994 0,027 0,945 -0,119 -0,956 0,196 -0,973 0,134
CO
2
T 0,988 0,112 0,948 -0,117 -0,970 0,092 -0,985 0,091
CO
2
L 0,546 -0,822 0,965 -0,126 -0,972 0,096 -0,948 -0,186
CO
3
2-
-0,168 0,969 -0,815 0,213 0,857 0,357 0,974 0,053
Cin 0,988 0,113 0,947 -0,118 -0,970 0,092 -0,985 0,091
Alc 0,965 0,227 0,907 -0,048 -0,887 0,201 -0,749 0,355
pH -0,436 0,888 * * 0,958 -0,099 0,746 -0,288
DQO -0,332 -0,790 0,172 0,890 0,057 0,810 0,086 -0,783
OD * * -0,874 0,028 0,938 -0,029 0,891 0,024
T * * -0,856 0,064 0,902 -0,236 0,877 -0,079
SSO -0,823 -0,327 * * 0,701 0,656 0,212 0,802
SSI * * 0,866 0,351 * * * *
SST * * * * 0,626 0,722 0,171 0,788
PO
4
* * 0,845 0,127 * * * *
Cond * * 0,800 0,167 * * * *
Carb * * -0,029 0,862 0,879 0,357 0,799 0,287
Lip * * -0,096 -0,829 * * 0,183 0,783
NH
3
* * * * -0,886 0,201 * *
57,5 35,6 62,5 17,8 73,7 14,0 58,3 20,5
Total
(%)
93,1 80,3 87,7 78,8
Var: Variáveis selecionadas; * - variável não selecionada no período analisado;
Bic: Bicarbonato; CO
2
T: dióxido de carbono total; Cin: carbono inorgânico; Alc: alcalinidade;
SSO: sólidos suspensos orgânicos; CO
3
-2
: carbonato; pH: potencial hidrogeniônico; CO
2
L:
dióxido de carbono livre; DQO: demanda química de oxigênio; OD: oxigênio dissolvido; SSI:
sólidos suspensos inorgânicos; T: temperatura; PO
4
: ortofosfato; Cond: condutividade elétrica;
Lip: lipídeo; NH
3
: nitrogênio amoniacal; Carb: carboidrato; SST: sólidos suspensos totais;
Em janeiro/05, a ACP explicou aproximadamente 80,3% da variância dos dados,
sendo que o primeiro fator (62,5%) selecionou as variáveis dióxido de carbono livre e total,
carbono inorgânico, bicarbonato, alcalinidade, oxigênio dissolvido, sólidos suspensos
inorgânicos, temperatura, ortofosfato, carbonato e condutividade elétrica. O segundo fator
(17,8%) selecionou apenas as variáveis DQO, carboidrato e lipídeo.
Os dois fatores em abril/05 explicaram juntos 87,7% da variância dos dados. O fator 1
(73,7%) foi composto pelas mesmas variáveis de janeiro exceto sólidos suspensos
inorgânicos, ortofosfato e condutividade elétrica acrescidos de pH, nitrogênio amoniacal,
carboidrato e sólidos suspensos orgânicos. O fator 2 (14,0%) foi composto apenas por
sólidos suspensos totais e DQO, ambos com cargas positivas.
97
Em julho/05, o fator 1 (58,3%) selecionou as variáveis dióxido de carbono total,
carbono inorgânico, carbonato, bicarbonato, dióxido de carbono livre, oxigênio dissolvido,
temperatura, carboidrato, alcalinidade e pH. O segundo fator (20,5%) foi composto por
sólidos suspensos orgânicos e totais, lipídeo e DQO.
A Tabela 24 revelou a hierarquia das variáveis físicas e químicas nos processos que
ocorreram na lagoa facultativa nas diferentes amostragens pela análise de componentes
principais.
Em outubro/04, a ACP explicou aproximadamente 81,2% da variância total dos
dados. O fator 1 (45,1%) selecionou as variáveis pH, temperatura, dióxido de carbono livre,
oxigênio dissolvido, carbonato, condutividade elétrica, DQO e nitrogênio amoniacal. O
segundo fator (36,3%) selecionou as variáveis alcalinidade, carbono inorgânico, dióxido de
carbono total, bicarbonato e lipídeo. Em janeiro/05, o fator 1 (56,9%) selecionou as variáveis
carbono inorgânico, dióxido de carbono total, alcalinidade, temperatura, carbonato, oxigênio
dissolvido, bicarbonato, nitrogênio amoniacal, dióxido de carbono livre, nitrito e
condutividade elétrica. O fator 2 (22,6%) foi composto por sólidos suspensos totais e
orgânicos, carboidrato, DQO e nitrato.
Em abril/05, 86,5% da variância total dos dados foram explicadas pela ACP. O fator 1
(75,0%) selecionou as variáveis dióxido de carbono total, carbono inorgânico, nitrogênio
amoniacal, pH, bicarbonato, carbonato, proteína, carboidrato, dióxido de carbono livre,
alcalinidade, nitrito, oxigênio dissolvido e temperatura. As variáveis sólidos suspensos
orgânicos e fósforo total foram selecionadas no segundo fator, que explicou apenas 11,5%
da variância dos dados.
No mês de julho, apesar de a ACP ter explicado 89,6% da variância dos dados, foi o
período que menos variáveis foram selecionadas. O primeiro fator (66,9%) foi composto por
carbono inorgânico, dióxido de carbono total, bicarbonato, alcalinidade, carbonato,
temperatura, condutividade elétrica, carboidrato, pH e dióxido de carbono livre. O segundo
fator (22,7%) ficou com as formas de sólidos suspensos totais e orgânicos.
Embora os fatores horários e profundidades não tenham sido significativos
estatisticamente entre as lagoas (p>0,05), a análise de agrupamento (cluster) revelou
algumas semelhanças entre estas variáveis em cada amostragem (Figuras 44 e 45).
98
Tabela 24 - Variáveis significativas na análise de componentes principais (ACP) para cada
amostragem testando as variáveis físicas e químicas na lagoa facultativa
out/04 jan/05 abr/05 jul/05
Var
F1 F2 F1 F2 F1 F2 F1 F2
pH -0,951 0,014 * * 0,969 -0,064 -0,796 0,163
T -0,932 0,151 -0,947 0,020 0,764 -0,151 -0,875 0,375
CO
2
L 0,892 0,265 0,866 -0,196 -0,918 0,187 0,794 0,418
OD -0,888 0,223 -0,929 -0,007 0,773 -0,216 * *
CO
3
2
-0,835 0,476 -0,930 0,017 0,945 0,048 -0,904 -0,369
Cond 0,773 -0,201 0,768 -0,020 * * -0,833 0,341
DQO 0,719 -0,125 -0,146 0,798 * * * *
NH
3
0,702 -0,084 0,896 0,018 -0,972 -0,012 * *
Alc 0,029 0,993 0,953 0,093 -0,908 0,073 0,942 -0,236
Cin 0,178 0,976 0,983 0,076 -0,983 0,015 0,992 -0,049
CO
2
T 0,181 0,976 0,983 0,077 -0,984 0,014 0,992 -0,054
Bic 0,335 0,927 0,910 0,145 -0,947 -0,153 0,989 -0,088
Lip -0,176 -0,731 * * * * * *
NO
2
* * -0,782 0,244 0,894 -0,235 * *
SST * * 0,075 0,947 * * 0,073 0,972
Carb * * 0,056 0,804 0,925 0,104 -0,800 -0,473
NO
3
* * 0,110 0,764 * * * *
Prot * * * * 0,938 0,018 * *
P tot * * * * 0,109 0,936 * *
SSO * * -0,078 0,845 0,505 0,800 0,041 0,948
45,1 36,3 56,9 22,6 75,0 11,5 66,9 22,7 Total
(%)
81,4 79,5 86,5 89,6
Var: variáveis selecionadas; * - variáveis não selecionadas no período analisado;
pH: potencial hidrogeniônico; T: temperatura, CO
2
L: dióxido de carbono livre; OD: oxigênio
dissolvido; CO
3
-2
: carbonato, Cond: condutividade elétrica; DQO: demanda química de oxigênio;
NH
3
: nitrogênio amoniacal; Alc: alcalinidade; Cin: carbono inorgânico; CO
2
T: dióxido de carbono
total, Bic: bicarbonato; Lip: lipídeo; NO
2
: nitrito; SST: sólidos suspensos totais; SSO: sólidos
suspensos orgânicos; Carb: carboidrato; NO
3
: nitrato; Prot: proteína; P tot: fósforo total.
Em outubro/04, conforme observado nos gráficos de perfis, a coluna de água esteve
homogênea e, portanto, não foram observados agrupamentos significativos neste período
(Figura 44). Apenas o horário das 20h no fundo da lagoa (3F) esteve diferente dos demais.
Tanto em janeiro quanto em abril, observou-se na lagoa anaeróbia, a sub-superfície em
todos os horários ficou separada das outras profundidades, o que pode ser observado nos
quatro e cinco grandes grupos formados em cada cluster, respectivamente, exceto o horário
2h (4S) em abril que ficou no segundo grupo. Em julho, a sub-superfície esteve agrupada em
99
alguns horários, como 14, 20 e 2h. Isolado ficou a estação de fundo às 2h e observou-se um
terceiro grupo com as demais estações.
Figura 44 – Análise de agrupamento (cluster) com estações da lagoa anaeróbia nas diferentes
amostragens na ETE Cajati
1: 8h, 2: 14h; 3: 20h; 4: 2h: 5: 8h; S: sub-superfície: M: meio: F: fundo
100
Na lagoa facultativa (Figura 45), outubro também apresentou coluna de água
homogênea em relação às três profundidades analisadas. Três grandes grupos foram
observados, sendo que um selecionou a estação meio da coluna de água às 20h; outro com
a sub-superfície às 8h e 20h; e o último com as demais estações.
Figura 45 - Análise de agrupamento (cluster) com estações da lagoa facultativa nas diferentes
amostragens na ETE Cajati
1: 8h, 2: 14h; 3: 20h; 4: 2h: 5: 8h; S: sub-superfície: M: meio: F: fundo
101
No período de janeiro, foram observados quatro grandes grupos, sendo que um deles
selecionou as estações de sub-superfície às 14h e 20h; outro com meio da coluna de água
às 14h; um terceiro grupo com sub-superfície às 8, 2 e 8h, além de meio às 20h. O último
grupo selecionou as demais variáveis.
Em abril (Figura 45), esta lagoa apresentou semelhanças entre a sub-superfície e o
meio da coluna de água, porém observou-se a formação de seis grupos. Um deles
selecionou a sub-superfície às 2h; outro com o meio da coluna de água às 20h e 2h; outro
com apenas meio às 14h; outro com sub-superfície às 20h e 2h; outro com sub-superfície às
8h, e outro com as demais. Em julho, não se observou padrão definido de agrupamento,
com formação de quatro grandes grupos. As estações sub-superfície às 14h e 20h foram
semelhantes, além de outro grupo contendo sub-superfície às 2h e fundo às 14h. Outro
grupo selecionou o meio da coluna de água às 14; outro com a sub-superfície às 20h e 2h;
outro com sub-superfície às 8h; e finalmente, outro com as demais.
De maneira geral, pode-se dizer que com exceção do mês de abril, que teve suas
estações de fundo distintas das demais, a lagoa facultativa não apresentou um padrão
definido de perfil e nem de horários de coleta. Por outro lado, a lagoa anaeróbia apresentou
semelhança entre as estações coletadas da sub-superfície em todos os meses exceto o de
outubro, o que permitiu inferir que o perfil apresenta-se mais definido.
5.6. Dinâmica de biomoléculas (proteínas, carboidratos e lipídeos) em lagoas de
estabilização
Nas Figuras 46 e 47 podem ser observadas as concentrações de proteína em
diferentes profundidades, horários e períodos. Em relação a estas concentrações em
outubro/04, elas não apresentaram comportamento específico em todo sistema, mostrando
aumento na lagoa facultativa. Em alguns horários amostrados, como 8h e 20h, observaram-
se que as concentrações de proteína foram maiores na sub-superfície da lagoa facultativa.
Neste período, as concentrações variaram entre 71,25 mg.L
-1
na interface água-sedimento
às 20h e 146,66 mg.L
-1
na sub-superfície às 2h ambas na lagoa facultativa.
Em janeiro/05, essas concentrações diminuíram na lagoa anaeróbia e aumentaram
na facultativa. Estiveram entre 11,10 mg.L
-1
na lagoa anaeróbia na sub-superfície às 2h e
78,11 mg.L
-1
na sub-superfície às 14h na facultativa. Em abril/05, elas estiveram entre
42,38 mg.L
-1
no fundo da lagoa facultativa (20h) e 110,74 mg.L
-1
na sub-superfície da
anaeróbia (8h). Em julho/05, estas concentrações variaram entre 63,5 mg.L
-1
na lagoa
anaeróbia (14h) e 86,81 mg.L
-1
(8h) na facultativa, ambos no fundo.
102
0 30 60 90 120 150
0
1.5
3
Profundidade (m)
Proteína (mg.L
-1
)
out/04
0 30 60 90 120 150
0
1.5
3
Proteína (mg.L
-1
)
jan/05
0306090120150
0
1.5
3
Profundidade (m)
abr/05
0306090120
0
1.5
3
150
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
Figura 46 - Proteína (mg.L
-1
) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens na lagoa
anaeróbia na ETE Cajati.
0306090120150
0
1.5
3
Profundidade (m)
Proteína (mg.L
-1
)
out/04
0306090120
0
1.5
3
Proteína (mg.L
-1
)
jan/05
150
0 30 60 90 120 150
0
1.5
3
Profundidade (m)
abr/05
0 30 60 90 120 150
0
1.5
3
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
n
Figura 47 - Proteína (mg.L
-1
) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens na lagoa
facultativa na ETE Cajati.
103
Nas Figuras 48 e 49 podem ser observadas as concentrações de carboidrato em
diferentes profundidades e períodos Em outubro/04, as concentrações de carboidrato
estiveram entre 19,10 (F 20h) e 43,59 mg.L
-1
(S 8h) na lagoa anaeróbia. Na lagoa facultativa,
elas estiveram entre 35,34 (M 20h) e 47,04 mg.L
-1
(F 8h).
Em janeiro/05, na lagoa anaeróbia, as concentrações estiveram entre 10,46 mg.L
-1
na
interface água-sedimento às 20h e 19,23 mg.L
-1
na sub-superfície às 14h. Na facultativa,
estiveram entre 17,31 mg.L
-1
(M 2h) e 26,06 mg.L
-1
(M 20h).
Em abril/05, as concentrações na lagoa anaeróbia estiveram entre 9,03 mg.L
-1
na
interface água-sedimento às 8h e 40,28 mg.L
-1
na sub-superfície às 8h. Na facultativa,
esteve entre 13,06 mg.L
-1
na interface água-sedimento às 8h e 24,23 mg.L
-1
na sub-
superfície às 14h. Em julho/05, a lagoa anaeróbia apresentou concentração entre 18,18
mg.L
-1
na interface água-sedimento às 2h e 42,13 mg.L
-1
na sub-superfície às 14h. Na lagoa
facultativa estiveram entre 27,05 mg.L
-1
às 8h e 43,64 mg.L
-1
às 20h ambas na sub-
superfície.
As concentrações de lipídeo (Figuras 50 e 51) foram baixas em todos os horários
atingindo um máximo às 8h no meio da coluna de água da lagoa anaeróbia (7,99 mg.L
-1
). As
concentrações foram maiores em outubro/04, variando entre 2,29 mg.L
-1
(M 20h) na lagoa
facultativa e 6,57 mg.L
-1
(M 20h) na anaeróbia. Em janeiro, variaram entre 0,26 mg.L
-1
(F
14h) e 7,99 mg.L
-1
(M 8h) ambos na lagoa anaeróbia. Em julho/05, as concentrações foram
menores variando entre 0,01 e 3,99 mg.L
-1
(F 14h) na lagoa facultativa. Na lagoa anaeróbia,
sub-superfície, meio da coluna de água e interface água-sedimento às 2h, na lagoa
facultativa, meio da coluna de água às 8h, sub-superfície, meio e interface água-sedimento
às 2h, sub-superfície e interface água-sedimento às 8h do segundo dia, as concentrações
estiveram abaixo do limite de detecção.
104
0204060
0
1.5
3
Profundidade (m)
Carboidrato (mg.L
-1
)
out/04
02040
0
1.5
3
Carboidrato (mg.L
-1
)
jan/05
60
0 204060
0
1.5
3
Profundidade (m)
abr/05
0 20406
0
1.5
3
0
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
Figura 48 - Carboidrato (mg.L
-1
) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens na
lagoa anaeróbia na ETE Cajati.
0204060
0
0.7
1.4
Profundidade (m)
Carboidrato (mg.L
-1
)
out/04
0 20406
0
0.7
1.4
Carboidrato (mg.L
-1
)
jan/05
0
0204060
0
0.7
1.4
Profundidade (m)
abr/05
02040
0
0.7
1.4
60
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
Figura 49 - Carboidrato (mg.L
-1
) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens na
lagoa facultativa na ETE Cajati.
105
0246810
0
1.5
3
Profundidade (m)
Lipídeo (mg.L
-1
)
out/04
02468
0
1.5
3
Lipídeo (mg.L
-1
)
jan/05
10
0246810
0
1.5
3
Profundidade (m)
abr/05
02468
0
1.5
3
10
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
Figura 50 – Lipídeo (mg.L
-1
) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens na lagoa
anaeróbia na ETE Cajati.
0246810
0
0.7
1.4
Profundidade (m)
Lipídeo (mg.L
-1
)
out/04
02468
0
0.7
1.4
Lipídeo (mg.L
-1
)
10
jan/05
0246810
0
0.7
1.4
Profundidade (m)
abr/05
02468
0
0.7
1.4
10
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
Figura 51 - Lipídeo (mg.L
-1
) nas diferentes profundidades e períodos de amostragens na lagoa
facultativa na ETE Cajati.
106
Nesta pesquisa, observou-se diminuição nas concentrações de proteína na interface
água-sedimento das lagoas e aumento na concentração de nitrogênio amoniacal no mesmo
local. O contrário foi observado na sub-superfície das lagoas, confirmando o fato da
degradação de proteínas gerar compostos como amônia.
Observou-se que as concentrações de carboidratos foram maiores na sub-superfície
das lagoas. Este fato se deve, provavelmente, à redução dos compostos de carbono a
carboidratos na fotossíntese. Estes carboidratos são reduzidos a dióxido de carbono e água.
Visto que os principais constituintes da matéria orgânica são as macromoléculas de
proteína, carboidrato e lipídeo, além de outros compostos como ácidos voláteis,
aminoácidos, entre outros, as porcentagens destes componentes (Figuras 52 e 53) em
relação a DQO foram analisadas. Alguns horários e estações apresentaram a soma das
concentrações de proteína, carboidrato e lipídeo maiores que a DQO obtida. Provavelmente,
as concentrações destas macromoléculas podem ter sido superestimadas por alguns dos
métodos, o que resultou nesta soma maior. O princípio do método de determinação de
proteína (Lowry) utilizado nesta pesquisa, segundo Miwa (2003), é a ligação de cobre II com
peptídeos e proteínas. Apesar das baixas concentrações de proteínas obtidas na ETE Cajati,
este fato pode contradizer uma parte da fração “outros”, que é composta de peptídeos,
aminoácidos, entre outros.
As lagoas anaeróbia e facultativa apresentaram maiores concentrações de outros
componentes (aminoácidos, ácidos voláteis, uréia, etc.) em janeiro quando as concentrações
de nutrientes foram menores devido à diluição pela precipitação. A macromolécula proteína
é o principal constituinte da matéria orgânica da ETE Cajati, a qual apresentou, em todos os
horários e estações, maior porcentagem em relação à DQO, exceto em janeiro.
Segundo Raunkjaer, Hvitved-Jacobsen e Nielsen (1994), os principais pools orgânicos
tem sido identificados como proteína, carboidrato, lipídeo e um grupo menor como ácidos
voláteis, aminoácidos, etc. Caracterização a este nível é de grande importância para expandir
o conhecimento sobre processos em estações de tratamento de água residuária e sistemas
de esgoto.
A maior contribuição de proteína na lagoa anaeróbia (Figura 52) foi de 73,1% em
julho no meio da coluna de água às 20h; de carboidrato foi 31,2% também em julho, na sub-
superfície às 14h; de lipídeo foi 4,3% em janeiro na sub-superfície às 2h; e de outros
componentes a contribuição foi de 81,5% em janeiro no meio da coluna de água às 8h.
Na lagoa facultativa (Figura 53), a maior contribuição de proteína foi 63,8% em
janeiro no fundo da coluna de água às 2h; a de carboidrato foi 27,3% em outubro no fundo
da lagoa às 20h; de lipídeo foi 3,6% na sub-superfície em janeiro às 8h do segundo dia de
coleta; de outros foi 79,7% no fundo da lagoa em janeiro às 20h.
107
0%
20%
40%
60%
80%
100%
01.53 01.53 01.53 01.53
out jan abr jul
DQO (%)
8h
0%
20%
40%
60%
80%
100%
01.53 01.53 01.53 01.53
out jan abr jul
14h
0%
20%
40%
60%
80%
100%
01.53 01.53 01.53 01.53
out jan abr jul
DQO (%)
20h
0%
20%
40%
60%
80%
100%
01.53 01.53 01.53 01.53
out jan abr jul
2h
0%
20%
40%
60%
80%
100%
01.53 01.53 01.53 01.53
out jan abr jul
Profundidade (m)
%P %C %L %O
8h
Figura 52 – Porcentagem (%) de proteína (P), carboidrato (C), lipídeo (L) e outros (O) em relação à
DQO na lagoa anaeróbia na ETE Cajati
Espaços em branco: dados de P, C e L maiores que a DQO
As proporções relativas de lipídeos, proteínas e carboidratos são diferentes em cada
tipo de tratamento e de água residuária e este fato pode afetar significantemente o tipo e a
quantidade de compostos intermediários. Estes compostos podem apresentar inibição,
toxicidade ou dificuldades de biodegradação nos processos anaeróbios (VIDAL et al., 2000).
As variáveis proteína, carboidrato e lipídeo são melhores degradadas na lagoa
anaeróbia, onde ocorre degradação de compostos complexos a moléculas mais simples.
Porém esta degradação ocorre tanto anaeróbia quanto aerobiamente. Para Perle, Kimchie e
108
Shelef (1995), os principais contribuídores para o carreamento orgânico dessas águas
residuárias são estas variáveis.
0%
20%
40%
60%
80%
100%
0 0.7 1.4 0 0.7 1.4 0 0.7 1.4 0 0.7 1.4
out jan abr jul
DQO (%)
8h
0%
20%
40%
60%
80%
100%
0 0.7 1.4 0 0.7 1.4 0 0.7 1.4 0 0.7 1.4
out jan abr jul
14h
0%
20%
40%
60%
80%
100%
0 0.7 1.4 0 0.7 1.4 0 0.7 1.4 0 0.7 1.4
out jan abr jul
DQO (%)
20h
0%
20%
40%
60%
80%
100%
0 0.7 1.4 0 0.7 1.4 0 0.7 1.4 0 0.7 1.4
out jan abr jul
2h
0%
20%
40%
60%
80%
100%
0 0.7 1.4 0 0.7 1.4 0 0.7 1.4 0 0.7 1.4
out jan abr jul
Profundidade (m)
%P %C %L %O
8h
Figura 53 - Porcentagem (%) de proteína (P), carboidrato (C), lipídeo (L) e outros (O) em relação à
DQO na lagoa facultativa na ETE Cajati
Espaços em branco: dados de P, C e L maiores que a DQO
Segundo Mackie e Bryant (1990), proteínas são hidrolisadas a peptídeos e
aminoácidos, os quais são subseqüentemente desaminados, com produção de amônia,
dióxido de carbono e ácidos graxos voláteis. Peptídeos, aminoácidos e amônia podem ser
reaproveitados para a síntese de proteínas bacterianas. A amônia produzida pode ser tóxica
para arquéias metanogênicas de acordo com Vidal et al. (2000). Somente concentrações
109
acima de 200 mg.L
-1
são tóxicas para estas bactérias. A forma tóxica é a não-ionizada e o
pH é importante para determinar a especiação entre estas formas.
Segundo Pavlostathis e Giraldo-Gomez (1991), em condições anaeróbias, a hidrólise
de proteínas é mais lenta que a de carboidratos. Na hidrólise de carboidratos ocorre
formação de compostos intermediários como propionato, etanol e acetato. O acúmulo destes
compostos, principalmente na forma dissociada, resulta na inibição de várias espécies
microbianas com conseqüente diminuição na produção de metano (AGUILAR, CASAS E
LIMA, 1995).
No caso de águas residuárias ricas em lipídeos (concentrações aproximadas de 2-3
gDQO.L
-1
), o lodo pode sofrer flotação, apresentar características físicas diferentes e/ou
baixa atividade biológica (PERLE et al., 1995). Alvés et al. (1997) observaram que a
atividade metanogênica utilizando butirato como substrato foi permitida na presença de
lipídeos. Por outro lado, segundo Sayed et al. (1988) e Rinzema, Alphenaar e Lettinga
(1993), a adsorção de lipídeos na superfície do lodo anaeróbio pode limitar o transporte de
substratos solúveis para a biomassa e consequentemente causa a diminuição na taxa de
conversão dos substratos. Lipídeos remanescentes, que não foram adsorvidos no lodo
granular, foram vagarosamente convertidos a gás metano (PETRUY e LETTINGA, 1997).
A biodegradação de lipídeos é mais difícil devido à sua baixa biodisponibilidade.
Segundo Rinzema et al. (1988), compostos de ácidos graxos saturados ou insaturados,
intermediários da degradação de lipídeos, são inibitórios para alguns microrganismos e,
segundo Koster (1987), principalmente para as metanogênicas. Os ácidos graxos também
diminuem a concentração de ATP (PERLE, KIMIE E SHELEF, 1995; HANAKI, MATSUO e
NAGASE, 1981).
Vidal et al. (2000) observaram que, com concentração de 62,2mg.L
-1
de amônia livre,
pode ter ocorrido inibição parcial da metanogênese. Quando a concentração de amônia
aumenta, seu efeito tóxico sobre a metanogênese causa um acúmulo de ácidos graxos
voláteis o qual diminui o pH e, consequentemente, reduz a concentração de amônia livre
(ANGELIDAKI, ELLEGARD E AHRING, 1993).
Vidal et al. (op cit.) observaram duas curvas de produção de metano, a primeira
correspondeu à degradação de compostos mais facilmente degradáveis como proteínas e
carboidratos. A segunda correspondeu à degradação de lipídeos. Os autores afirmaram que
a degradação completa depende das taxas de hidrólise de cada composto, que depende
ainda da aclimatação da biomassa. Também observaram uma fração recalcitrante da água
residuária na etapa anaeróbia.
A maior facilidade de degradação dos carboidratos explica a importância das
variáveis de carbono selecionadas na ACP (Tabelas 23 e 24). As principais transformações
bioquímicas nas lagoas de estabilização consistem na oxidação aeróbia, fermentação
110
anaeróbia e redução fotossintética. Segundo Ricklefs (1996), as moléculas de carboidratos
são rearranjadas no interior da célula permitindo a síntese de novos compostos essenciais
ao metabolismo do ser fotossintetizante. As moléculas de glicose são degradadas a óleo e
celulose e estas são combinadas com nitrogênio, fósforo, enxofre, magnésio e carboidratos
simples, as quais produzem um conjunto de proteínas, ácidos nucléicos e pigmentos.
Nas ETEs, vários processos físicos, químicos e microbianos ocorrem sob diferentes
condições redox. Por meio de mudanças nos pools específicos, incluindo ácidos voláteis
durante o transporte, é possível descrever em qual fração algumas mudanças poderão
ocorrer e predizer variações na qualidade e quantidade da água residuária afluente da ETE
ou efluente final nos corpos receptores (Raunkjaer et al., 1994). Segundo o autor, três pools
foram calculados em unidades de DQO utilizando a conversão baseada na composição
média assumida: 1,20 mgDQO/mg proteína (C
4
H
12
O
7
N
2
), 1,13 mgDQO/mg carboidrato
(C
10
H
18
O
9
) e 2,03 mgDQO/mg lipídeo (C
8
H
6
0
2
). As frações variaram durante o dia e a noite
entre as estações, mas as variações não revelaram padrões específicos. A fração de
carboidrato apresentou relativa variabilidade devido a transformações influenciadas pelas
diferenças no tempo de detenção hidráulico nos sistemas de tratamento, além de serem
facilmente biodegradáveis.
De acordo com Henze (1982), os valores de proteína, carboidrato e lipídeo em
porcentagem total de DQO foram 8, 12 e 10%, respectivamente. Tanaka, Ichikawa e Matsuo
(1991) obtiveram 12, 6 e 19% e Narkis, Henefeed-Fourrier e Rebhum (1980) 27 e 9%, para
proteína e carboidrato, respectivamente. Estas frações foram menores que as obtidas por
Raunkjaer et al. (1994) provavelmente devido a variações na qualidade da água residuária,
juntamente com o uso de diferentes métodos de determinação, manipulação e análise.
A fração “outros” de orgânicos não determinados foi 23% (RAUNKJAER et al., 1994),
46% (HENZE, 1982) e 49% (TANAKA ICHIKAWA e MATSUO, 1991), incluindo ácidos graxos
e surfactantes. Estes compostos orgânicos não identificados podem ser ácidos graxos
voláteis, álcoois, aminoácidos, detergentes, entre outros. Os ácidos graxos, em particular,
são quantidades consideráveis da fração “outros”. Esta quantidade na entrada do sistema é
dependente do tempo de residência e das condições redox do sistema (Raunkjaer et al.,
1994).
A ANOVA para as variáveis proteína, carboidrato e lipídeo revelou que, na maioria
dos horários e profundidades, não houve diferença estatística significativa entre eles (Tabela
25) nas diferentes amostragens (p>0,05). Apenas em janeiro, as duas lagoas apresentaram
diferenças estatísticas significativas entre os horários amostrados (p=0,010 e p=0,024,
respectivamente).
Embora os fatores horários e profundidades não tenham sido significativos
estatisticamente entre as lagoas (p>0,05), a análise de agrupamento (cluster) revelou
111
algumas semelhanças entre estas variáveis em cada amostragem (Figuras 54 e 55). Na
lagoa anaeróbia (Figura 54), em outubro observaram-se cinco grupos sendo que um deles
foi composto pela sub-superfície às 8h (1S), outro pela sub-superfície às 2h (4S), outro com
meio da coluna de água às 8h, outro com meio da coluna de água às 20h (3M) e fundo às
20h e 2h (3F e 4F). O outro grupo foi composto pelas demais estações.
Tabela 25 – Valores de Wilks’ Lambda para as diferentes amostragens, horários e profundidades
testando as variáveis proteína, carboidrato e lipídeo.
Lagoa anaeróbia Lagoa facultativa
Amostragens
Horário Profundidade Horário Profundidade
out/04 0,322 0,348 0,104 0,180
jan/05
0,010
0,517
0,024
0,675
abr/05 0,569 0,115 0,184 0,316
jul/05 0,079 0,276 0,092 0,368
Em janeiro, estas variáveis apresentaram-se semelhantes em toda coluna de água e
em todos os horários. Formaram-se apenas dois grupos: um contendo sub-superfície, meio
e fundo às 8h (1S, 1M e 1F) e às 14h (2S, 2M e 2F), e outro com as demais. Em abril,
apenas o fundo da lagoa anaeróbia esteve diferente da sub-superfície e meio da coluna de
água. Observaram-se cinco grupos, sendo que um deles selecionou sub-superfície às 20, 2
e 8h (3S, 4S e 5S) e meio às 14, 2 e 8h (2M, 4M e 5M). Outro grupo foi composto apenas
pela sub-superfície às 14h e outro selecionou a sub-superfície às 8h. Outro grupo
apresentou as estações meio às 8h e 2h (1M e 3M) e fundo às 2h (4F). O último grupo
selecionou as estações de fundo às 8, 14, 2 e 8h (1F, 2F, 3F e 5F).
Em julho, a coluna de água apresentou-se praticamente sem diferenças em relação
às variáveis proteína, carboidrato e lipídeo. Observaram-se a formação de três grupos: um
com a sub-superfície às 14h (2S), outro com sub-superfície, meio e fundo às 2h (4S, 4M e
4F) e outro com as demais.
A lagoa facultativa, em outubro, apresentou cinco grupos sendo que um deles foi
composto por meio da coluna de água às 8h (1S); outro conteve fundo às 8h (1F); outro com
fundo às 20h e 2h (3F e 4F); outro com meio às 20h (3M) e outro com as demais estações.
O período de janeiro, apresentou sub-superfície semelhante às 14, 2 e 8h (2S, 4S e 5S)
formando um grupo juntamente com meio às 14h (2M). Outro grupo foi formado por fundo às
8h (1F) e outro por sub-superfície e meio ambos às 8h (1S e 1M). O último grupo foi
composto pelas demais estações.
112
Figura 54 - Análise de agrupamento (cluster) com estações da lagoa anaeróbia nas
diferentes amostragens na ETE Cajati
1: 8h, 2: 14h; 3: 20h; 4: 2h: 5: 8h; S: sub-superfície: M: meio: F: fundo
113
Figura 55 - Análise de agrupamento (cluster) com estações da lagoa facultativa nas diferentes
amostragens na ETE Cajati
1: 8h, 2: 14h; 3: 20h; 4: 2h: 5: 8h; S: sub-superfície: M: meio: F: fundo
Em abril, observaram-se apenas três grupos, sendo que um deles foi a sub-superfície
às 14h; outro foi composto por sub-superfície às 20h (3S), meio às 8h (1S) e fundo às 14h
114
(2F). O outro grupo selecionou as demais estações. Julho foi o período em observaram-se
apenas dois grupos, sem padrão de comportamento entre as profundidades. Um grupo
selecionou sub-superfície às 8h e às 14h (1S e 2S), meio às 14h e 20h (2M e 3M) e fundo às
14h e 20h (2F e 3F). O outro grupo selecionou as demais estações.
Para as duas lagoas foram determinados coeficientes de regressão entre as variáveis
físicas, químicas e biológicas com as biomoléculas proteína, carboidrato e lipídeo (Tabelas
26 a 33).
Tabela 26 – Coeficiente de regressão (r
2
) entre as variáveis físicas e químicas com proteínas,
carboidratos e lipídeos na sub-superfície (S), meio (M) e fundo (F) da lagoa anaeróbia na ETE Cajati
em outubro/04
S M F
Prot Carb Lip Prot Carb Lip Prot Carb Lip
Temp -0,98 * * -0,82 -0,92 * -0,84 * 0,81
pH * 0,94 * * * * -0,94 * 0,94
Cond * * * * * * 0,99 * -0,99
OD * * 0,92 0,71 * -0,96 * * *
Ntot * 0,83 * * * * * 0,97 *
Namon * -0,94 * * * 0,96 * -0,81 *
NO
3
* 0,77 * 0,83 0,83 * * 0,75 *
NO
2
* 0,86 * * * * * -0,72 *
PO
4
* -0,76 * -0,82 * * * * *
Ptot * 0,84 * * * * * * *
DQO 0,92 * * * * -0,77 0,89 * -0,85
SST * 1,0 * * * * * * *
SSI * 0,80 * * * * -0,77 * 0,72
SSO * 0,83 * * * 0,72 0,94 * -0,92
Dens * 0,85 * * * * * * *
Clor -0,78 * * * * * * 0,71 *
Alc * -0,96 * * -0,83 * -0,85 * 0,80
CO
2
t * -0,97 * * -0,79 * -0,82 * 0,77
CO
2
L * -0,94 * * * * 0,80 * -0,81
HCO
3
* -0,98 * * -0,76 * -0,80 * 0,75
CO
3
* 0,91 * * * * -0,98 * 0,96
Cin * -0,97 * * -0,79 * -0,82 * 0,77
* - coeficiente<0,7
115
Tabela 27 – Coeficiente de regressão entre as variáveis físicas e químicas com proteínas,
carboidratos e lipídeos na sub-superfície (S), meio (M) e fundo (F) da lagoa anaeróbia na ETE Cajati
em janeiro/05
S M F
Prot Carb Lip Prot Carb Lip Prot Carb Lip
Temp 0,84 * * -0,72 -0,91 0,74 * -0,76 *
pH * * * * * 0,97 * * 0,89
Cond * 0,95 * * -0,77 * * * *
OD 0,97 * * 0,73 * * * * *
Ntot * * * * * * -0,82 *
Namon * 0,76 * * * * * * *
NO
3
* * * 0,93 * * 0,93 *
NO
2
* * 0,72 * * * 0,78 *
PO
4
* -0,72 * 0,87 0,72 * * * *
Ptot * * * * * * * -0,83 *
DQO * 0,77 * * 0,84 -0,73 * 0,85 -0,78
SST * * * * * * * 0,81 *
SSI * * * * 0,98 * * 0,82 *
SSO * * * -0,97 * * * * *
Dens -0,94 * * * * * * 0,70 0,79
Clor * * * * * * * * *
Alc * * * * * * * * 0,81
CO
2
t * * * * * * * * *
CO
2
L * * * -0,74 * 0,94 * * *
HCO
3
* * * * * * * * 0,81
CO
3
* * * 0,75 0,73 * * * *
Cin * * * * * * * * *
* - coeficiente<0,7
Tabela 28 – Coeficiente de regressão entre as variáveis físicas e químicas com proteínas,
carboidratos e lipídeos na sub-superfície (S), meio (M) e fundo (F) da lagoa anaeróbia na ETE Cajati
em abril/05
S M F
Prot Carb Lip Prot Carb Lip Prot Carb Lip
Temp * * -0,92 * * 0,79 * * *
pH * * -0,83 * * * -0,91 * *
Cond -0,86 -0,83 * * * * 0,77 * *
OD * -0,75 * * * * * *
Ntot 1,00 0,72 * * * * * *
Namon * * * * * * * * *
NO
3
* 0,98 * * * * -0,71 -0,88 0,95
NO
2
* * * 0,92 * * * *
PO
4
* * * * * * * -0,87 0,83
Ptot * 0,98 * * * * * * *
DQO 0,85 0,77 * * * * * * *
SST 0,81 0,91 * * * * * * *
SSI 0,94 * 0,93 * * * * * *
SSO 0,74 0,96 * * * * * * *
Dens * * * * * * * * *
Clor 0,91 * 0,77 * * 0,84 0,71 0,98 -0,85
Alc 0,79 * 0,79 -0,73 * * * * *
CO
2
t * * 0,88 * * * * * *
CO
2
L * * * * * * 0,73 * *
HCO
3
* * 0,96 -0,73 * * * * *
CO
3
* * -0,80 * * * -0,87 * *
Cin * * 0,88 * * * * * *
* - coeficiente<0,7
116
Tabela 29 – Coeficiente de regressão entre as variáveis físicas e químicas com proteínas,
carboidratos e lipídeos na sub-superfície (S), meio (M) e fundo (F) da lagoa anaeróbia na ETE Cajati
em julho/05
S M F
Prot Carb Lip Prot Carb Lip Prot Carb Lip
Temp 0,70 * * * * * * * -0,92
pH * * * * * * * * *
Cond * * * * * * * * *
OD * * * * * * * * *
Ntot * * 0,77 * * -0,73 * *
Namon * * * -0,92 * * * * *
NO
3
* * * * -0,85 -0,79 * -0,78 *
NO
2
* * * * * * 0,87 0,77
PO
4
* * * * * * * * *
Ptot * * * * * * * * *
DQO * * * * * -0,92 * -0,73 *
SST * * * * 0,93 * * 0,78 *
SSI * * * * 0,79 * -0,72 * *
SSO * * * * * 0,77 * 0,72 *
Dens * 0,70 * * * * * * *
Clor * * * -0,83 * -0,71 -1,00 * *
Alc * * * * * * * * *
CO
2
t * * * -0,77 * * * -0,75 -0,98
CO
2
L * * * -0,78 -0,84 * * -0,90 *
HCO
3
* -0,80 * -0,71 * * * * -0,84
CO
3
* 0,91 0,72 0,70 0,88 * * 0,74 *
Cin * * * -0,77 * * * -0,75 -0,98
* - coeficiente<0,7
Tabela 30 – Coeficiente de regressão entre as variáveis físicas e químicas com proteínas,
carboidratos e lipídeos na sub-superfície (S), meio (M) e fundo (F) da lagoa facultativa na ETE
Cajati em outubro/04
S M F
Prot Carb Lip Prot Carb Lip Prot Carb Lip
Temp * * 0,83 -0,91 * * -0,75 -0,98 *
pH * * 0,80 -0,75 * * -0,91 -0,97 *
Cond * * -0,88 0,81 * * * * 0,85
OD * * 0,93 * * * * * *
Ntot -0,93 * * 0,97 * * * -0,88
Namon * * * 0,83 * * * * *
NO
3
* 0,81 * 0,72 * * 0,83 0,97 *
NO
2
-0,79 0,94 * 0,89 * 0,90 0,87 *
PO
4
* 0,71 * * * 0,98 * * 0,93
Ptot * -0,85 * 0,87 * * * * *
DQO 0,96 * -0,96 0,97 * * * 0,77 *
SST * * * 0,78 * * * * -0,84
SSI * 0,84 * 0,74 0,95 * * * *
SSO * * * * * -0,90 * * -0,91
Dens * * 0,85 * 0,80 * 0,99 0,89 *
Clor * 0,97 * * * 0,83 0,78 * *
Alc * * -0,73 * * -0,77 0,97 0,89 *
CO
2
t * * -0,76 * * -0,77 0,96 0,91 *
CO
2
L * * -0,76 0,85 0,97 * 0,88 0,94 *
HCO
3
* * -0,77 * * -0,78 0,96 0,92 *
CO
3
* * 0,78 * * -0,73 * -0,85 *
Cin * * -0,76 * * -0,77 0,96 0,91 *
* - coeficiente<0,7
117
Tabela 31 – Coeficiente de regressão entre as variáveis físicas e químicas com proteínas,
carboidratos e lipídeos na sub-superfície (S), meio (M) e fundo (F) da lagoa facultativa na ETE
Cajati em janeiro/05
S M F
Prot Carb Lip Prot Carb Lip Prot Carb Lip
Temp 0,84 * * * * * * * *
pH * -0,86 * * * * * * *
Cond * * * * * * * * *
OD 0,83 * * * * * * * *
Ntot -0,71 0,85 * * * * * *
Namon -0,78 * * * * * * * *
NO
3
* * -0,73 * 0,77 * * * *
NO
2
* -0,85 * * * * * *
PO
4
-0,81 0,89 * -0,91 0,94 * * * *
Ptot -0,74 0,99 * -0,99 0,87 * * * *
DQO * 0,94 * * * * * * *
SST * 0,96 * * 0,88 * * * 0,88
SSI -0,76 0,72 * -0,76 0,94 * * * -0,88
SSO * 0,90 * * * * * * 0,91
Dens -0,96 * * -0,86 0,99 * * * *
Clor -0,94 0,80 * -0,94 0,81 * -0,83 -0,95 *
Alc -0,99 0,73 * -0,78 * * -0,72 * *
CO
2
t -0,94 * * * * * * * *
CO
2
L -0,89 * * * * *
HCO
3
-0,89 * * -0,73 * * -0,71 * *
CO
3
0,78 * * * * 0,79 * * *
Cin -0,94 * * * * * * * *
0,84 * *
* - coeficiente<0,7
Tabela 32 – Coeficiente de regressão entre as variáveis físicas e químicas com proteínas,
carboidratos e lipídeos na sub-superfície (S), meio (M) e fundo (F) da lagoa facultativa na ETE
Cajati em abril/05
S M F
Prot Carb Lip Prot Carb Lip Prot Carb Lip
Temp 0,88 0,96 -0,75 * * * * * *
pH 0,82 0,88 -0,89 * 0,95 * * 0,84 *
Cond * * * 0,75 * 0,87 * * *
OD 0,73 0,86 -0,90 * 0,83 * * * -0,97
Ntot * * -0,70 * * * 0,97
Namon -0,91 -0,86 0,82 * -0,92 * -0,81 -0,72 *
NO
3
* * * * * * * * 0,75
NO
2
* -0,75 * * * * 0,85 *
PO
4
* * * * * * 0,74 * *
Ptot 0,72 0,78 * * * * * * *
DQO 0,73 0,88 -0,97 -0,71 * * * * *
SST * 0,83 * * 0,99 * * * *
SSI * * * 0,72 * * * * *
SSO * 0,78 * * 0,94 * * * *
Dens * * * * * * * * *
Clor * * * -0,84 * * * * *
Alc -0,95 -0,82 * -0,95 -0,79 * * * *
CO
2
t -0,96 -0,97 0,79 -0,83 -0,97 * * * *
CO
2
L * * 0,82 * -0,87 * * -0,86 *
HCO
3
-0,95 -0,98 0,79 -0,75 -1,00 * * * *
CO
3
0,90 0,99 -0,78 * 0,94 * * 0,90 *
Cin -0,96 -0,97 0,79 -0,83 -0,97 * * * *
* - coeficiente<0,7
118
Tabela 33 – Coeficiente de regressão entre as variáveis físicas e químicas com proteínas,
carboidratos e lipídeos na sub-superfície (S), meio (M) e fundo (F) da lagoa facultativa na ETE
Cajati em julho/05
S M F
Prot Carb Lip Prot Carb Lip Prot Carb Lip
Temp * * * * * * * * *
pH * * * * * 0,76 -0,96 * 0,73
Cond * * * -0,95 0,85 0,94 -0,71 * 0,73
OD * * * * * 0,79 * * *
Ntot * * -0,88 * * * * -0,72 -0,74
Namon * * * -0,98 0,79 0,87 0,91 -0,75
NO
3
* * * * * * * * *
NO
2
* * * * * * 0,80 * -0,73
PO
4
-0,70 -0,85 * 0,81 * * * * *
Ptot * * 0,76 * * 0,92 * * *
DQO * * * * * * * * *
SST * * * * * * 0,76 -0,85 -0,93
SSI * * * * * * * * *
SSO * * * * * * * * -0,78
Dens * * * -0,75 * 0,71 -0,81 * 0,73
Clor * * * * * * * * *
Alc * * * 0,91 -0,71 -0,92 * -0,95 -0,86
CO
2
t * * * 0,93 -0,86 -0,92 * -0,99 -0,94
CO
2
L -0,71 -0,85 * 0,83 -0,79 -0,73 * -0,89 -0,86
HCO
3
* -0,70 * 0,92 -0,87 -0,90 0,70 -0,99 -0,95
CO
3
* 0,81 * -0,89 0,87 0,87 -0,71 0,99 0,96
Cin * * * 0,93 -0,86 -0,92 * -0,99 -0,96
* - coeficiente<0,7
Segundo McInerney (1988), a degradação de proteínas é importante na ciclagem do
nitrogênio e enxofre, tanto quanto na ciclagem do carbono na natureza. As proteínas são
hidrolisadas a peptídeos e aminoácidos, os quais são rapidamente fermentados. Os maiores
produtos da fermentação dos aminoácidos são ácidos graxos de cadeia curta e ramificada,
amônia e dióxido de carbono. Uma quantidade substancial de amônia, derivada de
processos proteolíticos, serve como principal fonte de nitrogênio para o crescimento
microbiano. Na Tabela 18 desta pesquisa observou-se maiores concentrações de dióxido de
carbono no fundo das lagoas, o que corrobora a degradação de proteínas neste local. Estas
por sua vez, em alguns horários, foram menores no fundo das lagoas com conseqüente
maiores concentrações de nitrogênio amoniacal, devido à amonificação.
Segundo Boëchat e Giani (2000), a disponibilidade de nutrientes, temperatura,
intensidade luminosa e precipitação podem afetar a composição bioquímica do plâncton de
diferentes formas. A soma de diferentes interações resulta nas mudanças sazonais. Boëchat
(2000) encontrou maiores concentrações de carboidrato e lipídeo durante o período diurno e
de proteína no noturno, o que não foi observado na ETE Cajati, onde não se obteve um
padrão entre estas variáveis.
119
As relações de fósforo com as biomoléculas são devido a este ser um nutriente
essencial para o metabolismo das algas e pode limitar seu crescimento. Sua deficiência nas
células algais resulta na redução da síntese de compostos bioquímicos os quais deveriam
estar associados ao crescimento celular. Boëchat (2000) observou relação inversa entre
proteínas e os níveis de fósforo dissolvido. Segundo Kilham et al. (1997b), a síntese noturna
de proteínas continuou mesmo tendo sido constatada uma deficiência de fósforo durante a
noite, período em que as concentrações dos compostos nitrogenados permaneceram
abundantes.
De acordo com Cuhel, Ortner e Lean (1984), o estoque de fósforo na forma de
polifosfatos é um mecanismo comum em muitas espécies de algas e que a reciclagem
intracelular de fósforo ocorre para a formação de ésteres de fosfato de elevada energia e a
deficiência deste nutriente poderia não afetar a síntese protéica durante a noite.
Segundo Tate, Broshears e McKnight (1995), maior atividade das fosfatases,
responsáveis pela remoção de ortofosfato de complexos orgânicos, durante o período diurno,
pode indicar uma limitação de fósforo, possivelmente gerada por aumento na demanda desse
nutriente durante as horas do dia ou, ainda, um maior metabolismo de fósforo durante
períodos de máxima atividade fotossintética. Boëchat (2000) declarou que a correlação
positiva detectada corroborou a idéia de que a limitação por fósforo pode afetar a síntese
lipídica, mesmo em condições naturais. Além disso, menor concentração de fósforo na
coluna de água durante o dia, aliado às maiores concentrações de lipídeo neste mesmo
período, pode ser indicativo de maior incorporação do fósforo dissolvido nas moléculas deste
componente bioquímico nestes horários.
Lipídeos e ácidos graxos podem ser oxidados quando as células requerem energia
para processos de biossíntese, inclusive protéica, em condições de ausência de luz ou
durante a divisão celular, conforme observado por Sicko-Goad e Andersen (1991) em
estudos de metabolismo de lipídeos em diatomáceas.
Wainman e Lean (1992) e Wainman, Rick e Lean (1993) estudaram a síntese de
lipídeos em grande número de lagos e concluíram que fatores físicos como luz, temperatura
e comprimento do dia são responsáveis por esta síntese.
A disponibilidade de nitrogênio pode afetar a síntese e estocagem de compostos
celulares como pigmentos, proteínas, carboidratos, ácidos nucléicos, aminoácidos e lipídeos
(LOURENÇO et al., 1997). Segundo Foog, Nalewajko e Watt (1965), a estocagem de
lipídeos pode ocorrer como resposta à redução de nitrogênio no ambiente e de acordo com
Parrish e Wangersky (1990), a ausência de nitrogênio pode estimular a síntese de
compostos não nitrogenados como carboidrato e lipídeo. A maior parte de nitrogênio celular
é proteína, portanto, o consumo de nitrogênio do meio afeta a síntese de proteínas (SMITH,
ROBERTSON E DU PREEZ, 1997).
120
Segundo Cuhel, Ortner e Lean (1984), o crescimento algal não cessa completamente
no período noturno. Mesmo não havendo fotossíntese, a utilização das reservas de carbono
(carboidratos) para a biossíntese protéica sustenta o ciclo celular, resultando em
crescimento. Esta biossíntese protéica durante a noite é um fenômeno geral no fitoplâncton
(MORRIS, GLOVER E YENTSCH, 1974). Cuhel, Ortner e Lean (op cit.) afirmaram que
algumas espécies de algas dividem-se principalmente à noite, fato esse que sugere ser a
síntese protéica um importante componente no metabolismo algal noturno. Durante a noite
haveria uma maior mobilização de polímeros de carboidratos e metabólitos de baixo peso
molecular para a formação de moléculas de proteínas, e ainda, os nutrientes poderiam agir
como um importante componente regulador da síntese protéica neste período.
De acordo com alguns autores (ARTS e RAÍ, 1997; FALKOWSKI e RAVEN, 1997;
KILHAM et al., 1997a, b), a limitação de nitrogênio tem sido associada à redução na síntese
protéica e de outros compostos nitrogenados, podendo resultar em aumento nas
concentrações de carboidratos e lipídeos. Arts, Robarts e Evans (1997) declararam que a
deficiência de nitrogênio afetaria a oxidação do piruvato no ciclo de Krebs, o que prejudicaria
a formação de compostos intermediários utilizados na biossíntese de aminoácidos e
proteínas. A via de biossíntese sofreria um desvio em direção à síntese de lipídeos ou de
carboidratos.
Miyasaki, Suyama e Uotani (1987) citaram ser a captação de carbono e nitrogênio
inorgânicos fatores primariamente controladores do crescimento fitoplanctônico em
ambientes naturais, sendo os dois processos dependentes das condições de luminosidade.
Os autores constataram que a incorporação de carbono ocorreu principalmente no período
diurno nas células algais, e que a incorporação de compostos nitrogenados, embora também
ocorresse durante o dia, era cerca de até 50% menor. Isto significa que os esqueletos de
carbono de compostos que contém nitrogênio, assim como parte da energia para a
assimilação e incorporação do nitrogênio durante a noite, são fornecidos por carboidratos
estocados durante o dia pelo processo de fotossíntese.
A correlação negativa entre carboidratos e nitrato e nitrito pode ser indício de que, sob
limitação de nitrogênio, ocorre um aumento na biossíntese de carboidratos (compostos não-
nitrogenados) durante o dia. No período noturno, estes nutrientes podem ser incorporados
em compostos nitrogenados, como proteínas, amoniácidos e ácidos nucléicos (BOËCHAT,
2000).
Os resultados obtidos por Smith, Robertson e du Preez (1997) sugeriram que
carboidratos apresentam uma resposta oposta à limitação de nitrogênio, àquela apresentada
pelas proteínas. Roten, Roth-Bejerano e Arad (1986) declararam que quando o crescimento
algal é limitado por deficiência de formas nitrogenadas, ocorre um aumento no fluxo de
121
fotossintatos em direção à síntese de polissacarídeos, mas em condições de não-limitação
predominaria a síntese de proteínas e pigmentos.
De acordo com Boëchat (2000), o aumento de temperatura pode resultar no aumento
da produção de lipídeo e proteína. Segundo Falkowski e Raven (1997), a estratificação
térmica cria uma barreira à circulação de nutrientes solúveis e o fluxo vertical dos mesmos.
Como a limitação de nutrientes tende a reduzir o número de centros de reação
fotossintéticos nas células vegetais, essa situação pode afetar as taxas de produtividade
primária e as taxas de biossíntese de compostos bioquímicos, de uma maneira geral. O
oxigênio dissolvido também pode afetar a composição bioquímica. Com a diminuição do
nível de oxigênio as células parecem reduzir seus compostos bioquímicos como o lipídeo e
proteína.
A composição do fitoplâncton também tem influência nas biomoléculas. Mesmo em
períodos de baixa densidade algal, lipídeos, proteínas e carboidratos podem apresentar
altas concentrações. Boëchat (2000) declarou que algas podem estocar nutrientes na célula,
mesmo quando estes se encontram em concentrações elevadas no ambiente, processo
conhecido como “luxury consumption” (consumo em excesso). Este fato sugere uma
estratégia adaptativa a uma possível limitação futura de nutrientes.
As amostras corridas nos géis de eletroforese estão representadas nas Figuras 56 e
57. Obtiveram-se dificuldades na observação de bandas de proteínas nas amostras de
outubro/04 às 8h (Figura 56 (a) e (b)). As amostras de abril/05 apresentaram boa resolução
no gel (Figura 57 (a), (b)). Podem-se observar as diferenças às 8h (Figura 57 (a)) e às 2h
(Figura 57 (b)), além de diferenças na variação longitudinal do sistema.
A amostra E1 (afluente bruto) apresentou um rastro de proteínas, onde foi impossível
identificar qualquer banda em abril/05. Algumas bandas observadas em E2 (lagoa
anaeróbia) foram similares àquelas observadas na lagoa facultativa (E5) e efluente final
(E7). Outras estiveram presentes na lagoa anaeróbia e não nas outras estações. Na lagoa
facultativa e efluente final também se observaram bandas maiores não presentes
anteriormente (Figura 57(b)). Na Figura 57(a), às 8h em abril/05, as bandas não
apresentaram boas resoluções. Porém às 2h (Figura 57 (b)), as bandas puderam ser melhor
visualizadas. Em todos os períodos e horários observou-se número maior de bandas na
lagoa facultativa e efluente final.
122
123
(a) (b)
Figura 56 - Eletroforese em gel de poliacrilamida com dodecil sulfato de sódio (SDS-PAGE) em
outubro/04 às 8h (a) e às 2h (b) na ETE Cajati – SP
(a) (b)
Figura 57 - Eletroforese em gel de poliacrilamida com dodecil sulfato de sódio (SDS-PAGE) em abril/05
às 8h (a) e às 14h (b) na ETE Cajati – SP
Esperavam-se maiores concentrações de proteína e melhores resoluções no gel.
Com estes resultados observa-se, na lagoa facultativa onde a carga orgânica é menor, a
visualização das bandas também foi melhor. Provavelmente, há interferências da matéria
orgânica no gel. Apesar de ter sido feita extração destas proteínas, eliminando-se
teoricamente as interferências, esta não foi suficiente para visualização dos géis.
Marcador
p
adrão
E1 E2 E4 E5 E7
Marcador padrão
E1 E5E4 E2 E2 E5 E1 E7
Marcador
p
adrão
E1 E2 E4 E5 E7
Por meio desta análise seria possível avaliar a estrutura da comunidade no sistema,
como foi feito por Ehlers e Cloete (1999) que analisaram a estrutura da comunidade por
meio da SDS-PAGE isolando o conteúdo de proteína total das amostras, o que excluiu a
necessidade de cultura das bactérias. Os autores compararam diferentes sistemas que
removem fósforo e por esta análise conseguiram observar estrutura da comunidade
específica para cada sistema.
Segundo Huber et al. (1998), proteína, carboidrato e lipídeo servem para caracterizar
a biomassa microbiana em um sistema de tratamento de esgoto. Porém, passos de
extração, como lise, tamponamento, entre outros, devem ser avaliados e testados.
De acordo com a pesquisa de Huber et al. (op cit.), a eletroforese (2D-PAGE) revelou
que as proteínas da biomassa são influenciadas pela composição do substrato e que a
maior parte destas proteínas foram ácidas em sistema de lodos ativados. Declararam ainda
que a biomassa tornou-se adaptada ao substrato e diferentes microrganismos foram
selecionados. As proteínas de alto peso molecular foram formadas no reator, porém ficaram
aderidas aos flocos.
Apesar de a ETE Cajati ter apresentado baixas concentrações de proteínas,
observaram-se diferenças nestas proteínas presentes nas duas lagoas, o que poderia
significar comunidades diferentes.
5.7. Dinâmica das variáveis biológicas em lagoas de estabilização
Nas Figuras 58 e 59 estão as concentrações de clorofila a nas duas lagoas da ETE
Cajati nos diferentes horários amostrados. Na lagoa anaeróbia, em outubro/04, as
concentrações de clorofila foram maiores na sub-superfície e na facultativa apresentaram
comportamentos similares nas diferentes profundidades. O horário 8h apresentou maior
variação nas concentrações de clorofila, 0,826 a 2,32 x 10
3
µg.L
-1
, na sub-superfície (S) e
meio da coluna de água (M), respectivamente, na lagoa anaeróbia. Às 20h observou-se
variação de 1,00 a 1,29 x 10
3
µg.L
-1
, no fundo das lagoas anaeróbia e facultativa.
Em janeiro/05, na lagoa anaeróbia, às 8h as concentrações de clorofila variaram
entre 0,75 x 10
3
µg.L
-1
(fundo) a 0,76 x 10
3
µg.L
-1
(sub-superfície). Às 14h esta variação foi
de 0,06 x 10
3
µg.L
-1
(fundo) a 0,36 x 10
3
µg.L
-1
(sub-superfície). Na lagoa facultativa, a
concentração de clorofila variou entre 0,53 x 10
3
µg.L
-1
e 0,84 x 10
3
µg.L
-1
às 8h, estações de
fundo e sub-superfície, respectivamente. Às 2h, observou-se a maior variação:
0,37 x 10
3
µg.L
-1
(sub-superfície) e 0,72 x 10
3
µg.L
-1
(fundo).
124
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5
0
1.5
3
Profundidade (m)
Clorofila (10
3
µ
g.L
-1
)
out/04
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5
0
1.5
3
Clorofila (10
3
µ
g.L
-1
)
8h
14h
20h
2h
8h
jan/05
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5
0
1.5
3
Profundidade (m)
abr/05
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5
0
1.5
3
jul/05
Figura 58 - Clorofila (10
3
µg.L
-1
) nas diferentes profundidades e amostragens na lagoa anaeróbia na
ETE Cajati.
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 4.0 4.5 5.0
0
0.7
1.4
Profundidade (m)
Clorofila (10
3
µ
g.L
-1
)
out/04
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 4.0 4.5 5.0
0
0.7
1.4
Clorofila (10
3
µ
g.L
-1
)
jan/05
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 4.0 4.5 5.0
0
0.7
1.4
Profundidade (m)
abr/05
0.0 0.5 1.0 1.5 2.0 2.5 3.0 3.5 4.0 4.5 5.0
0
0.7
1.4
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
Figura 59 - Clorofila (10
3
µg.L
-1
) nas diferentes profundidades e amostragens na lagoa facultativa na
ETE Cajati.
125
Observou-se claramente a baixa concentração de clorofila na interface água-
sedimento da lagoa anaeróbia. Na facultativa, as concentrações não apresentaram
comportamento específico, variando entre os horários e mantendo-se com concentrações
próximas nas diferentes profundidades.
Em abril/05, as concentrações de clorofila foram maiores na lagoa anaeróbia,
principalmente na sub-superfície. As maiores concentrações de clorofila nesta lagoa
coincidiram com os horários amostrados pela manhã (8h). Ainda nesta lagoa, as
concentrações de clorofila estiveram entre 0,11 10
3
µg.L
-1
(fundo, às 2h) e 4,07 10
3
µg.L
-1
(sub-superfície, às 8h). Estas concentrações, na lagoa facultativa, estiveram entre
0,19 10
3
µg.L
-1
(fundo, às 8h) e 1,08 10
3
µg.L
-1
(meio, às 2h).
Em julho/05, na lagoa anaeróbia, as maiores concentrações foram obtidas às 2h. Já
na facultativa, as maiores foram obtidas às 14h. A máxima concentração de clorofila na
lagoa anaeróbia foi de 4,09 10
3
µg.L
-1
na estação sub-superfície 2h e a mínima foi de
1,43 10
3
µg.L
-1
também na sub-superfície, às 8h. Na lagoa facultativa, as concentrações de
clorofila máxima e mínima foram 4,25 10
3
µg.L
-1
e 0,85 10
3
µg.L
-1
ambas na sub-superfície
às 8h, respectivamente, em dias consecutivos.
A densidade fitoplanctônica (Figuras 60 e 61) foi maior em outubro/04 e julho/05. Em
outubro a densidade foi maior na interface água-sedimento da lagoa anaeróbia, 16,24x10
6
cel. mL
-1
às 8h. Na sub-superfície no mesmo horário, a densidade foi de 8,91 x10
6
cel. mL
-1
.
Na lagoa facultativa, a densidade foi maior que na anaeróbia sendo que na sub-
superfície a densidade foi de 22,66 x10
6
cel. mL
-1
às 8h e na interface água-sedimento foi de
11,42 x10
6
cel. mL
-1
. Em janeiro, devido a diluição pela elevada precipitação, a densidade foi
menor na lagoa anaeróbia, sendo que a maior foi obtida na sub-superfície, 2,82 x10
6
cel. mL
-
1
às 8h. Neste período, as densidades foram maiores na lagoa facultativa. A maior foi 13,08
x10
6
cel. mL
-1
às 8h no meio da coluna de água.
Abril foi o período com menores densidades em relação aos outros períodos
amostrados. A maior densidade obtida na sub-superfície da lagoa anaeróbia às 20h foi 9,51
x10
6
cel. mL
-1
. Porém, observou-se maior densidade às 20h na interface água-sedimento,
16,82 x10
6
cel. mL
-1
. A lagoa facultativa apresentou densidades fitoplanctônicas similares à
lagoa anaeróbia com máxima às 8h na sub-superfície, 5,65 x10
6
cel. mL
-1
. Em julho, a maior
densidade na sub-superfície foi 8,22 x10
6
cel. mL
-1
às 14h e a maior na interface água-
sedimento foi 12,16 x10
6
cel. mL
-1
às 2h. Na lagoa facultativa, a maior densidade na sub-
superfície foi 19,35 x10
6
cel. mL
-1
às 2h. No meio da coluna de água a maior densidade
obtida foi de 22,11 x10
6
cel. mL
-1
às 14h e na interface água-sedimento a maior foi 19,51
x10
6
cel. mL
-1
às 20h.
126
0 5 10 15 20
0
1.5
3
Profundidade (m)
Densidade fitoplanctônica (10
6
cel.mL
-1
)
out/04
0 5 10 15 20
0
1.5
3
Densidade fitoplanctônica (10
6
cel.mL
-1
)
jan/05
0 5 10 15 20
0
1.5
3
Profundidade (m)
abr/05
0 5 10 15 20
0
1.5
3
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
Figura 60 - Densidade fitoplanctônica (10
6
cel.mL
-1
) nas diferentes profundidades e amostragens na
lagoa anaeróbia na ETE Cajati.
0 5 10 15 20 25 30
0
0.7
1.4
Profundidade (m)
Densidade fitoplanctônica (10
6
cel.mL
-1
)
out/04
0 5 10 15 20 25 30
0
0.7
1.4
Densidade fitoplanctônica (10
6
cel.mL
-1
)
jan/05
0 5 10 15 20 25 30
0
0.7
1.4
Profundidade (m)
abr/05
0 5 10 15 20 25 30
0
0.7
1.4
8h
14h
20h
2h
8h
jul/05
Figura 61 - Densidade fitoplanctônica (10
6
cel.mL
-1
) nas diferentes profundidades e amostragens na
lagoa facultativa na ETE Cajati.
127
Nas lagoas de estabilização de Cajati, a estrutura da comunidade fitoplanctônica não
apresentou grande heterogeneidade espacial e variabilidade temporal como nos ambientes
naturais. Para Gloyna (1973), a heterogeneidade espacial é determinada pelos gradientes
de distribuição da matéria orgânica na lagoa. Segundo Mendonça (2000), chuvas intensas,
como observado em janeiro em Cajati, podem resultar na diluição da água residuária nas
lagoas, pois aumenta consideravelmente a vazão reduzindo o tempo de detenção hidráulico.
Esta diluição pode representar perda de biomassa do sistema, fato este observado no
período chuvoso apenas na lagoa anaeróbia de Cajati, em relação à biomassa
fitoplanctônica.
A maior densidade algal é esperada nos primeiros 0,50 m da coluna de água das
lagoas facultativas (von SPERLING, 1996). Na ETE Cajati, em outubro, abril e julho a
densidade foi maior no fundo da lagoa anaeróbia e em janeiro, na facultativa. Em julho, na
lagoa facultativa, a densidade fitoplanctônica foi homogênea em toda coluna de água. Falco
(2005) também encontrou maior densidade no fundo da lagoa facultativa, o que tem forte
influência na qualidade do efluente final.
O teste de significância (ANOVA) realizado com as variáveis bióticas revelou que os
meses de coleta, lagoas, horários e profundidades analisados não foram estatisticamente
diferentes na maioria dos casos analisados neste trabalho (p>0,05). Porém, os testes
realizados anteriormente com a densidade fitoplanctônica na eficiência do sistema (Tabela
14), indicaram diferença estatística significativa entre os meses. Por este precedente, optou-
se por avaliar os dados de clorofila e densidade dos organismos fitoplanctônicos
separadamente para cada amostragem. A ANOVA revelou que os horários amostrados
apresentaram igualdade em relação às variáveis biológicas clorofila e densidade
fitoplanctônica, com exceção do período de julho, no qual se observou diferença estatística
entre os horários (p=0,046).
Como a ACP não apresentou diferenças entre os pesos das duas variáveis aqui
analisadas, optou-se somente pela análise de agrupamento (cluster) para verificar as
semelhanças entre horários e estações de coleta (Figuras 62 e 63). Na lagoa anaeróbia
(Figura 62), alguns agrupamentos foram observados, porém sem padrão de semelhanças
em relação ao perfil vertical. Em outubro houve formação de dois grandes grupos: um com a
sub-superfície às 20h e outro com as demais estações. Em janeiro, quatro grupos foram
formados, sendo que um apresentou a sub-superfície às 8h do segundo dia; outro com a
sub-superfície às 8h do primeiro dia; outro com fundo às 2h e 8h; outro com as estações
restantes. Em abril, apenas as estações de fundo estiveram separadas das demais. Houve
formação de cinco grupos: um com fundo às 8h; outro com fundo às 14h e 8h do segundo
dia; outro com a sub-superfície às 20h; outro com fundo às 20h; e, o último, com as demais
estações.
128
129
Figura 62 – Análise de agrupamento (cluster) das estações da lagoa anaeróbia na ETE Cajati.
1: 8h, 2: 14h; 3: 20h; 4: 2h: 5: 8h; S: sub-superfície: M: meio: F: fundo
Em julho /05, as estações de meio e sub-superfície às 2h ficaram agrupadas e
separadas dos outro dois grupos formados: um contendo todas as estações de fundo além
de meio às 8h e outro com as demais estações.
Na lagoa facultativa (Figura 63), quatro grupos foram formados no mês de outubro.
Um deles com a sub-superfície às 8h dos dois dias e meio às 8h do segundo dia; outro com
o fundo às 2h; outro com sub-superfície às 20h e 2h, meio às 8h e fundo às 8h do segundo
dia; e outro com meio às 20h e 2h e fundo às 8h e 20h.
Em janeiro/05, cinco grupos foram formados, sendo que houve semelhanças apenas
entre as estações de meio às 14, 20, 2 e 8h além de sub-superfície às 14h. Outro grupo foi
formado por meio às 8h do primeiro dia e fundo às 8h do segundo dia; outro com fundo às
8h; outro com sub-superfície às 8h dos dois dias além de fundo às 2h; e outro com sub-
superfície às 20h e 2h e fundo às 14h e 20h.
Três grupos foram observados em abril: um com fundo às 8h; outro com sub-
superfície às 14h, sub-superfície, meio e fundo às 8h do segundo dia, e outro com as
demais. Em julho observou-se seis grandes grupos. Um com a sub-superfície às 8h do
segundo dia; outro com meio e fundo às 8h do segundo dia; outro grupo com meio e fundo
às 2h; outro com a sub-superfície às 8h; outro com sub-superfície às 14h e 20h e fundo às
8h do primeiro dia, e, finalmente, outro com o restante das estações.
A abundância dos grupos e das principais espécies de organismos fitoplanctônicos
pode ser observada nas Tabelas 34 a 37. Cianobactéria foi o grupo dominante na maioria
das estações e horários e apresentou alternância com clorofícea na lagoa anaeróbia. Na
facultativa, observou-se predomínio de cianobactéria sem alternância com clorofícea que
esteve com baixas porcentagens em todas as estações. Apenas em julho, clorofícea foi
dominante na lagoa anaeróbia em todos os horários. Em todas as amostragens e horários, o
predomínio foi de cianobactéria no efluente final. Os demais grupos foram comuns, raros ou
ausentes. Em alguns horários houve contribuição de Euglenofícea, Criptofícea e Crisofícea,
com máximo de 0,6% em outubro/04.
130
Figura 63 - Análise de agrupamento (cluster) das estações da lagoa facultativa na ETE Cajati.
1: 8h, 2: 14h; 3: 20h; 4: 2h: 5: 8h; S: sub-superfície: M: meio: F: fundo
131
Tabela 34 - Abundância relativa (%) dos grupos, gêneros e espécies de organismos
fitoplanctônicos na ETE Cajati em outubro/04
8h
AFB LAS LAM LAF LFS LFM LFF EFF
CHLOROPHYCEAE 25,0 49,6 57,2 27,4 2,9 4,4 6,1 12,0
Chlorella kessleri
72,4 92,7 96,6 86,5 89,5 100,0 39,5 47,1
Golenkiniopsis sp * * * * * * 42,1 *
CYANOPHYCEAE 75,0 49,9 42,8 72,6 97,0 95,6 93,5 88,0
Synechocystis sp 41,4 73,6 68,2 88,1 93,9 96,7 95,0 95,6
EUGLENOPHYCEAE * 0,6 * * 0,2 * 0,3 *
Lepocinclis ovum
* 100,0 * * * * 50,0 *
sp 2 * * * * 100,0 * 50,0 *
20h
CHLOROPHYCEAE 22,0 60,6 24,2 50,5 3,8 7,7 10,8 7,1
Chlorella kessleri
95,5 96,5 98,0 100,0 92,9 90,5 90,6 75,0
CYANOPHYCEAE 78,0 39,4 75,8 49,5 96,2 92,3 88,8 92,4
Pseudoanabaena sp 56,4 * * * * * * *
Synechocystis sp * 64,3 87,5 71,2 94,4 92,0 92,4 95,2
2h
CHLOROPHYCEAE 57,7 33,3 14,8 23,9 4,2 12,3 7,9 3,5
Chlorella kessleri
77,8 98,8 96,2 81,4 90,9 52,5 66,7 90,9
CYANOPHYCEAE 42,3 66,7 85,2 76,1 95,8 87,4 92,1 96,5
Synechocystis sp 60,6 65,6 92,1 74,5 88,4 93,3 86,0 97,8
8h
CHLOROPHYCEAE 1,9 51,6 58,8 40,9 4,4 9,8 ** 5,0
Chlorella kessleri
60,0 98,5 96,3 93,8 100,0 51,1 ** 91,3
CYANOPHYCEAE 98,1 48,4 40,6 59,1 95,6 90,0 ** 94,8
Synechocystis sp 86,0 67,2 70,5 77,7 94,4 90,3 ** 97,9
EUGLENOPHYCEAE * * 0,3 * * * ** *
Lepocinclis ovum
* * 100,0 * * * ** *
CRYSOPHYCEAE * * 0,3 * * * ** *
Mallomonas sp * * 100,0 * * * ** *
CRYPTOPHYCEAE * * * * * 0,2 ** 0,2
sp 2 * * * * * 100,0 ** 100,0
* - grupos ou espécies fitoplanctônicos não presentes; ** - amostra perdida;
AFB: afluente bruto; LAS: sub-superfície da lagoa anaeróbia; LAM: meio da coluna de água da
lagoa anaeróbia; LAF: fundo da lagoa anaeróbia; LFS: sub-superfície da lagoa facultativa; LFM:
meio da coluna de água da lagoa facultativa; LFF: fundo da lagoa facultativa; EFF: efluente
final;
Em outubro, observaram-se menor número de espécies com duas Clorofíceas, duas
Cianobactérias, uma Euglenofícea, uma Crisofícea e uma Criptofícea. O maior número foi
observado em abril com seis Clorofíceas, duas Cianobactérias, quatro Euglenofíceas e três
Criptofíceas. Uma lista com gêneros e espécies encontradas pode ser observada no
apêndice III. No grupo das Clorofíceas o predomínio foi de Chlorella Kessleri e no grupo
Cianobactérias, Synechocystis sp.
132
Tabela 35 - Abundância relativa (%) dos grupos, gêneros e espécies de organismos fitoplanctônicos
na ETE Cajati em janeiro/05
Organismos AFB LAS LAM LAF LFS LFM LFF EFF
CHLOROPHYCEAE 1,0 33,0 15.6 19.7 7.5 2,9 1,8 6,4
Chlorella kessleri
66,7 67.8 40,0 66.7 92.5 72,7 100,0 71,6
CYANOPHYCEAE 99,0 66.5 84.4 79.6 90.8 97,1 97,6 93,3
Synechocystis sp 96,7 75.6 80.2 60.3 90.5 92,8 95,5 91,8
EUGLENOPHYCEAE * 0.6 * 0.7 1.3 * 0,2 0,3
Lepocinclis ovum
* 100,0 * 100.0 100,0 * * *
sp 2 * * * * * * 100,0 66,7
CRYPTOPHYCEAE * * * 0.4 * * 0,4 *
Cryptomonas sp * * * 100.0 * * * *
8h
Rhodomonas sp (menor) * * * * * * 100,0 *
CHLOROPHYCEAE 46,5 36.1 33.6 12.4 8.3 7,2 4,0 3,32
Chlorella kessleri
100,0 97,9 46,9 57,1 51,9 * 46,7 *
Crucigeniella rectangulares
* * * * * 53,6 * *
Elakatothrix gelatinosa
* * * * * * * 46,1
CYANOPHYCEAE 53,5 63,9 66,4 87,6 91,7 92,8 95,5 95,9
Synechocystis sp 76,7 41,2 40,2 78,4 82,5 90,6 91,6 94,7
Pseudoanabaena sp (reta) * 44,7 44,3 * * * * *
CRYPTOPHYCEAE * * * * * * * 0,8
14h
sp 2 * * * * * * * 100,0
CHLOROPHYCEAE 3,3 31,3 39,9 9,2 6,9 5,1 9,3 2,8
Chlorella kessleri
83,3 80,8 100,0 84,2 60,0 25,0 40,6 *
Kirchneriella sp * * * * * 25,0 * *
Schoederia sp * * * * * 25,0 * *
Elakatothrix gelatinosa
* * * * * * * 53,8
CYANOPHYCEAE 96,2 68,1 60,1 90,3 93,1 93,6 89,6 96,8
Synechocystis sp 60,2 59,3 79,3 82,9 87,8 84,5 90,9 94,5
EUGLENOPHYCEAE 0,5 0,6 * 0,5 0,4 0,4 0,3 0,4
Trachelomonas sp 100,0 * * * * * * *
Lepocinclis ovum
* 100,0 * 100,0 * * 100,0 100,0
Euglena sp * * * * * 100,0 * *
CRYPTOPHYCEAE * * * * * 0,9 0,9 *
sp 2 * * * * * 100,0 33,3 *
Cryptomonas sp * * * * * * 33,3 *
20h
Rhodomonas sp * * * * * * 33,3 *
CHLOROPHYCEAE 0,6 55,2 28,1 10,4 7,7 7,8 7,3 1,3
Chlorella kessleri
100,0 96,7 78,7 67,9 * * * 57,1
Crucigeniella rectangulares
* * * * 50,0 50,0 52,4 *
CYANOPHYCEAE 99,4 44,8 71,9 89,2 92,3 91,9 92,7 98,6
Synechocystis sp 57,3 85,0 62,2 74,6 89,5 89,7 89,8 92,4
EUGLENOPHYCEAE * * * 0,4 * * * 0,2
Lepocinclis ovum
* * * 100,0 * * * 100,0
CRYPTOPHYCEAE * * * * * 0,3 * *
2h
Rhodomonas sp * * * * * 100,0 * *
* - grupos ou espécies fitoplanctônicos não presentes
AFB: afluente bruto; LAS: sub-superfície da lagoa anaeróbia; LAM: meio da coluna de água da lagoa anaeróbia;
LAF: fundo da lagoa anaeróbia; LFS: sub-superfície da lagoa facultativa; LFM: meio da coluna de água da lagoa
facultativa; LFF: fundo da lagoa facultativa; EFF: efluente final;
133
Continuação Tabela 35 - Abundância relativa (%) dos grupos, gêneros e espécies de organismos
fitoplanctônicos na ETE Cajati em janeiro/05
Organismos AFB LAS LAM LAF LFS LFM LFF EFF
CHLOROPHYCEAE 18,0 28,8 23,0 68,5 4,3 15,6 4,9 2,0
Chlorella kessleri
75,0 78,7 75,0 90,2 * 61,9 * 55,6
Crucigeniella rectangulares
* * * * 54,5 * 61,1 *
CYANOPHYCEAE 82,0 71,2 76,3 31,5 95,7 83,6 94,9 97,2
Synechocystis sp 81,3 75,0 65,1 47,8 86,1 86,7 88,0 94,4
Pseudoanabaena sp (reta) * * * 46,9 * * * *
EUGLENOPHYCEAE * * 0,7 * * 0,7 0,3 0,9
8h
Lepocinclis ovum
* * 100,0 * * 100,0 100,0 100,0
* - grupos ou espécies fitoplanctônicos não presentes
AFB: afluente bruto; LAS: sub-superfície da lagoa anaeróbia; LAM: meio da coluna de água da lagoa anaeróbia;
LAF: fundo da lagoa anaeróbia; LFS: sub-superfície da lagoa facultativa; LFM: meio da coluna de água da lagoa
facultativa; LFF: fundo da lagoa facultativa; EFF: efluente final;
Tabela 36 - Abundância relativa (%) dos grupos, gêneros e espécies de organismos
fitoplanctônicos na ETE Cajati em abril/05
8h
AFB LAS LAM LAF LFS LFM LFF EFF
CHLOROPHYCEAE 6,8 10,8 20,1 13,7 7,5 1,2 8,5 2,4
Chlorella kessleri
53,8 72,5 29,5 * 86,4 * 68,2 63,6
Crucigeniella rectangulares
* * 31,8 * * * * *
Elakatothrix gelatinosa
* * * 50,0 * * * *
Golenkiniopsis sp * * * * * 60,0 * *
CYANOPHYCEAE 93,2 89,2 79,4 86,3 92,5 97,0 90,3 97,6
Synechocystis sp 93,2 71,2 78,1 72,3 94,1 89,4 91,5 95,1
EUGLENOPHYCEAE * * 0,5 * * 1,9 0,4 *
Lepocinclis ovum
* * 100,0 * * * 100,0 *
sp 2 * * * * * 75,0 * *
CRYPTOPHYCEAE * * * * * * 0,8 *
Rhodomonas sp (menor) * * * * * * 100,0 *
14h
CHLOROPHYCEAE 24,0 13,9 7,0 * 3,6 12,2 2,1 2,6
Chlorella kessleri
98,1 32,4 58,8 * 70,6 83,3 33,3 85,7
Crucigeniella rectangulares
* 29,4 * * * * * *
Kirchneriella sp * * * * * * 33,3 *
CYANOPHYCEAE 76,0 86,1 92,6 * 96,4 87,8 97,9 95,3
Synechocystis sp 90,5 84,8 75,6 * 92,3 74,6 87,0 92,5
EUGLENOPHYCEAE * * 0,4 * * * * 2,6
Euglena sp * * 100,0 * * * * *
sp 2 * * * * * * * 100,0
CRYPTOPHYCEAE * * * * * * * 0,3
Cryptomonas sp * * * * * * * 100,0
* - grupos ou espécies fitoplanctônicos não presentes
AFB: afluente bruto; LAS: sub-superfície da lagoa anaeróbia; LAM: meio da coluna de água da
lagoa anaeróbia; LAF: fundo da lagoa anaeróbia; LFS: sub-superfície da lagoa facultativa; LFM:
meio da coluna de água da lagoa facultativa; LFF: fundo da lagoa facultativa; EFF: efluente
final;
134
Continuação Tabela 36 - Abundância relativa (%) dos grupos, gêneros e espécies de organismos
fitoplanctônicos na ETE Cajati em abril/05
20h
AFB LAS LAM LAF LFS LFM LFF EFF
CHLOROPHYCEAE 2,3 8,1 10,1 3,1 * 6,7 7,1 6,5
Chlorella kessleri
75,0 * 39,4 60,0 * 56,3 52,9 45,5
Ankyra sp * 28,6 * * * * * *
Elakatothrix gelatinosa
* 28,6 * * * * * *
Kirchneriella sp * * 36,4 * * * * *
CYANOPHYCEAE 97,7 91,9 89,6 96,9 100,0 92,9 91,3 92,4
Synechocystis sp 85,6 91,1 71,6 55,5 70,5 97,3 91,3 92,4
Pseudoanabaena sp (reta) * * * 43,4 * * * *
CRYPTOPHYCEA * * 0,3 * * 0,4 1,3 0,6
Cryptomonas sp * * 100,0 * * * * 100,0
Rhodomonas sp * * * * * 100,0 100,0 *
EUGLENOPHYCEAE * * * * * * 0,4 0,6
Euglena sp * * * * * * 100,0 *
Lepocinclis ovum
* * * * * * * 100,0
2h
CHLOROPHYCEAE 11,7 0,9 14,1 3.2 1.4 3.2 7.2 3,0
Chlorella kessleri
77,8 * 50,0 75,0 100.0 * * 85.7
Elakatothrix gelatinosa
* 100,0 * * * 30,0 58.3 *
Kirchneriella sp * * * * * 40,0 * *
CYANOPHYCEAE 87,9 99,1 84,5 96.8 97.9 96.8 92.8 97,0
Synechocystis sp 89,2 79,9 85,3 83.5 90.6 89.6 86.5 93,0
EUGLENOPHYCEAE 0,4 * 1,4 * * * * *
Trachelomonas sp 100,0 * * * * * * *
Lepocinclis ovum
* * 100,0 * * * * *
CRYPTOPHYCEAE * * * * 0.7 * * *
Rhodomonas sp (menor) * * * * 100,0 * * *
8h
CHLOROPHYCEAE 62,0 3,5 5,3 4,4 1,5 9,7 6,5 8,9
Chlorella kessleri
92,8 88,9 * * 100,0 42,9 * *
Crucigeniella rectangulares
* * 41,2 * * * 36,7 50,0
Elakatothrix gelatinosa
* * * 50,0 * * * *
Kirchneriella sp * * * 50,0 * 33,3 33,3 *
CYANOPHYCEAE 38,0 96,5 94,7 92,0 98,5 89,9 93,1 91,1
Synechocystis sp 52,9 80,5 85,8 85,5 94,7 88,2 89,6 83,2
CRYPTOPHYCEAE * * * * * 0,5 0,4 *
sp 2 * * * * * 100,0 100,0 *
* - grupos ou espécies fitoplanctônicos não presentes
AFB: afluente bruto; LAS: sub-superfície da lagoa anaeróbia; LAM: meio da coluna de água da
lagoa anaeróbia; LAF: fundo da lagoa anaeróbia; LFS: sub-superfície da lagoa facultativa; LFM:
meio da coluna de água da lagoa facultativa; LFF: fundo da lagoa facultativa; EFF: efluente final;
135
Tabela 37 - Abundância relativa (%) dos grupos, gêneros e espécies de organismos
fitoplanctônicos na ETE Cajati em julho/05
8h
LAS LAM LAF LFS LFM LFF EFF
CHLOROPHYCEAE 85,7 43,5 74,6 8,8 5,5 7,2 23,1
Chlorella kessleri
100,0 90,8 97,7 60,9 73,3 73,3 *
Crucigeniella rectangulares
* * * * * * 63,9
CYANOPHYCEAE 13,2 56,5 25,4 91,2 94,5 92,8 76,9
Synechocystis sp 33,3 83,3 73,3 84,5 80,9 84,5 82,5
Pseudoanabaena sp 33,3 * * * * * *
EUGLENOPHYCEAE 1,1 * * * * * *
Lepocinclis ovum
100,0 * * * * * *
14h
CHLOROPHYCEAE 35,3 72,9 36,3 11,0 13,5 20,8 22,6
Chlorella kessleri
82,1 97,1 92,5 48,3 * * *
Crucigeniella rectangulares
* * * * 68,5 50,0 74,3
CYANOPHYCEAE 64,7 21,7 63,7 89,0 86,5 79,2 77,4
Synechocystis sp 85,1 79,5 87,2 80,9 87,9 86,5 84,3
20h
CHLOROPHYCEAE 62,6 55,9 32,5 18,1 4,4 17,3 23,0
Chlorella kessleri
98,8 100,0 96,1 * 44,4 * *
Crucigeniella rectangulares
* * * 56,8 * 55,7 44,9
Kirchneriella sp * * * * 44,4 * *
CYANOPHYCEAE 36,6 44,1 67,5 81,9 95,6 82,7 77,0
Synechocystis sp 81,3 76,9 85,5 81,4 73,3 83,2 79,9
EUGLENOPHYCEAE 0,8 * * * * * *
Euglena sp 100,0 * * * * * *
2h
CHLOROPHYCEAE 60,5 62,6 57,7 13,4 13,4 6,7 30,7
Chlorella kessleri
95,2 94,5 90,6 * * 44,4 *
Crucigeniella rectangulares
* * * 68,1 * * 71,9
Elakatothrix gelatinosa
* * * * 58,1 * *
CYANOPHYCEAE 39,5 37,4 42,3 86,6 86,6 93,3 69,3
Synechocystis sp 75,3 78,9 79,6 85,1 73,1 74,7 77,4
8h
CHLOROPHYCEAE 91,6 87,8 57,9 18,1 10,9 11,8 27,2
Chlorella kessleri
99,4 96,1 96,9 * 38,1 * *
Crucigeniella rectangulares
* * * 70,0 * * 59,7
Elakatothrix gelatinosa
* * * * * 30,8 *
CYANOPHYCEAE 8,4 12,2 42,1 81,9 89,1 88,2 72,8
Synechocystis sp 54,5 75,0 85,3 86,2 70,8 64,6 83,5
* - grupos ou espécies fitoplanctônicos não presentes;
LAS: sub-superfície da lagoa anaeróbia; LAM: meio da coluna de água da lagoa
anaeróbia; LAF: fundo da lagoa anaeróbia; LFS: sub-superfície da lagoa facultativa;
LFM: meio da coluna de água da lagoa facultativa; LFF: fundo da lagoa facultativa;
EFF: efluente final;
Os organismos geralmente encontrados nestes sistemas de tratamento são:
Euglenofícea (Lepocinclis ovum, Euglena sp, Trachelomonas), Cianobactéria (Oscillatoria,
Spirulina, Anabaena, Microcystis, Synechoccocus, Synechocystis), Clorofícea
(Chlamydomonas, Chlorella, Micractinium, Scenedesmus, Crucigenia) (BRANCO, 1975;
SILVA E MARA, 1979; KÖNIG, 1984, PEARSON, 1996, KELLNER E PIRES, 1998).
136
De acordo com König (1984), algumas espécies de Euglenofícea são capazes de
sobreviver e crescer em total escuridão, alimentando-se de compostos orgânicos. Segundo
Palmer (1969), Euglenofíceas são resistentes a contaminação e de acordo com Munavar
(1970), estão relacionadas com altas concentrações de matéria orgânica. Utiliza somente
nitrogênio amoniacal como fonte de nitrogênio e, portanto é mais dependente da existência
de nitrogênio que de matéria orgânica (PROVASOLI, 1958; PROVASOLI e PINTER, 1960).
Na ETE Cajati, este grupo esteve presente em alguns horários e amostragens. No
fundo da lagoa anaeróbia, esteve presente às 8, 20 e 2h apenas em janeiro. Na lagoa
facultativa, esteve presente no fundo, em outubro às 8h, em janeiro às 8, 20 e 8h e em abril
às 8h e 20h. Em alguns momentos, esteve presente no meio da coluna de água da lagoa
anaeróbia nos períodos 8h (outubro) e 8 e 14h (abril). Este grupo esteve presente sempre
com predomínio de Lepocinclis ovum e não ultrapassou a porcentagem de 2,6 em abril no
efluente final às 14h.
Reynolds (1998) relacionou alguns gêneros fitoplanctônicos com o grau de trofia do
ambiente, onde em ambientes hipereutróficos encontram-se Euglena sp, Phacus sp e
Lepocinclis sp. Na estação de tratamento de esgoto estudada, ambiente teoricamente
hipereutrófico, a presença destes organismos foi pequena. Este fato confirma que a estação
de tratamento recebe esgoto diluído.
Ainda de acordo com König (op cit.), o gênero Chlorella (Clorofícea) que esteve
presente na ETE Cajati, tem a vantagem de sobreviver em lagoas de estabilização, onde a
zona eufótica é pequena, já que assimilam carbono orgânico no escuro. Na ETE Cajati esta
espécie foi constante nos períodos analisados. Foram ao todo sete espécies deste grupo
encontradas, sendo que Chlorella kessleri foi dominante no grupo. Esta espécie, na lagoa
anaeróbia, migrou para a camada inferior no período noturno, visto que assimilam carbono
orgânico no escuro.
De acordo com Reynolds (1984), Harris (1986), Canovas et al. (1996), Calijuri (1999),
entre outros autores, a qualidade da água influencia os ciclos nictemerais e sazonais que
ocasionam alterações na composição de espécies e abundância relativa das populações
fitoplanctônicas. Esta qualidade da água está relacionada às concentrações de nutrientes e
instabilidade física da coluna de água. Segundo Giani e Leonardo (1988), a distribuição
vertical do fitoplâncton sofre alterações ao longo do dia (ciclo nictemeral) e ao longo do ano
(variação sazonal) e estas estão associadas a padrões de circulação da massa de água,
intensidade luminosa, disponibilidade de nutrientes e efeitos de predação.
Granado (2004), em avaliação da comunidade fitoplanctônica em lagoas de
estabilização de Novo Horizonte (SP), encontrou organismos dos grupos Clorofícea,
Cianobactéria, Euglenofícea e Bacilariofícea, com predomínio de Clorofícea, com
contribuições superiores a 65%, em todas as coletas. A espécie que se destacou foi
137
Chlorella vulgaris. O ambiente foi caracterizado homogêneo com populações de algas sem
distribuição vertical definida.
Araúzo et al. (2000) também encontraram diferentes espécies fitoplanctônicas, como
Euglena viridis e Lepocinclis ovum quando a coluna de água esteve homogênea; e espécies
como Oocystis solitaria, Coelastrum microporum e Chlorococcum infusionum no período de
estratificação. Na ETE Cajati a baixa presença de Euglenofícea não esteve relacionada com
a estrutura térmica da coluna de água, conforme observado por Araúzo et al. (op cit.).
Fiorini (2004) avaliou as mudanças temporais da comunidade fitoplanctônica na ETE
Cajati, durante a fase de implantação, enchimento e início de operação até que esta se
estabilizasse como ambiente lêntico e posteriormente hipereutrofizado. A mudança das
espécies se explica em termos de maior eficiência ou adaptação de cada grupo relacionada
a estratégias de sobrevivência, sob uma dada série de condições ambientais.
Nas diferentes fases de implantação do sistema, se destacaram: Chlorella sp,
Microcystis sp. e Chlamydomonas sp. Fiorini (op cit.) observou diminuição na densidade e
aumento na abundância de fitoflagelados quando a ETE esteve desativada (março/2003),
provavelmente devido à concentração de matéria orgânica biodegradável que ficou
acumulada no sistema (baixa velocidade de escoamento e vazão). Estes organismos têm
preferência por ambientes hipereutrofizados, rasos e com alto tempo de detenção. Na fase
de enchimento (junho-julho) destacaram-se Chlorella vulgaris, Monoraphidium irregulare e
Scchoroderia robusta. Em setembro destacaram-se Microcystis aeruginosa,
Chlamydomonas sp e Chlorella vulgaris.
Lovo (1997) estudando a ETE de Viçosa observou que clorofícea foi o grupo mais
abundante. De acordo com Souza (1994), a baixa DBO favorece a predominância de
clorofícea. König, Ceballos e Souza (1994) declararam que a presença de algas verdes, com
predomínio de flagelados, está associada além de baixa DBO, às baixas concentrações de
fósforo.
Chlorella é classificada como organismo de crescimento rápido, altamente produtivo
e capaz de dominar rapidamente sistema com disponibilidade de nutrientes e luz favorável,
especialmente a superfície de ambientes com estratificação recente, além de ocorrerem em
períodos de turbulência. São classificados como C-estrategistas (REYNOLDS, 1997). Este
gênero é considerado de crescimento oportunista em ambientes eutróficos, pois são
capazes de se tornarem dominantes em qualquer época do ano. Seu pequeno tamanho e
mecanismos eficientes de assimilação de nutrientes permitem a utilização dos mesmos e de
substâncias liberadas pelas células senescentes dos organismos maiores (HAPPEY-WOOD,
1988).
Hutchinson (1967) declarou que, em ambientes tropicais, a comunidade
fitoplanctônica está menos sujeita às mudanças sazonais se comparadas aos ambientes
138
temperados e de altas latitudes. Nesta ETE, não foi observada mudança nictemeral nem
sazonal, corroborando esta afirmação.
Chlamydomonas spp é uma espécie que requer maior disponibilidade de nutrientes.
Encontra-se na transição entre colonizadoras e tolerantes à perturbação e ao estresse
(OLRIK, 1994). Segundo Mendonça (2000), este é um organismo flutuante em lagoas pouco
profundas além de ser capaz de crescer na presença de altas cargas orgânicas e de
sobreviver, muitas vezes, em condições anaeróbias. Fiorini (op cit.) declarou que foi
verificada baixa eficiência do sistema em março evidenciado pelas baixas concentrações de
oxigênio dissolvido, DBO e dióxido de carbono além da presença de Chlamydomonas.
Bento (2005) encontrou, em lagoas de estabilização, espécies como Euglena sp,
Phacus sp, Leptocinclis sp e Chlamydomonas sp. A autora declarou que estas espécies
móveis, de rápido crescimento e heterotróficas facultativas, indicam que nas lagoas
prevalecem condições instáveis, altas concentrações de macronutrientes e elevada turbidez.
Este fato corrobora o resultado obtido na ETE Cajati, contrário a este, com quantidade baixa
destas espécies e baixas concentrações de nutrientes.
Algumas cianobactérias (S-estrategistas) estocam fosfato e são eficientes em regular
suas densidades, pois tem habilidade para flutuação além de requererem altas temperaturas
e de dificilmente sofrerem ação dos herbívoros. Segundo Sommer et al. (1993), Microcystis
aeruginosa são típicas de fase sucessional em equilíbrio, com características das fases
finais de uma sucessão. O sucesso de cianobactérias em ambientes hipereutróficos deve-
se, entre outros fatores, à baixa necessidade de luz, à temperatura ótima mais elevada, ao
acúmulo de fósforo no sedimento e posterior migração para a superfície e a presença de
aerótopos (DOKULIL e TEUBNER, 2000).
Alguns autores (ENGELS et al, 1997; TAKAHASHI et al, 1996; SERGEYENKO e
LOS, 2000) relataram a secreção de polipeptídeos por cianobactérias. Algumas destas
proteínas liberadas apresentam importância farmacológica e medicinal (TAKAHASHI et al,
1996; DEY et al., 2000). A cianobactéria Synechocystis sp, encontrada como dominante na
ETE Cajati em vários horários e amostragens, foi utilizada como modelo para estudar o
processo de fotossíntese, respostas a stress e caminhos de sinais de transdução por vários
autores (GLATZ et al., 1999; MIZUNO, KANEKO e TABATA, 1996; SUZUKI et al., 2000).
SERGEYENKO e LOS (2000) determinaram a seqüência de aminoácidos de sete proteínas
encontradas no meio de cultura de Synechocystis sp e as identificaram. O mecanismo de
liberação das proteínas por Synechocystis ainda é desconhecido.
Algas e bactérias são os principais componentes biológicos em lagoas de
estabilização. A interação entre esta população parece ter importante efeito ecológico.
Interações benéficas (LANGE, 1973; COLE, 1982) ou antagônicas (DOR e SVI, 1980;
139
FORLANI, TOSTI E VOLTERRA, 1989) que podem ocorrer entre estas duas populações,
podem ter papel chave na eficiência de purificação da água residuária (OSWALD, 1988).
Oufdou et al. (2000) avaliaram as interações entre Synechocystis sp e
Pseudoanabaena sp com bactérias heterotróficas e os efeitos destas cianobactérias na
sobrevivência e comportamento de bactérias patogênicas em lagoas de estabilização
localizadas no Marrocos. Nos períodos mais quentes os autores observaram altas
densidades de bactérias heterotróficas, baixas densidades de organismos termotolerantes e
florescimento de duas cianobactérias: Synechocystis sp e Pseudoanabaena sp, considerada
pelos autores como planctônicas e bênticas, respectivamente. Os autores declararam que o
aumento no crescimento bacteriano poderia ser atribuído à assimilação de matéria orgânica
produzida por cianobactérias. Produtos fitoplanctônicos podem ser podem ser utilizados por
bactérias e são referentes a 30-90% da assimilação de carbono bacteriana.
Várias interações entre algas e bactérias ocorrem nos sistemas aquáticos, porém, um
dos maiores processos é a produção de carbono orgânico por algas, adequados à
assimilação bacteriana (COLE et al., 1982).
De acordo com Oufdou et al. (2000), compostos liberados por cianobactérias são
importantes substratos para crescimento bacteriano e estimulação da degradação de
matéria orgânica em lagoas de estabilização. Os mesmos autores declararam que o pH
alcalino causado pelo crescimento algal pode ter sido, em parte, responsável pela
diminuição na densidade bacteriana.
Algumas substâncias antibacterianas podem ser produzidas por Synechocystis sp,
durante a fase estacionária de crescimento (OUFDOU et al., 1998). A competição por
nutrientes também não pode ser excluída. O papel de bactérias heterotróficas pode ser a
possível reciclagem de produtos extracelulares das algas e produção de dióxido de carbono
o que é benéfico às algas. Oufdou et al. (2000) declararam também que o efeito sinérgico de
bactérias heterotróficas com Synechocystis sp e Pseudoanabaena sp ocorreram nas lagoas
de estabilização do Marrocos e deveria ser considerado como importante fator biótico o qual
resulta em florações de cianobactérias nestes sistemas. Segundo os autores, estas
interações têm maior importância que as flutuações na composição química da água. Os
autores ainda declararam que estas cianobactérias têm forte efeito inibitório sobre E. coli e
Salmonella.
Mayo e Noike (1996) avaliaram os efeitos da temperatura e pH no crescimento de
bactérias heterotróficas em lagoas de estabilização em clima tropical e subtropical, além de
investigar a competição por substrato entre algas e bactérias. Concluíram que o
metabolismo da glicose diminuiu significantemente a valores de pH acima de 9. Isto sugere
que talvez Chlorella foi mais responsável pelo metabolismo da glicose que bactérias
heterotróficas, conforme declarado por Abeliovich e Weisman (1978); Mayo (1995) e Mayo e
140
Noike (1994). Abeliovich e Weisman (op cit.) declararam que bactérias heterotróficas podem
ter papel pequeno na degradação de matéria orgânica em lagoas de oxidação. Mayo e
Noike (1994), Wright e Hobbie (1965) encontraram constantes de saturação baixas para
bactérias, o que sugere seu menor papel na assimilação de glicose. Mayo e Noike (1996)
declararam que há evidências de que bactérias heterotróficas crescem menos
vigorosamente na presença de células de Chlorella que em sua ausência. A explicação para
esta inibição no crescimento das bactérias pode ser devido à competição pelo substrato ou
liberação de substâncias tóxicas pelas algas. Chlorella vulgaris liberam ácidos graxos de
cadeia longa tóxicos sob condições de stress, tal como altos valores de pH (PRATT e
FONG, 1940). Liberação de substâncias como clorelina são conhecidas por sua atividade
bactericida. Segundo os mesmos autores, à temperatura de 30
o
C e pH 7, os quais são
considerados boas condições para algas (MAYO e NOIKE, 1994), pouco ou nenhum stress
é esperado. Algas e bactérias competem pelo por substrato até mesmo no esgoto bruto. As
possíveis fontes de matéria orgânica em lagoas de oxidação que algas possam incorporar
diretamente sem prévia oxidação incluem pequenas moléculas orgânicas, tais como, ácidos
orgânicos, monossacarídeos, aminoácidos, etc.
Segundo Jordão e Pessoa (1995), o número de espécies aumenta com o grau de
tratamento. O que também não foi observado na ETE Cajati. A sobrecarga promove um
rápido desenvolvimento de bactérias e algas, que necessitam de uma demanda de oxigênio,
a qual geralmente não é suportada pela atividade fotossintética, resultando em mau
funcionamento do sistema, onde o meio pode vir a tornar-se totalmente anaeróbio. Na ETE
Cajati, como não há sobrecarga, a atividade fotossintética é maior, fato que gera maior
concentração de oxigênio dissolvido, o que resulta em não funcionamento da lagoa
anaeróbia.
A análise de hibridação in situ fluorescente (FISH) revelou pouca presença de
arquéias nas lagoas estudadas. Esta análise foi realizada nos horários 8 e 2h nos diferentes
períodos. Na coloração com DAPI, mudanças na forma destas bactérias ao longo do
tratamento (Figura 64) em outubro puderam ser observadas. No afluente bruto elas eram
filamentosas e na lagoa anaeróbia apresentaram forma arredondada. Na lagoa facultativa e
efluente final elas estavam na forma de bacilos. Na análise com a sonda NON não foram
observadas hibridações.
Células com polifosfatos (Figura 65) estavam presentes em abril, o que dificultou a
contagem das células devido à autofluorescência. Segundo Kerrn-Jespersen e Henze
(1993), as bactérias acumulam polifosfatos, pois através da decomposição destes
compostos conseguem energia para estocar poli-β-hidroxibutirato ou poli-β-hidroxivalerato.
As bactérias liberam o polifosfato quando acumulam matéria orgânica. A energia produzida é
141
142
utilizada para crescimento celular e estocagem de fosfato na forma de polifosfato. Também
assimilam fosfato sob condições anóxicas com o nitrato como oxidante.
Figura 64 - Hibridação in situ fluorescente (FISH) com DAPI das amostras do afluente bruto
(a), lagoa anaeróbia (b), lagoa facultativa (c) e efluente final (d) na ETE Cajati às 8h em
outubro/04.
Figura 65 – Bactérias com polifosfatos na coloração com DAPI em abril/05 na ETE Cajati (lagoa
facultativa)
De acordo com Kuba, van Loosdrech e Heijnen (1996), novo processo de remoção
biológica de fósforo tem sido proposto, baseado na atividade de organismos desnitrificantes
capazes de acumular altas quantidades de polifosfatos. Assim, além de fósforo, nitrogênio
(a) (b)
(d)
também é removido simultaneamente por estes organismos. Além disso, este processo
resulta em menor produção de lodo. Embora o fósforo possa ser removido anoxicamente, a
fase aeróbia é necessária para nitrificação para suprir o nitrato como aceptor de elétrons
para as bactérias desnitrificantes redutoras de fósforo.
Vários microrganismos são capazes, em aerobiose, de acumular fósforo como
polifosfato, ácido acético como poli-β-hidroxibutirato ou glicose como glicogênio; entre eles,
Acinetobacter calcoaceticus (CONVERTI, ROVATTI E DEL BORGHI, 1995).
De acordo com Kerrn-Jespersen, Henze e Strube (1994), a DQO facilmente
degradável é assimilada pelas bactérias a partir da energia produzida pela decomposição do
polifosfato. Os compostos orgânicos sintetizados são oxidados quando os organismos são
expostos a condições de oxidação. Eles utilizam a energia gerada para assimilar fósforo e
crescer. Quando bactéria acumuladora de fósforo utilizar nitrato como agente oxidante,
desnitrificação e assimilação de fósforo ocorrem simultaneamente. Isto se torna vantajoso
quando há quantidade limitada de matéria orgânica na água residuária.
Na ETE Cajati, o mês de abril, teoricamente, não apresentou limitação de matéria
orgânica ou nutrientes, visto que foi o período em que maiores concentrações de nutrientes
e sólidos entraram no sistema, acompanhados de menores valores de pH, em relação aos
outros períodos, com conseqüente melhores porcentagens de redução. Ainda na ETE Cajati,
dois dias anteriores ao de coleta no período de abril, ocorreu um florescimento de
organismos fitoplanctônicos na lagoa facultativa. Observou-se, no primeiro dia, intenso
florescimento de algas, com visível senescência no segundo dia. No terceiro dia, equivalente
ao primeiro de amostragem na ETE em abril, a lagoa estava sem presença visível destes
organismos. Para que este florescimento ocorresse foi necessária assimilação de nitrogênio
e fósforo pelos organismos fitoplanctônicos, com conseqüente limitação destes para as
bactérias, que acumularam polifosfatos como resposta a esta limitação temporária. Muito
provavelmente, a relação N:P foi desestabilizada.
A senescência de algas pode levar à condições indesejáveis similares aquelas
causadas pelas águas residuárias originais na lagoa (ARAUZO et al., 2000). Este fato
necessita ser evitado para manter a estrutura trófica bem balanceada para ótimo
desempenho do sistema. As unidades químicas que compreendem os resíduos orgânicos
(proteína, carboidrato e lipídeo) tornam-se incorporados dentro das algas como
componentes orgânicos estáveis de células vivas. Quando ocorre a senescência estas
moléculas são liberadas e voltam para a coluna de água.
Nas Figuras 66 e 67 podem ser observadas as porcentagens de hibridação das
células bacterianas às 8h e 2h nas diferentes amostragens na ETE Cajati. Observou-se que
a porcentagem de células hibridadas com sonda ARC915, específica para grupo Arqueia, foi
143
baixa em todas as estações e períodos. No fundo das lagoas, esta porcentagem aumentou,
obtendo máxima de 42,3% em janeiro no fundo da lagoa facultativa às 8h.
0%
20%
40%
60%
80%
100%
afb las lam laf lfs lfm lff eff
Comunidade bacteriana (%)
0%
20%
40%
60%
80%
100%
afb las lam laf lfs lfm lff eff
0%
20%
40%
60%
80%
100%
afb las lam laf lfs lfm lff eff
Comunidade bacteriana (%)
eub
arc
0%
20%
40%
60%
80%
100%
afb las lam laf lfs lfm lff eff
eub
arc
Figura 66 – Porcentagem de células bacterianas hibridadas (%) às 8h nas diferentes amostragens
afb: afluente bruto; las: sub-superfície da lagoa anaeróbia; lam: meio da lagoa anaeróbia; laf: lagoa
anaeróbia fundo; lfs: sub-superfície da lagoa facultativa; lfm: meio da lagoa facultativa; lff: fundo da
lagoa facultativa; eff: efluente final.
Em julho foram observadas as menores porcentagens de arqueias. Neste período,
foram observadas concentrações significativas de oxigênio dissolvido em toda coluna de
água em ambas as lagoas. As porcentagens foram similares nos dois horários amostrados,
sendo que às 2h a máxima foi de 35,2% no fundo da lagoa facultativa.
Falco (2005) observou, também em lagoas de estabilização, que a maior
porcentagem de bactérias foi observada no afluente bruto e lagoa anaeróbia, as quais
diminuíram em direção ao efluente final. As porcentagens de arqueias também
apresentaram o mesmo comportamento. A máxima porcentagem de arqueia obtida pela
autora foi aproximadamente 50% no afluente bruto.
Saavedra, Sakamoto e Varesche (2005) analisaram a lagoa anaeróbia desta ETE de
Cajati e observaram morfologias semelhantes nas profundidades sub-superfície, meio e
fundo. Por meio da análise de DGGE, as autoras concluíram que foi possível avaliar a
diversidade do Domínio Bacteria, além do grupo das bactérias fototróficas púrpuras, onde
encontraram as mesmas populações nas três profundidades. Este resultado corrobora o
obtido nesta pesquisa em relação ao perfil vertical desta lagoa, pois neste período de
144
outubro o sistema apresentou coluna de água homogênea em relação à temperatura. Os
bacilos curvos gram-negativos observados pelas autoras são provavelmente relacionados à
família Rhodospirillaceae.
0%
20%
40%
60%
80%
100%
afb las lam laf lfs lfm lff eff
Comunidade bacteriana (%)
0%
20%
40%
60%
80%
100%
afb las lam laf lfs lfm lff eff
0%
20%
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afb las lam laf lfs lfm lff eff
Comunidade bacteriana (%)
eub
arc
0%
20%
40%
60%
80%
100%
afb las lam laf lfs lfm lff eff
eub
arc
Figura 67 - Porcentagem de células bacterianas hibridadas (%) às 2h nas diferentes amostragens
afb: afluente bruto; las: sub-superfície da lagoa anaeróbia; lam: meio da lagoa anaeróbia; laf: lagoa
anaeróbia fundo; lfs: sub-superfície da lagoa facultativa; lfm: meio da lagoa facultativa; lff: fundo da
lagoa facultativa; eff: efluente final.
As análises de componentes principais (ACP) realizadas nesta pesquisa revelaram
que as formas de carbono são as principais variáveis no sistema de tratamento. As lagoas
de estabilização, sistemas abertos, dependem de condições ambientais e, devido a
fotossíntese, as algas utilizam carbono liberando outros compostos carbonados, que são
utilizados por bactérias. Segundo Azam et al. (1983), a maioria do carbono fixado pelas
algas na fotossíntese está relacionada com a quantidade de matéria orgânica dissolvida
liberada pelas algas.
As lagoas de estabilização são sistemas de tratamento eficazes na redução de DBO,
sólidos em suspensão e coliformes totais, mas podem representar altas concentrações de
organismos fitoplanctônicos e nutrientes, que poderão causar impactos ao corpo receptor.
Isto sugere a necessidade de pós-tratamento do efluente da lagoa facultativa, para que este
possível impacto venha a ser minimizado. Como a região é grande produtora de
bananicultora e chá, este efluente devidamente tratado poderia ser reutilizado na agricultura.
Em lagoas de estabilização a remoção de nutrientes é atingida pela incorporação na
biomassa algal reduzindo o potencial eutrófico do corpo receptor (PICOT et al, 1992).
145
Porém, este fato leva ao lançamento direto de algas no rio, o que confirma a necessidade de
pós-tratamento.
Os sistemas de pós-tratamento vão desde cloração com hipoclorito de cálcio ou
sódio, sugerido pela CETESB à Sabesp, que chegou a implantar o sistema na ETE Cajati,
mas o funcionamento não ocorre devido aos furtos de bombas na região, a sistemas de
floculação para retirada de algas, ozonização, radiação ultravioleta, entre outros. Todos com
suas vantagens e desvantagens. Em relação a custos com energia, o processo de cloração
parece ser o mais adequado. Porém sua utilização tem sido evitada devido à possibilidade
de formação de subprodutos tóxicos. Segundo Daniel (2000), a utilização da cloração pode
resultar em formação de subprodutos organoclorados, potencialmente prejudiciais à saúde
humana, os quais podem ser cancerígenos, mutagênicos ou teratogênicos. Mesmo que os
efluentes sejam desclorados antes do lançamento, há suspeitas de possíveis formações de
subprodutos tóxicos como trihalometanos (THM), ácidos haloacéticos e cloraminas.
Esta prática de cloração é utilizada em diversas partes do mundo, geralmente para
águas que serão reutilizadas (REBHUM, HELLER-GROSSMAN E MANKA, 1997). Leo et al
(2005) avaliaram a formação de trihalometanos na desinfecção de esgotos brutos,
anaeróbios, facultativos e pós-tratados com hipoclorito de sódio em sistema de lagoas de
estabilização da cidade de Lins (SP). Este tratamento, geralmente, é utilizado para adequar
o efluente final ao atendimento quanto aos padrões bacteriológicos de qualidade das águas
dos corpos receptores. Os autores utilizaram hipoclorito de sódio em efluentes tratados por
sedimentação com cloreto férrico e flotação com ar dissolvido utilizando sulfato de alumínio
como coagulante. Os autores observaram que nenhum dos testes de desinfecção
apresentou formação maior que 35 µg.L
-1
de trihalometanos, sendo que o padrão de
potabilidade em vigência na época do estudo era de 100 µg.L
-1
. Isto provavelmente devido a
preferência do cloro pelo nitrogênio amoniacal.
O tratamento com cloro e ozônio também tem sido utilizado para remoção de
cianobactérias. Mondardo, Sens e Melo Filho (2006) avaliaram o pré-tratamento de água de
abastecimento com cloro e ozônio para remoção de algas e cianobactérias. A ozonização
demonstrou ser uma excelente alternativa para águas com elevadas concentrações de algas
e cianobactérias, cujo experimento produziu água condizente ao padrão de potabilidade.
Este experimento também revelou ser eficiente em relação à concentração de
trihalometanos, mesmo após a desinfecção por cloro. Apresentou valores inferiores à
tendência normativa futura para os referidos compostos. Entretanto, a combinação que
empregou a pré-cloração produziu água com concentração de THM no limite da portaria 518
(BRASIL, 2004).
Pivelli et al. (2005) realizaram ensaios de pós-tratamento de efluentes de lagoas de
estabilização com processos físico-químicos objetivando o reuso. Os processos testados
146
foram sedimentação com cloreto férrico e flotação com ar dissolvido utilizando sulfato de
alumínio como coagulante. Os processos apresentaram boa redução de fósforo no efluente,
porém não de nitrogênio total. Os autores concluíram que para reuso agrícola, onde não há
interesse de remoção de nitrogênio e fósforo, e sim de sólidos e DQO, pequenas dosagens
de coagulantes produziram efluentes com pequenas quantidades de sólidos e DQO. Este
fato é atrativo pela presença de nitrogênio para o reuso e baixo custo com coagulante, além
da possibilidade de aproveitamento dos nutrientes. Em contrapartida, organismos
termotolerantes não apresentaram redução satisfatória.
Em alguns casos, utiliza-se flotação para remoção de algas. Tessele, Monteggia e
Rubio (2005) utilizaram a flotação para melhorar a qualidade do efluente final de uma
estação piloto em Porto Alegre o qual inclui um reator anaeróbio, lagoa de estabilização e
flotação em dois estágios. Nesta flotação, flocos aerados são formados na presença de
polímeros catiônicos de alto peso molecular e no segundo estágio ocorre remoção de fosfato
por precipitação e adsorção, que auxilia na retirada de sólidos suspensos. Os precipitados e
coágulos formam agregados frágeis, requerendo condições laminares para adequada
separação. Apesar de o efluente final apresentar boas condições de lançamento no corpo
receptor após este pós-tratamento, são produzidas consideráveis quantidades de lodo: um
contendo matéria orgânica (algas) com elevado potencial de biodegradação e outro com os
precipitados inorgânicos que contém o coagulante metálico (fosfato de ferro). A disposição
final deste lodo é onerosa e pode comprometer o processo do ponto de vista econômico.
Apesar disso, o efluente final apresentou boa qualidade inclusive para reutilização e o lodo
produzido apresentou grande potencial de recuperação de nutrientes. Este processo foi o
que mais se aproximou dos conceitos de sustentabilidade no tratamento de águas
residuárias.
O sistema de pós-tratamento por ozonização poderia ser empregado nas ETEs, visto
que seu desempenho foi satisfatório em relação à remoção de algas, porém o custo com
energia elétrica é elevado. Por outro lado, no caso da flotação em dois estágios, o fósforo
contido em um dos lodos poderia ser recuperado pela indústria de fertilizantes instalada no
município que utiliza grandes quantidades deste composto, o que auxiliaria na
disposição/tratamento deste lodo e ao mesmo tempo seria vantajoso para a indústria. Além
disso, a matéria orgânica (algas) retirada em um dos grupos de lodo do sistema poderia ser
reutilizada como suplemento animal devido ao seu alto teor protéico. Consequentemente, o
efluente final apresentaria boas condições de reuso para irrigação de plantações ou mesmo
lançamento no corpo receptor.
147
148
A partir da análise dos dados físicos, químicos e biológicos obtidos nesta pesquisa
pode-se considerar que a amostragem foi realizada em dois períodos distintos em relação à
precipitação pluviométrica. Em janeiro, alguns horários de amostragem foram realizados sob
intensa precipitação, quando pôde ser observada a entrada de água pluvial no sistema
continuamente. Este fato resultou em diluições nas concentrações de nutrientes, que já eram
baixas em relação às de outros sistemas de tratamento. Por outro lado, no período menos
chuvoso (abril), observaram-se maiores concentrações de nutrientes e sólidos no afluente da
estação, que resultaram em certa eficiência de tratamento, visto que, neste período, não
houve precipitação nos horários amostrados e nem no dia anterior.
A ETE apresentou alguns problemas que foram aqui discutidos. Algumas conclusões
foram obtidas e algumas propostas de melhorias ao sistema de tratamento puderam ser
avaliadas, como:
1. O fluxo de entrada de esgoto na lagoa anaeróbia fez com que ela se tornasse
homogênea no início, com relação à temperatura, pH e oxigênio dissolvido, sendo
que nos pontos avaliados no meio e no final da lagoa, a coluna de água esteve
estratificada. Portanto, há necessidade de avaliar vários pontos dentro das lagoas, ao
longo de seu eixo longitudinal, com intuito de tornar a amostragem representativa,
quando se deseja um estudo detalhado dos processos que ocorrem no sistema. Por
outro lado, se as lagoas são consideradas reatores de mistura completa, a
estratificação não deveria ocorrer. Provavelmente, há pontos de curto-circuito nestas
lagoas, com zonas mortas, onde a estabilização pode ficar comprometida. Para fins
de monitoramento, apenas um ponto de amostragem é suficiente;
2. O sistema de tratamento não apresenta problemas quanto à quantidade de lodo nas
lagoas ainda. A batimetria morfométrica revelou baixa quantidade de lodo na lagoa
anaeróbia, tendo sido praticamente nula na facultativa. Isto devido, provavelmente,
C
C
O
O
N
N
C
C
L
L
U
U
S
S
Õ
Õ
E
E
S
S
6
6
6
ao fato de o mesmo ter sido implantado recentemente (2002) e, também, ao esgoto
diluído que chega à ETE, além de outros possíveis fatores. Houve maior acúmulo de
lodo no início da lagoa anaeróbia, devido à sedimentação mais rápida das partículas
maiores, conforme esperado. A confirmação de que o sistema recebeu esgoto diluído
foi revelada pelas baixas DBO, concentrações de nutrientes, de coliformes totais e de
organismos termotolerantes;
3. As estimativas de vazão e carga orgânica revelaram que a ETE vem operando
abaixo da carga prevista, o que pode influenciar na eficiência do sistema. A vazão de
esgoto não é monitorada frequentemente e, por isso, o tempo de detenção hidráulico
não pode ser calculado, parâmetro este importante para o desempenho adequado do
sistema de tratamento. Quando foi monitorado, o tempo de detenção teórico
apresentou-se acima do previsto na literatura, com tempo de detenção de 25,4 dias
para a lagoa anaeróbia e 49,5 dias para a facultativa. O tempo de projeto era de 5
dias para a anaeróbia;
4. A temperatura e o pH influenciaram a redução de matéria orgânica e nutrientes no
sistema. Em alguns períodos, a ETE não apresentou eficiência de redução de DBO,
DQO e SST; em outros, esta eficiência esteve abaixo do esperado. A máxima
redução de DQO foi 43,8% (outubro) e de sólidos suspensos, 20,9% (janeiro). A
exceção foi no período de abril, quando maiores temperaturas, maiores
concentrações de variáveis físico-químicas no afluente bruto e menores valores de
pH, favoreceram a redução de SST, fósforo total, ortofosfato, nitrogênio total e
amoniacal. Em janeiro/05, quando as lagoas permaneceram estratificadas
termicamente e houve alta precipitação na região, também foram observados
aumentos da porcentagem de redução de matéria orgânica e sólidos suspensos;
5. A ETE foi eficiente na redução de coliformes totais e de organismos termotolerantes
em janeiro e abril, provavelmente devido à ocorrência de maiores temperaturas. Em
julho, a presença destes organismos foi baixa devido, provavelmente, a baixa
disponibilidade de alimento, já que o sistema de tratamento estava desativado. O
efluente final apresentou faixas de organismos termotolerantes na ordem de 10
3
NMP/100 mL, o que está no limite exigido pela Resolução CONAMA 357/05, que
149
estabelece para rios classe dois, máximo de 1000 organismos termotolerantes/100
mL. O máximo obtido de coliformes totais no efluente final foi 6,8x10
3
NMP/100 mL.
Este fato revela que o efluente final da ETE pode não apresentar grandes impactos
no corpo receptor em relação a esta variável;
6. A lagoa anaeróbia não apresentou diferença estatística significativa entre o afluente e
efluente, diferentemente da facultativa. Visto que as concentrações de nutrientes
diminuíram na lagoa facultativa na maioria dos períodos, a baixa eficiência do
sistema pode ser atribuída à lagoa anaeróbia, fato este confirmado pela ANOVA;
7. O efluente final está de acordo com o estabelecido pela Resolução CONAMA
357/2005 quanto à concentração de nitrogênio amoniacal, que no período estudado
variou de 0,48±0,21 (julho) à 10,19±1,19 mg.L
-1
(outubro);
8. Não foram observadas diferenças na profundidade da zona eufótica das duas lagoas,
pois a lagoa anaeróbia recebeu baixa carga orgânica durante todo período de
estudo;
9. As lagoas apresentaram estratificações térmicas durante o período diurno e coluna
homogênea à noite e logo pela manhã. Estas estratificações térmicas induziram as
estratificações químicas (pH e oxigênio dissolvido);
10. Os altos valores de pH observados podem ter influenciado o desempenho do
sistema. Quando os valores estiveram menores (abril/05), a eficiência de redução foi
maior. Este pH foi menor em abril em todo o sistema de tratamento, com valores
entre 6,84 (fundo) e 9,86 (sub-superfície). Além de menores valores neste período,
eles também foram menores no fundo das lagoas, o que, de acordo com Mara e
Pearson (1986), favorece a fermentação anaeróbia. Este menor pH favoreceu o
metabolismo da comunidade biológica na ciclagem de nutrientes, por isso a maior
redução;
150
11. As concentrações de oxigênio dissolvido observadas na lagoa anaeróbia
confirmaram o seu funcionamento inadequado. Apenas em outubro esta lagoa esteve
realmente anaeróbia, com concentração máxima de 0,31 mg.L
-1
na sub-superfície, às
2h. Em outras amostragens, a concentração foi menor no período noturno devido à
ausência de fotossíntese e a depleção do oxigênio pelo consumo das bactérias
heterotróficas. Este funcionamento inadequado também foi confirmado pelos
resultados de clorofila-a nesta lagoa, que foram semelhantes aos da facultativa, os
quais atingiram até 3,5x10
3
µg.L
-1
em abril e julho. Para o funcionamento geral do
sistema, este fato não é interessante, pois, além da geração de lodo ser maior ao
longo dos anos devido à inexistência de fermentação anaeróbia, não haverá
degradação desejada de matéria orgânica na primeira lagoa, o que resulta em
provável não eficiência desejável do sistema de tratamento;
12. Houve aumento na concentração de nitrogênio amoniacal no fundo das lagoas,
provavelmente devido aos processos de amonificação e diminuição na sub-
superfície, devido à assimilação fitoplanctônica e à volatilização para a atmosfera,
visto que o pH foi alto em todo sistema. Em abril, os menores valores de pH obtidos
podem ter influenciado na redução de nitrogênio total, amoniacal, fósforo total,
proteína, carboidrato e lipídeo. Nos outros períodos, o pH foi maior, o que
desfavoreceu a redução de nutrientes;
13. A maior redução de sólidos suspensos totais e orgânicos foi obtida em abril,
provavelmente devido à menor densidade fitoplanctônica observada neste período e
às maiores temperaturas;
14. A SDS-PAGE resultou em diferentes bandas de proteínas nas duas lagoas do
sistema. Observou-se maior número de bandas na lagoa facultativa, o que pode
indicar novas proteínas, não presentes na lagoa anaeróbia, porém, devido à baixa
concentração de proteínas nesta ETE e à grande quantidade de interferentes, não foi
possível visualizar adequadamente as bandas;
151
15. As análises estatísticas (ANOVA, ACP e CLUSTER) foram úteis no entendimento
dos processos de estabilização da matéria orgânica das lagoas, visto que as
diferenças foram confirmadas. Observou-se a separação hierárquica das variáveis
importantes nos processos e as semelhanças entre as estações e horários de
amostragem;
16. A ACP revelou que, na lagoa anaeróbia, as principais variáveis foram àquelas
relacionadas às formas de carbono, como bicarbonato, dióxido de carbono total e
livre e carbonato. Além destas, oxigênio dissolvido foi selecionado como fator
importante no processo, exceto em outubro, quando a lagoa esteve anaeróbia. Na
lagoa facultativa, as variáveis selecionadas como importantes no processo de
estabilização da matéria orgânica foram pH, temperatura, oxigênio dissolvido, dióxido
de carbono total e nitrogênio amoniacal. Esta análise deveria ser empregada em
pesquisas que objetivam análises de processos, visto que auxiliam no entendimento
dos mesmos;
17. As lagoas podem ser divididas em dois compartimentos verticais: superior (aeróbio,
com maiores temperaturas, pH e oxigênio dissolvido) e inferior (anaeróbio, com
condições opostas à camada superficial). Na lagoa anaeróbia esta camada superior
atingiu aproximadamente 1,0 m da coluna de água e, na facultativa, 0,5 m. A análise
de agrupamento (cluster) confirmou estas diferenças na coluna de água, sendo que
sub-superfície ficou separada de meio e fundo na maioria das amostragens; nas
lagoas facultativas, por serem mais rasas, a sub-superfície e o meio ficaram
agrupados e separados do fundo. Isto revela que as amostragens poderiam ser
realizadas apenas na sub-superficie e fundo das lagoas;
18. Não foram observadas variações verticais e longitudinais com relação às
biomoléculas presentes no sistema;
19. A clorofila-a não apresentou variações verticais, exceto em janeiro e abril na lagoa
anaeróbia, períodos de maior estratificação térmica. As concentrações foram
aproximadamente três vezes maiores em julho, período em que a ETE esteve
152
desativada. As densidades fitoplanctônicas foram maiores na lagoa facultativa,
porém os organismos fitoplanctônicos também estiveram presentes na lagoa
anaeróbia em altas quantidades;
20. Houve predomínio de cianobactéria na ETE Cajati, seguido de clorofícea. As
cianobactérias foram representadas por Synechocystis sp. e as clorofíceas por
Chlorella kessleri. Na lagoa anaeróbia houve alternância entre estes grupos, nos
diferentes horários amostrados, mas na facultativa isto não ocorreu. Houve baixas
contribuições de Euglenofícea, Crisofícea e Criptofícea. Organismos como Euglena
sp, Phacus sp e Lepocinclis sp são típicos de ambientes hipereutróficos e, nesta
pesquisa, as contribuições destes organismos foram baixas ou nulas, o que confirma
que o sistema de lagoas de estabilização de Cajati operou com baixas cargas
orgânicas e não foi considerado hipereutrófico;
21. Em ambas as lagoas o predomínio foi de Eubactéria, com baixas concentrações de
Arquéias. A máxima porcentagem de arquéias obtida foi 42,3% em janeiro, no fundo
da lagoa facultativa. No período de julho/05, período em que o sistema esteve
temporariamente desativado e com concentrações de oxigênio dissolvido de até 3,5
mg.L
-1
, aproximadamente, não foram observadas hibridações com sondas
específicas para arquéias.
153
154
Após a análise dos resultados obtidos nesta pesquisa, várias sugestões puderam ser
propostas, com intuito de auxiliar o desempenho do sistema de tratamento de esgoto do
município de Cajati. Visto que em janeiro observou-se entrada de água pluvial no sistema,
sugere-se que toda a rede de esgoto seja avaliada e verificada, já que isto não deveria
ocorrer e nem era esperado. As estimativas de carga orgânica e vazão, além das
conclusões referentes à lagoa anaeróbia, revelaram a necessidade de monitoramento de
vazão e tempo de detenção hidráulico. A lagoa anaeróbia apresentou seu funcionamento
prejudicado pelas baixas concentrações de matéria orgânica e nutrientes, com presença de
organismos fitoplanctônicos e, consequentemente, elevadas concentrações de oxigênio
dissolvido. Isto pode ser conseqüência do rápido crescimento populacional do município
desde 1991, quando este foi emancipado e do complexo industrial que foi instalado no
município e que pode ser o responsável por este crescimento desordenado, pois,
provavelmente, os novos bairros não possuem ligações adequadas à rede de esgoto.
O indício de que a ETE recebe baixa carga orgânica foi comprovado no trabalho de
Moccellin (2006), quando a autora recomendou que as condições de saneamento básico
fossem melhoradas, pois uma parte do esgoto doméstico gerado não recebe tratamento e é
lançado in natura no rio Jacupiranguinha.
Visto que a região possui grande área agrícola, este poderia ser tratado com intuito
de aproveitá-lo como fertilizante para a bananicultura ou suplemento animal para a criação
de gado da região. Os pós-tratamentos geralmente utilizados são floculação, wetlands
construídos, cloração, entre outros. Sugere-se que seja implantado algum tipo de sistema de
pós-tratamento para melhorar a qualidade do efluente final, objetivando o reuso.
Uma proposta visando à sustentabilidade dos recursos hídricos seria a parceria das
unidades da USP – Sabesp – Bunge para a implantação de um sistema de pós-tratamento
do efluente da ETE Cajati, por flotação em dois estágios. As vantagens seriam:
9 Efluente de boa qualidade, tanto para lançamento no corpo receptor quanto
para a reutilização na irrigação das plantações;
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7
7
7
9 Recuperação das proteínas presentes no lodo contendo matéria orgânica,
para a utilização na fabricação de suplementos animais;
9 Recuperação do fósforo do outro conjunto de lodo para a indústria Bunge,
que utiliza este componente em grande escala;
O complexo industrial de Cajati extrai apatita e carbonato das rochas alcalinas
fosfáticas presentes na região. Estas indústrias são responsáveis pela produção de cimento
e de concentrados fosfáticos para fertilizantes e para uso na alimentação humana e
produção de ração animal (CETEC, 2000). Assim, a recuperação de fósforo e proteínas
seria útil para o complexo.
Estas sugestões deveriam ser acatadas em conjunto, pois de nada adiantará a
recuperação de sub-produtos do efluente objetivando reuso, se algum esgoto ainda for
lançado no corpo receptor.
155
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APÊNDICE I
FOTOS DO SISTEMA DE TRATAMENTO DE ESGOTO SANITÁRIO DO
MUNICÍPIO DE CAJATI – SP
176
Figura 1 – Sistema de Tratamento de Esgoto
de Cajati
Foto Aérea (2004) por Mario Donizetti
Domingos
Projeto Temático Fapesp (02/13449-1)
Figura 2 – Elevatória – bombeamento por
batelada para a ETE (07/2004)
Figura 3 – Entrada de esgoto na ETE Cajati -
Gradeamento, caixa de areia e calha Parshal
Sistema em repouso (10/2003)
Figura 4 – Entrada de esgoto na ETE Cajati -
Gradeamento, caixa de areia e calha Parshal
(sistema em operação) (10/2003)
Figura 5 – Caixa de distribuição para as três
entradas na lagoa anaeróbia (10/2003)
Figura 6 – Lagoa anaeróbia (10/2003)
177
Figura 7 – Lagoa facultativa (10/2003)
Figura 8 – Tanque de cloração com chicanas
(10/2003)
Figura 10 – Lançamento do efluente final no rio
Jacupiranguinha (10/2003)
Figura 11 – Laboratório de campo montado em
uma fazenda próxima ao rio Jacupiranguinha e
à ETE Cajati na cidade de Cajati
(Local onde as amostras foram filtradas para
análises de clorofila, nutrientes e sólidos em
suspensão)
Figura 12 - Laboratório de campo montado em
uma fazenda próxima ao rio Jacupiranguinha e
à ETE Cajati na cidade de Cajati
(Local onde as amostras de DBO e placas de
Petri para análise de coliformes totais e fecais
foram incubadas
Figura 9 – saída do efluente no tanque de
cloração (10/2003)
178
Figura 13 - Laboratório de campo montado em
uma fazenda próxima ao rio Jacupiranguinha
e à ETE Cajati na cidade de Cajati
(Local onde foram realizadas as análises de
alcalinidade, DQO e leitura de OD inicial das
amostras de DBO)
Figura 14 – Lagoa facultativa (01/2005)
(ocorreram fortes chuvas nos outros horários
amostrados)
Figura 16 - Zoom do florescimento de
organismos fitoplanctônicos na Lagoa
Facultativa da ETE Cajati (04/2005)
Figura 17 – Senescência do florescimento de
organismos fitoplanctônicos após dois dias na
Lagoa facultativa da ETE Cajati em 04/2005
Figura 18 - Senescência do florescimento de
organismos fitoplanctônicos após dois dias na
Lagoa facultativa da ETE Cajati em 04/2005
(um dia antes da amostragem)
Figura 15 - Florescimento de organismos
fitoplanctônicos na Lagoa Facultativa da ETE
Cajati em 04/2005 dois dias antes da
amostragem
179
Figura 22 - Presença de mosquitos na Lagoa
anaeróbia da ETE Cajati em abril/2005
Figura 19 - Lagoa Facultativa após
florescimento de organismos fitoplanctônicos,
no primeiro dia da amostragem de abril/2005
na ETE Cajati
Figura 23 – Caixa de distribuição de esgoto
para a lagoa anaeróbia da ETE Cajati em
julho/2005
Figura 20 - Lagoa facultativa da ETE Cajati no
segundo dia de amostragem de abril/2005
Figura 24 - Entrada de esgoto da ETE Cajati em
julho/2005
(Não havia entrada e distribuição de esgoto
para o sistema de tratamento devido ao
rompimento do cano no rio Jacupiranguinha)
Figura 21 - Rompimento no cano de
bombeamento de esgoto da elevatória para o
sistema de tratamento de esgoto de Cajati
(07/2005)
180
181
Figura 25 - Caixa de areia sem recebimento
de esgoto na ETE Cajati em julho/2005
Figura 26 - ETE Cajati (lagoa anaeróbia) no
primeiro horário de amostragem T0 (8h) em
julho/2005
Figura 27 - Lagoa Facultativa da ETE Cajati
no horário T1 de amostragem (14h) em
julho/2005
Figura 28 - Lagoa anaeróbia da ETE Cajati no
horário T1 (14h) em julho/2005
Figura 29 - Talude da lagoa facultativa com
nível de água marcando 0,5m abaixo do nível
normal devido ao não recebimento de esgoto
em julho/2005
Figura 30 - Talude da lagoa anaeróbia com
nível de água marcando 0,5m abaixo do nível
normal devido ao não recebimento de esgoto
em julho/2005
Figura 31 - Saída do efluente final do tanque de
cloração sem lançamento devido ao não
recebimento de esgoto pelo sistema em
julho/2005
Figura 32 - Lagoa Facultativa da ETE Cajati em
julho/2005
182
APÊNDICE II
PROTOCOLO DE EXTRAÇÃO DE PROTEÍNAS
183
Protocolo Extração de Proteínas
Adaptado segundo Ogunseitan (1993) e Ehlers e Cloete (1999)
1. Centrifugar 300 mL de amostra a 7.000 rpm durante 15 minutos a 4
o
C;
2. Descartar deixando um pouco de amostra em cada tubo (aproximadamente 2 dedos);
3. Ressuspender o pellet no próprio tubo com a mesma amostra;
4. Colocar toda a amostra em tubo Falcon etiquetado e armazenar refrigerado;
5. Centrifugar estes tubos novamente a 7.000 rpm por 15 minutos a 4
o
C;
6. Ressupender o pellet em 2 mL de Tris-HCl 40 mM pH 7,4;
7. Centrifugar a 12.000 rpm por 10 minutos a 4
o
C;
8. Lavar a amostra com Tris 0,2M pH 7:NaCl 0,8%;
9. Centrifugar a 12.000 rpm por 10 minutos a 4
o
C;
10. Adicionar 2 mL de “Tampão de amostra” (TA) e agitar;
11. Colocar em banho a 94
o
C por 5 minutos;
12. Colocar em gelo para resfriar imediatamente;
13. Estocar em freezer;
14. Sonicar por 45 segundos a 50% e 40W, sendo 15 segundos de sonicação e 30
segundos de descanso, por duas vezes;
15. Adicionar 200 µL de TA e agitar;
16. Centrifugar a 15.000 rpm durante 8 minutos a 4
o
C;
17. Estocar as amostras em eppendorf no freezer para posterior eletroforese
184
APÊNDICE III
TESTES DE SDS-PAGE
185
Em relação aos testes de concentração de amostras, extração de proteínas e
eletroforese em gel de poliacrilamida com dodecil sulfato de sódio (SDS-PAGE), as amostras
foram coletas nos mesmos pontos onde foram obtidas as medidas de temperatura,
condutividade, oxigênio dissolvido e pH. As amostras foram transferidas ao laboratório
BIOTACE resfriadas em caixa de isopor com gelo onde foram separadas em alíquotas
menores e congeladas até o momento da análise.
Para análise de SDS-PAGE, foram utilizados os seguintes padrões de proteínas:
Albumina bovina 66.000 Da;
Ovoalbumina de frango 45.000 Da;
Anidrase carbônica bovina 27.000 Da;
Inibidor tripsina 20.100 Da;
Lactoalbumina bovina 14.200 Da.
A princípio não se optou pela concentração das amostras, partindo do princípio de
que nas mesmas haveria grande quantidade de proteínas. O primeiro passo foi realizar
eletroforese com aplicação de 15 µL de amostra bruta com várias diluições em cada poço do
gel de poliacrilamida 15%. Foi aplicada uma voltagem de 120 V no gel de empilhamento e
140 V no gel de resolução, além de 400 mA e 48 W. Este primeiro gel pode ser observado na
Figura 1(a), onde não foram observadas bandas de proteínas tanto na amostra bruta quanto
nas diferentes diluições. O gel foi corado com solução de Azul de Coomassie.
A mesma amostra foi submetida à liofilização sendo concentrada aproximadamente
10 vezes. Na Figura 1(b), então, pode ser observado outro gel onde foram aplicados 20 µL de
amostra de esgoto bruto e várias diluições do concentrado, nas mesmas condições acima.
Este gel foi corado com solução de nitrato de prata. Algumas bandas de proteínas puderam
ser observadas, mas com pouca nitidez. Estas bandas são proteínas dissolvidas pois não foi
realizado nenhum tipo de extração.
O protocolo escolhido para extração de proteínas utilizou amostra de lodos ativados.
Para amostras de lagoas de estabilização, que apresentam uma concentração menor de
microrganismos que em lodos ativados, constatou-se a necessidade de concentrar amostras
antes da extração. Para realização deste gel (Figura 1(c)) as amostras do afluente bruto,
lagoa anaeróbia, facultativa, efluente da facultativa, tanque de cloração e efluente final foram
submetidas à extração de proteínas de acordo com protocolo descrito em Ogunseitan (1993).
Foram observados apenas alguns rastros e nenhuma banda.
186
187
Figura 1 – Eletroforese em gel de poliacrilamida com dodecil sulfato de sódio (SDS-PAGE)
realizada com diferentes amostras e diferentes protocolos
(a)
(b)
(c)
(d)
(e)
(f)
(g)
(h)
188
Figura 2 – Eletroforese com gel de tricina
Segundo Hames (1998), estes rastros podem ocorrer devido a altas concentrações de
sais nas amostras. Para tentar solucionar o problema, as amostras foram submetidas a
diálise após a extração de proteínas. Foram utilizadas membranas de 3,5 mw (molecular
weight) com botões de 16 mm de diâmetro por 25 mm de altura, próprios para diálise. Esses
botões foram colocados em placa específica com amostra em béquer com água Milli-Q sob
agitação e em baixas temperaturas para favorecer a troca de íons. A água do béquer foi
trocada a cada 2 horas e submetidas à nova eletroforese, nas mesmas condições anteriores.
Na Figura 100 (d) pode ser observado este gel que mesmo após a diálise, apresentou rastros
e nenhuma banda pode ser observada.
Os passos de extração de proteínas segundo Ogunseitan (1993) estão descritos no
Apêndice II. Algumas modificações foram realizadas. Em uma amostra aplicou-se o
procedimento completo. Em outra, mudou-se a quantidade de amostra em A, ou seja,
aumentou-se a concentração. Dependendo do tamanho do precipitado, a quantidade de água
adicionada em D deve ser modificada. Outra amostra foi retirada para eletroforese antes do
banho à 90
0
C, ou seja, após F. Por último, outra alíquota foi retirada antes da centrifugação
(passo H). Havia a possibilidade de estar perdendo algum material no descarte após a
centrifugação. Assim, as amostras foram concentradas várias vezes, com diferentes
quantidades de soluções e foram submetidas a nova eletroforese. Estes géis podem ser
observados na Figura 1(e) e (f), respectivamente. Observou-se que para concentrações de
15, 30, 50 e 100 vezes (gel (e)) não foram observadas bandas de proteínas nítidas. Já no gel
(f), com concentrações de 100, 200 e 500 vezes, as bandas puderam ser melhor observadas,
porém os rastros também foram mais fortes prejudicando a visão das mesmas.
(a)
(b)
Em outra tentativa, a amostra foi submetida à extração de proteínas, mas entre o
passo de adição de tampão e banho quente, a mesma foi submetida à sonicação com intuito
de quebrar as fitas de DNA. Após a extração de proteínas, estas fitas ficam em suspensão
interferindo no procedimento. A sonicação foi realizada submetendo a amostra em pulsos de
15 segundos com 30 segundos de descanso, por três vezes consecutivas. O gel de
eletroforese dessas amostras pode ser observado na Figura 1(g).
Como não foram observadas bandas com coração de solução de azul de Coomassie,
o gel foi submetido à coração com nitrato de prata e, por ter passado o tempo de lavagem da
última solução, não pode ser observado nem bandas nem rastros. Este gel foi considerado
perdido.
O próximo passo foi a tentativa de submeter as amostras à eletroforese com gel de
tricina 16% que captura proteínas com tamanhos inferiores ao gel de poliacrilamida 15%.
Foram utilizados padrões chamados de Baixo Peso Molecular: 16.949, 14.404, 10.700, 8.159,
6.214 e 2.512 Da.
Decidiu-se submeter as amostras à eletroforese com este tipo de gel, pois em todos
os outros foram observadas faixas no final como se estivessem várias bandas de proteínas
de tamanhos menores que aquelas capturadas no gel de poliacrilamida. As amostras foram
submetidas à extração e sonicação (Figura 1(h)). As condições de eletroforese foram: 16
horas à 30 V e 8 horas à 100 V.
A Figura 2(a) mostra o gel feito com amostras submetidas à nova adição de tampão e
aquecimento antes da aplicação. Algumas amostras foram extraídas com tampão contendo
β-mercaptoetanol e algumas sem o reagente. Este reagente tem a função de quebrar as
ligações dissulfeto entre as proteínas.
Foi utilizado outro protocolo (EHLERS e CLOETE, 1999) com algumas adaptações e
submeteu-se duas amostras utilizadas no gel anterior para testar este protocolo (Figura 2(b)).
Existem bandas de proteínas, mas o rastro aumentou deixando o gel pouco nítido.
Algumas possíveis explicações são que as proteínas presentes na amostra possam
ter degradado rapidamente e por isso não observadas no gel. Além disso, há algum
interferente nesta amostra que impossibilita a observação das proteínas no gel, já que
algumas bandas estão presentes, porém não nitidamente como esperado.
Estas amostras levaram algum tempo até chegar ao laboratório. O transporte foi feito
em caixas de isopor com gelo. Nas outras amostragens, as amostras foram congeladas no
momento da coleta e transportadas nesta condição para amenizar a degradação. Caso ainda
se observe os rastros escuros no gel, optaremos por analisar a amostra bruta, ou seja, as
proteínas que estão dissolvidas na água, já que o gel com este tipo de amostra foi melhor
observado (Figura 1(a)). Outra opção será realizar outro teste com amostra filtrada com
intuito de eliminar as interferências como, por exemplo, de algas.
189
APÊNDICE IV
COMUNIDADE FITOPLANCTÔNICA
190
191
Comunidade fitoplanctônica
As diluições variaram de acordo com a estação de coleta e as épocas do ano. Assim
como as diluições, os campos, determinados aleatoriamente, também variaram de acordo
com a época do ano e a estação amostrada (Tabela 1 e Figura 1). Câmaras de 2mL foram
utilizadas para todas as amostras.
Figura 1 - Determinação dos campos de contagem – a: amostras com
número de campos contados inferior a 10; b: amostras com número de
campos contados superior a 10.
Tabela 38: Número de campos contados e diluição nas estações e horários de amostragem, nos
quatro períodos de coleta.
Outubro janeiro abril julho
n.c. Diluição n.c. diluição n.c. diluição n.c. diluição
8h 20
1:50 15 1:10 4 1:50 * *
14h 30
1:50 6 1:25 8 1:50 * *
20h 20
1:50 6 1:25 20 1:50 * *
2h 7
1:50 6 1:10 17 1:50 * *
Afluente
bruto
8h *
* 4 1:10 5 1:100 * *
8h 8
1:100 8 1:25 8 8 1:100 1:25
14h 8
1:100 8 1:25 8 1:25 8 1:100
20h 8
1:100 8 1:25 5 1:100 8 1:100
ss
2h 8
1:100 8 1:25 8 1:25 8 1:100
8h *
* 8 1:25 4 1:25 9 1:100
8h 8
1:100 8 1:25 8 1:25 8 1:100
14h 6
1:100 8 1:25 8 1:25 8 1:100
20h 8
1:100 8 1:25 8 1:25 8 1:100
m
2h 8
1:100 8 1:25 8 1:25 8 1:100
8h *
* 8 1:25 8 1:25 9 1:100
8h 8
1:100 8 1:25 8 1:25 8 1:100
14h 8
1:100 8 1:25 ** ** 8 1:100
20h 6
1:100 8 1:25 4 1:50 8 1:100
2h 8
1:100 8 1:25 8 1:25 8 1:100
Lagoa
anaeróbia
f
8h *
* 8 1:25 8 1:25 7 1:100
8h 8
1:100 8 1:50 10 1:25 5 1:100
14h 6
1:100 8 1:50 8 1:25 5 1:100
20h 5
1:100 6 1:50 15 1:25 5 1:100
2h 6
1:100 8 1:50 4 1:25 5 1:100
ss
8h *
* 4 1:50 4 1:25 4 1:100
8h 10
1:100 4 1:25 15 1:25 4 1:50
14h 8
1:100 5 1:25 8 1:25 5 1:100
20h 8
1:100 5 1:100 5 1:25 4 1:100
2h 8
1:100 5 1:25 5 1:25 5 1:100
m
8h *
* 4 1:25 8 1:25 5 1:100
8h 15
1:100 8 1:50 15 1:25 4 1:50
14h 8
1:100 8 1:50 8 1:25 5 1:100
20h 8
1:100 8 1:50 7 1:25 5 1:100
2h **
** 5 1:50 8 1:25 6 1:100
Lagoa
facultativa
f
8h *
* 4 1:50 8 1:25 5 1:100
8h 10
1:100 8 1:25 7 1:25 5 1:100
14h 5
1:100 4 1:50 10 1:25 4 1:100
20h 5
1:100 5 1:50 6 1:25 4 1:100
2h 5
1:100 5 1:50 5 1:50 4 1:100
Efluente
final
8h *
* 5 1:50 7 1:25 4 1:100
* amostra não coletada. ** amostra perdida. ss: sub-superfície; m: meio; f: fundo. n.c.: número de
campos contados.
192
A seguir pode ser consultada a lista de espécies encontradas na ETE Cajati:
CHLOROPHYCEAE
Ankyra sp
Chlamydomonas sp
Chlorella kessleri
Closterium sp
Crucigeniella rectangulares
Dyctiosphaerium sp
Elakatothrix gelatinosa
Eutetramorus sp
Golenkiniopsis sp
Kirchneriella sp
Kirchneriella subcapitata
Monoraphidium contortum
Monoraphidium saxatile
Monoraphidium sp
Monoraphidium tortile
Pyrobotrys sp
Scenedesmus accuminatus
Scenedesmus acuminatus (cel livre)
Scenedesmus arvenensis
Schoederia sp
Staurastrum sp
CYANOPHYCEEA
Aphanocapsa sp
Aphanothece sp
Bacularia gracilis
Lyngbya sp
Merismopedia punctata
Merismopedia tenuissima
Microcystis sp
Phormidium sp
Pseudoanabaena moliniformis
193
Pseudoanabaena sp (reta
Pseudoanabaena sp (torta)
Syneccocystis sp
EUGLENOPHYCEAE
Euglena sp
Lepocinclis ovum
Trachelomonas sp
CRYPTOPHYCEAE
Cryptomonas sp
Rhodomonas sp (menor)
CRYSOPHYCEAE
Mallomonas sp
194
Livros Grátis
( http://www.livrosgratis.com.br )
Milhares de Livros para Download:
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