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3.4 - TECNOLOGIA DO TRATAMENTO DE ÁGUA
3.4.1 – INTRODUÇÃO
A água absorve rapidamente tanto as substâncias naturais como as
produzidas pelo homem, geralmente convertendo em água inadequada para o
consumo sem algum tipo de tratamento. Os grupos importantes de
substâncias que podem ser consideradas indesejáveis em excesso são:
Cor - isto se deve a presença de matéria orgânica proveniente de solos
de turva, ou sais minerais de ferro ou manganês.
Sólidos em suspensão - é constituída de minerais finos ou material
vegetal que não é capaz de sedimentar nas condições reinantes.
Turbidez – é a medida de claridade ou transparência da água. A turbidez
pode ser originada por numerosos fatores como partículas finas de
minerais em suspensão, alta concentração de bactérias ou inclusive finas
bolhas devido à excessiva aeração.
Patogênicos – podem ser vírus, bactérias, protozoários ou outro tipo de
organismos patogênicos que podem afetar negativamente a saúde do
consumidor. Podem provir de águas residuais tanto de humanos como de
animais que contaminam os cursos de água.
Dureza – a excessiva e a extremamente baixa dureza são igualmente
indesejáveis. A dureza excessiva aparece principalmente nos recursos de
água subterrânea, enquanto que as água brandas são características de
algumas bacias de captação em terras altas.
Sabor e odor – o sabor e o odor desagradáveis se devem a uma variedade de
razões tais como a contaminação por águas residuais, excessiva
concentração de alguns produtos químicos como o ferro, manganês ou
alumínio, vegetação em estado de putrefação, condições de estanqueidade
devido a falta de oxigênio na água ou a presença de certas algas.
Produtos químicos nocivos – há uma grande variedade de produtos químicos
orgânicos e inorgânicos que são tóxicos e nocivos que podem aparecer nos
recursos de água. Estes são absorvidos pelos sólidos e é devido à
contaminação por águas residuais industriais e domésticas.
O tratamento e a distribuição é o processo pelo qual a água que se retira
dos mananciais se converte em apta para o consumo e, então, é transportada
até o consumidor.
O objetivo do tratamento da água é produzir um adequado e contínuo
fornecimento de água que é química, bacteriológica e esteticamente
agradável, atendendo especificamente os seguintes pontos:
Agradável – isto é que não tenha sabor desagradável.
Saudável – não deve conter nenhum organismo patogênico ou produto
químico que seja nocivo ao consumidor.
Limpa – livre de matéria suspensa ou turbidez.
Sem cor e sem odor – isto é, estética para o consumo.
Não corrosiva – a água não deve oxidar as tubulações ou facilitar o
lixiviamento de metais das tubulações ou reservatórios.
Baixo conteúdo de matéria orgânica – um alto conteúdo em matéria
orgânica facilitará um indesejado crescimento biológico em tubulações
e reservatórios de armazenamento que pode afetar a qualidade da água
fornecida.
3.4.2 – TRATAMENTO DA ÁGUA
As estações de tratamento de água (ETA) devem ser capazes de produzir
um produto final de considerável alta qualidade independente de qual seja a
demanda. Com exceção das águas subterrâneas puras concretas, todas as águas
fornecidas requerem uma purificação. O tratamento de água consiste numa
série de processos os quais operam geralmente em série, com a seguinte
seqüência:
1. Gradeamento preliminar
2. Armazenamento
3. Filtração e micro filtração
4. Aeração
5. Coagulação
6. Floculação
7. Clarificação
8. Filtração
9. Ajuste do pH
10. Desinfecção
11. Abrandamento e outros processos terciários
12. Eliminação do lodo
É pouco comum que todos eles se realizem numa ETA. Quanto mais limpa
seja a água bruta menores são os passos ou os processos requeridos, e
portanto, o custo total da água é menor. As operações mais caras nos
tratamentos tradicionais são a sedimentação e a filtração, embora operações
especiais para o abrandamento da água ou a eliminação de contaminantes
específicos tais como nitratos ou pesticidas possam ser muito caros.
A água subterrânea geralmente é muito mais limpa que as águas de
superfície e por isso não necessita o mesmo grau de tratamento, como as
partes de aeração e desinfecção, antes do fornecimento. Substâncias que são
naturais, como o ferro, a dureza (se excede a 300 mg/l) e o dióxido de
carbono, as vezes devem ser reduzidas ou eliminadas. Substância de origem
humana como são os nitratos, patogênicos (especialmente bactérias e vírus)
e quantidades traço de compostos orgânicos como os pesticidas são cada vez
mais comuns nas águas subterrâneas e necessitam tratamento.
A indústria da água trata de obter a água mais limpa possível, ainda
que o volume e a consistência do fornecimento sejam os fatores principais
para selecionar um manancial.
3.4.2.1 – PROCESSOS UNITÁRIOS
A seleção dos processos unitários necessários depende da qualidade da
água bruta que entra na ETA e a qualidade da final da água requerida.
3.4.2.1.1 – GRADEAMENTO PRIMÁRIO
As grandes ETA's que fornecem conurbações de grande escala raramente
estão próximas aos pontos de captação, exceto onde se pratica uma captação
direta de um rio. Muitos dos mananciais situados em terras altas estão a
muitos quilômetros dos pontos de consumo, de modo que a água deve ser
conduzida por tubulações ou canais abertos. A água passa uma série de
grades grossas para eliminar sólidos maiores como ervas, galhos e outros
materiais grandes antes de começar a ser transportada à ETA. Isto se faz
necessário principalmente para evitar que as tubulações sejam bloqueadas ou
que as bombas sejam danificadas.
3.4.2.1.2 - ARMAZENAMENTO
A água bruta é bombeada desde um poço de sucção num local onde
freqüentemente é armazenada para melhorar a qualidade antes do tratamento,
assim como para assegurar fornecimentos adequados nos períodos de máxima
demanda. Existem vários processos naturais que atuam durante o
armazenamento, os quais melhoram significativamente a qualidade da água.
O processo de filtração é realmente efetivo unicamente quando a
concentração de sólidos em suspensão é menor de 10 mg/l. Para águas com
concentrações de sólidos em suspensão superiores a 50 mg/l o armazenamento
é necessário para permitir a sedimentação do material particulado. A
radiação ultravioleta é outro processo natural importante. Elimina as
bactérias nocivas e alguns organismos patogênicos. Outros processos também
atuam durante o armazenamento. A cor fica mais clara pela ação da luz
solar, enquanto que algumas impurezas orgânicas que são responsáveis pelos
problemas de sabor e odor são oxidadas nas zonas superiores do depósito. A
excessiva dureza também pode ser reduzida pela liberação de dióxido de
carbono por parte das algas presentes no depósito durante o verão. Estas
convertem os bicarbonatos em carbonatos os quais então precipitam.
O armazenamento pode eliminar principalmente as variações na qualidade
da água que podem ocorrer nas águas superficiais especialmente devido a
inundações ou variações na diluição de qualquer contaminante presente.
Ainda que as vantagens superem largamente as desvantagens, há uma série de
problemas importantes no funcionamento dos reservatórios de água bruta; por
exemplo, contaminação atmosférica e deposição, contaminação pelas aves
(especialmente as gaivotas e pombos que pernoitam), desenvolvimento de
algas (se armazenada por períodos superiores a 10 dias) e, desde logo,
como todos os lagos ocupam uma considerável superfície de terra de forma
que sua construção pode ser discutível. Nos lagos mais profundos o
principal problema é a estratificação térmica.
3.4.2.1.3 – GRADEAMENTO E MICROFILTRAÇÃO
Antes do tratamento a água bruta é novamente gradeada, desta vez
através de grades finas. Se estão presentes uma considerável quantidade de
sólidos finos e algas, então a microfiltração deve ser realizada antes da
etapa seguinte. Os microfiltros consistem de tambores de aço inoxidável de
malha fina com até 25.000 orifícios/cm2. O microfiltro é um tambor
giratório que está parcialmente imerso na água. Conforme roda a diferença
de altura dirige a água através da micromalha que filtra as partículas,
especialmente as algas. Os orifícios normalmente utilizados no tratamento
da água são de 25 a 35 (m de diâmetro. Quando está limpa não são retidos
microorganismos pela partículas, porém as partículas e as algas retidas
formam uma capa filtrante, permitindo a retenção de alguns microorganismos,
ainda que isto seja fortuito e não se pode predizer ou confiar. A
microfiltração gera uma água de lavado onde todas as partículas filtradas,
incluindo as algas, estão concentradas. Pode representar até 3% do volume
total de água que passa pelos filtros e necessita ser tratada
separadamente. Há evidências que estas águas podem ser potencialmente ricas
em elementos patogênicos.
3.4.2.1.4 – AERAÇÃO
A água dos mananciais subterrâneos, dos fundos dos lagos ou
reservatórios estratificados, ou dos rios contaminados, conterá muito pouco
oxigênio dissolvido. Se água anaeróbia for admitida na ETA, ela afetará ou
danificará outras unidades do processo, em particular a filtração e a
coagulação. É por isto que a água bruta necessita estar aerada antes do
tratamento, o que se consegue pondo a água em contato com o ar. A forma
de borbulhar ar na água se realiza freqüentemente em pequena escala, já que
é proibitivamente caro nas grandes ETA's devido aos grandes volumes de água
que se trata diariamente. Para estes casos, o método mais simples é uma
cascata ou um sistema de fonte. Em uma cascata a água verte por uma
estrutura de torre, que assegura a reareação pela excessiva turbulência.
Alternativamente, a pressão da água forçada a sair do reservatório pelo
peso da água que está por cima faz com o vertedor ou a fonte de água se
pulverize no ar. Os vertedores não alcançam grande altura, já que
normalmente são muito largos para poder alimentar os grandes volumes de
água que são processados. Muitos destes vertedores estão parcialmente
cobertos para reduzir as perdas por evaporação. Estes dois métodos são
visualmente espetaculares e se utilizam freqüentemente para impressionar
nos projetos totais da ETA's. Existem muitos outros tipos de sistemas de
aeração que são utilizados, incluindo torres fechadas e difusores.
Além de assegurar um ótimo grau de tratamento na ETA, a aeração
também fornece oxigênio para a purificação e incrementa significativamente
a qualidade da água, especialmente o sabor. A aeração também reduz certos
odores desagradáveis e reduz a corrosividade da água pela eliminação de
qualquer gás de dióxido de carbono presente, pela elevação do pH. A
aeração não pode, sem dúvida, reduzir as propriedades corrosivas das águas
ácidas por si só e deve ser necessária uma neutralização com cal. Ferro e
manganês também se pode eliminar da dissolução pela aeração. Estes metais
são solúveis em água com pH inferior a 6,5 e em ausência de oxigênio, e é
por isso que são comuns em águas subterrâneas. A aeração oxida os sais
solúveis de metais a hidróxidos de metais insolúveis que podem então ser
eliminados por floculação ou filtração.
3.4.2.1.5 – COAGULAÇÃO
Depois de filtrado os finos a maioria dos sólidos suspensos serão
muito finos, normalmente < 10(m (sólidos coloidais), tão pequenos de peso
que podem nunca sedimentar naturalmente. Estes sólidos são partículas de
argila, óxidos de metal, moléculas de proteínas grandes e microorganismos.
Todas as partículas pequenas (coloidais) tendem a estar carregadas
negativamente, e com tais cargas repelem-se umas às outras, evitando a
agregação em partículas maiores as quais poderiam então sedimentar. Uma
partícula de 100 (m de diâmetro sedimentará 200.000 vezes mais rápido que
uma partícula de 0,1 (m, conforme demonstrado por TEBBUTT (1979):
"Tamanho da partícula ((m) "1.000 "100 "10 "1 "0,1 "0,01 "
"Velocidade de sedimentação "600 "2 "0,3 "0,003 "0,00001"0,0000002"
"(m/h) " " " " " " "
A eliminação da matéria coloidal é um processo de duas fases: a
coagulação seguida da floculação.
Um coagulante se adiciona a água para desestabilizar as partículas e
induzi-las a agregarem-se em partículas maiores conhecidos como flóculos.
Diferentes tipos de coagulantes são utilizados. Os sais mais comuns são o
sulfato de alumínio, hidróxido de alumínio, cloreto de polialumínio,
cloreto de ferro (III), sulfato de ferro (III) e cal. O sulfato de ferro II
(FeSO4(7H2O), conhecido como melanterita, que também geralmente se mistura
com cloro para dar cloreto de ferro (III) (FeCl3) e sulfato de ferro (III)
[Fe(SO4)3]. Há um rápido incremento no número de polímeros sintéticos
disponíveis, que incluem as poliacrilaminas, óxido de polietileno e ácido
poliacrílico. Estes últimos estão sendo muito utilizados nos detergentes
ecológicos como substitutos dos polifosfatos. Os mecanismos atuais de
coagulação são complexos e incluem adsorção (processo pelo qual um gás,
vapor, matéria dissolvida ou partículas em suspensão são captadas e
aderidas na superfície de outro material tanto por forças físicas como
químicas), neutralização de cargas e a entrada na matriz físico-química
formada.
A quantidade de coagulante adicionada a água é crítica. Demasiada
pouca quantidade resulta em uma coagulação ineficaz de modo que as
instalações de filtração podem bloquear-se rapidamente, enquanto que
demasiada quantidade de coagulante pode conduzir a um excesso de produtos
químicos na água final. O coagulante se adiciona ao fluxo do processo numa
concentração específica (300 a 100 mg/l) utilizando um mecanismo de
mistura, normalmente uma câmara dotada de um misturador de alta velocidade
ou o coagulante é adicionado em um canal dotado de medidor de vazão
(Parshall) através de uma bomba. A coagulação está completa em um minuto a
partir da adição. Os sais dos metais reagem em meio alcalino da água para
formar um precipitado insolúvel de hidróxido do metal que envolve as
partículas coloidais. O precipitado parece esponjoso quando se observa com
um microscópio de baixo poder de resolução, que além de envolver qualquer
partícula de água também adsorve algo da matéria orgânica presente. Como
todas as partículas de origem natural na água têm um pequeno potencial
elétrico negativo em sua superfície, geralmente da ordem de –20 mV e, como
todos os hidróxidos têm um pequeno potencial elétrico positivo, há uma
atração mútua entre as partículas e a água. Os coadjuvantes da coagulação,
que são polímeros orgânicos com cargas tanto positivas como negativas, são
algumas vezes utilizados para melhorar a coagulação. São complementares ao
coagulante habitual e podem causar problemas nos filtros lentos de areia.
3.4.2.1.6 –FLOCULAÇÃO
Quando as partículas pequenas em um líquido se colidem, algumas se
agregam naturalmente para formar partículas maiores. Conforme as partículas
maiores sedimentam alcançam as partículas menores que estão sedimentando a
uma velocidade mais lenta. Caso se colidam então as partículas menores se
agregarão às maiores.
A probabilidade de choque entre as partículas pode ser incrementada
significativamente agitando suavemente a água; este processo é conhecido
como floculação. Onde há uma alta concentração de partículas coloidais, a
floculação pode ser efetiva por si mesma. Para as concentrações mais baixas
geralmente encontradas nos recursos de água, sem dúvida se deve utilizar
um coagulante. No processo de tratamento de água, a floculação segue
portanto a adição química (coagulação), que é necessária para
desestabilizar as partículas coloidais presentes. Durante esta mescla se
produzem flocos maiores que são facilmente eliminados durante a
clarificação. A floculação se sucede de forma natural pelo movimento
Browniano (floculação pericinética); é certo que para partículas maiores
que 1(m isto é muito lento e se necessita de sistema de agitação mecânica
(misturadores de palhetas ou de turbinas) para aumentar o ritmo das
colisões (floculação ortocinética).
3.4.2.1.7 – CLARIFICAÇÃO
Aqui os flocos formados pela adição do coagulante e a floculação são
eliminados por sedimentação. O processo em si é diferente do de
sedimentação normal encontrada nas ETE urbanas ou industriais onde a água
flui lentamente ao longo ou através de um tanque permitindo as partículas
sedimentarem-se. No tratamento da água, a água flui ascendentemente, isto
desde próximo da base do tanque até a parte superior. Os flocos, os quais
são mais pesados que a água sedimentam próximo do fundo, de modo que o
operador deve equilibrar a velocidade de sedimentação que enfrenta a vazão
ascendente da água para assegurar que todas as partículas se mantém no
tanque como um manto grosso de lodo.
Há uma capa de água clara, a água limpa na superfície rebaixada de
uma simples canaleta e é encaminhada a próxima etapa do processo de
tratamento. Estes tanques se denominam clarificadores e são muito
eficientes. Conforme os flocos sobem através do manto se sucede outra
floculação, a qual incrementa a densidade do floco. Para manter a altura
requerida, e que se retenham mais lodo dentro do tanque aumentando a
eficácia, se deve descarregar o excesso de lodo do tanque. A eliminação do
lodo pode ser contínua ou em intervalos. Os lodos são uma mistura de todas
as impurezas encontradas na água, especialmente bactérias, vírus e quistos
de protozoos os quais devem ser manejado com cuidado e lançado em local
seguro. O volume do lodo é bastante grande, eqüivalendo entre 1,5 a 3 % de
todo o caudal que atravessa o clarificador. Existem muitos projetos
diferentes de tanques de sedimentação, incluindo prateleiras inclinadas,
prateleiras paralelas e tubos para ajudar a sedimentação.
3.4.2.1.8 – FILTRAÇÃO
Depois da clarificação, a água contém unicamente sólidos finos
(<10mg/l) e material solúvel. Ainda que algumas destas substâncias pudessem
estar na água bruta natural, muitas se haverão formado durante o processo
de coagulação. Outro processo, a filtração, é requerido para eliminar este
material residual. Os filtros contem capas de areia ou carvão antracito e
brita graduada. As tubulações por debaixo dos filtros, as drenagens,
recolhem a água filtrada. As partículas retidas pela areia bloqueiam a
superfície e reduzem o caudal de água através do filtro, sendo a razão que
estes devem ser limpos intermitentemente. Isto se realiza raspando a capa
superficial de areia que contem as partículas retidas, ou quando seja
possível bombeando água a baixa pressão através do filtro em direção
inversa. Esta última lava a areia de todas as partículas pequenas retidas,
num processo conhecido como lavado a fluxo inverso. A eficácia dos filtros
depende de uma série de fatores como a natureza e qualidade do material a
ser eliminado da água, o tamanho e a forma do filtro e o caudal de água que
passa pelo filtro.
Existem dois tipos de filtros: os filtros de areia rápidos e lentos.
Os filtros de areia rápidos contem areia de quartzo grossa (1mm de
diâmetro) de modo que o espaço entre os grãos é comparativamente grande,
permitindo que a água passe rapidamente com caudais de 5 a 10 m3/m2/h,
funcionando aproximadamente a 50 vezes a velocidade dos filtros lentos de
areia. Os filtros rápidos de areia são mais profundos, entre 0,6 e 1,0 m de
profundidade e consistem de areia, antracito mais areia ou materiais
similares ao carvão ativo (feito de materiais como carvão mineral ou cascas
de coco, tem uma estrutura com uma muito alta porosidade a qual permite
adsorver matéria orgânica dissolvida e certos gases dissolvidos da água) e
areia. Estes filtros são utilizados para águas que previamente foram
tratadas na coagulação e sedimentação, e são menos efetivos em reter
sólidos muito pequenos que os filtros lentos de areia. Portanto, as
bactérias, o sabor e o odor são eliminados com menor efetividade que os
filtros lentos de areia. Devido a maior capacidade de carga, os filtros
rápidos de areia são pequenos e mais compactos que os filtros lentos. Em
uso a quantidade de água que passa através de cada filtro em cada hora vai
diminuindo devido ao fato que os espaços na areia vão se bloqueando pelos
sólidos retidos. Quando o ritmo de filtração é muito baixo, o filtro deve
ser limpo. Dependendo do projeto e dos ritmos de filtração esta limpeza
realiza-se várias vezes ao dia ou a cada poucos dias injetando ar através
da capa de areia para revolvê-la e liberar o material dos grãos e então
lavar os sólidos com água limpa de fluxo inverso. Imediatamente depois da
lavagem em fluxo inverso há um incremento do risco de que microorganismos
patogênicos entrem no filtro. Pode levar até 20 minutos para os filtros
rápidos de areia alcançar o ritmo ótimo de funcionamento em termos de
qualidade de água. A água de lavagem dos filtros não deve ser reciclada
através do processo. As partes principais do filtros rápidos de areia são:
sistema de abertura superior e funcionamento por gravidade ou, os mais
eficientes sistemas, os fechados onde o filtro está fechado numa carcaça de
metal e a água é forçada a passar pela areia a baixa pressão.
Em contraste, os filtros lentos de areia tem uma capa de areia de
quartzo muito mais fina (0,5 a 2,0 cm de profundidade) sobreposta a uma
capa de areia grossa ou brita (1,0 a 2,0 m de profundidade) que
fisicamente eliminam os sólidos finos. Estes filtros, além de uma filtração
física, também proporcionam um certo grau de tratamento biológico. Os 2 mm
superiores de areia contem uma mistura de algas e bactérias nitrificantes
(capa autotrófica), onde se elimina o nitrogênio e o fósforo e se libera
oxigênio. Debaixo desta capa autotrófica está uma capa mais grossa de
areia, até 300 mm, a qual está colonizada por bactérias (capa
heterotrófica) e outros microorganismos que eliminam da água o coloide
residual e a matéria orgânica solúvel. O tratamento de água nos filtros de
areia é portanto uma combinação de atividade física e biológica, com
bactérias patogênicas, sabor e odor (devido as algas e compostos orgânicos)
eliminados em grande escala. A qualidade das águas é excelente, e diferem
dos filtros rápidos de areia de onde pode ser necessário um tratamento
posterior já que há muito pouca atividade biológica e somente se retém os
sólidos grandes. O ritmo de filtração nos filtros de areia lentos está
controlado por gravidade somente, e isto, combinado com os pequenos espaços
entre as partículas de areia, faz com que a água passe por estes espaços
muito vagarosamente. A velocidade média de filtração está entre 0,1 e 0,3
m3/m2/h, de modo que necessitam grandes superfícies de filtros. São caros
de manejar porque a capa de dejetos que se recolhe na superfície de areia e
impede a drenagem deve ser limpa raspando mecanicamente depois de que o
filtro seja esvaziado. Diferentes dos filtros rápidos de areia, os filtros
lentos não se pode limpar com fluxo inverso. Depois de 2 a 3 meses a areia
que foi eliminada no processo de limpeza deve ser reposta para manter a
profundidade requerida pelo processo. Isto levam os filtros de areia
lentos serem trabalhosos e operacionalmente caros.
3.4.2.1.9 – AJUSTE DO pH
O pH da água final pode necessitar de ajuste de forma que esta não
seja demasiado ácida, a qual poderia corroer as canalizações metálicas
urbanas e domésticas, ou demasiada alcalina, da qual resultaria a deposição
de sais originando a redução da vazão. O pH deve ser ajustado em algumas
etapas, como na coagulação, para assegurar a máxima eficácia. Álcalis como
cal, carbonato de sódio e soda caústica são utilizados para incrementar o
pH, enquanto o ácidos são utilizados para diminuí-lo.
3.4.2.1.10 - DESINFECÇÃO
Ainda que os filtros lentos sejam muitos eficientes para eliminar
bactérias e o processo de coagulação seja bom para eliminar vírus, a água
final ainda contem vírus patogênicos e bactérias que necessitam ser
eliminadas ou destruídas. Na prática é impossível esterilizar a água, para
matar todos os microorganismos presentes, devido a alta concentração dos
produtos químicos requeridos, fariam da água muito desagradável e muito
perigosa de beber. Portanto, a água se desinfeta, em lugar de se esterilizá-
la, utilizando um dos métodos de desinfecção como são a cloração, o ozônio
ou a radiação ultravioleta para assegurar que os patogênicos se mantém em
níveis seguros. Dos três métodos de desinfecção a cloração é, de largo, o
método mais empregado.
O ozônio tem algumas propriedades de oxidação muito potentes e tende
a ser utilizado onde a água natural contem materiais que poderiam combinar-
se com o cloro para originar odores e sabores desagradáveis. O ozônio que
freqüentemente se utiliza em combinação com o carvão ativo, pode eliminar
todas as bactérias em doses de 1 ppm cada 10 minutos, e também pode reduzir
a cor, sabor e odor. Além de ser mais caro que a cloração e que deve ser
produzido in situ, a falta de ação residual de desinfecção nas tubulações
de distribuição é a principal desvantagem, permitindo o desenvolvimento
bacteriológico que origina o sabor e odor. Para tanto, após a ozonização se
realiza uma cloração a baixo nível para prevenir este crescimento. Quando
as águas tem brometos, estes se oxidam em bromatos, especialmente
utilizando o ozônio ou peróxido de hidrogênio. O bromato é amplamente
considerado como carcinogênico genotóxico e baseado em dados toxicológicos
disponíveis se pode estabelecer um baixo valor guia da ordem de 0,5 a 1,0
(g/l, baseando-se num nível de risco por vida de 10-5. Atualmente as
técnicas analíticas para o bromato são incapazes de detetar níveis
inferiores a 1,0 (g/l. A OMS estabeleceu um valor guia provisório de 25
(g/l. O brometo é comum nas águas subterrâneas e superficiais –
principalmente nas águas de chuva, pode provir de resíduos industriais e
incrustações da água do mar. A formação do bromato ocorrerá sempre que se
utilize o ozônio para a desinfecção ou durante a eliminação de pesticidas
com carvão ativo. A eliminação do brometo depois da ozonização requeria
membranas de filtração e seria extremamente caro. Ë possível algum controle
com a otimização das atuais técnicas de desinfecção.
A radiação ultravioleta se emite com umas lâmpadas especiais e é
eficiente para matar todos os microorganismos sempre e quando o tempo de
exposição for adequado. A radiação ultravioleta é energia eletromagnética
na faixa de 250 a 265 nm. Para ser efetiva esta energia deve alcançar os
ácidos nucleícos dos organismos maiores para induzir trocas estruturais que
impediriam a multiplicação dos patogênicos. As lâmpadas estão dentro de
câmaras de reação de aço inoxidável que são utilizadas em pequenas ETA's ou
em instalações onde a possibilidade de contaminação depois do tratamento é
pouco provável. Unidades domésticas muito eficientes de esterilização por
ultravioleta estão disponíveis para uso residencial.
3.4.2.1.11 - CLORAÇÃO
O cloro e seus compostos estão disponíveis em gás, líquido ou sólido.
É fácil de adicioná-lo a água, pois tem alta solubilidade (7.000 mg/l) e é
barato. O resíduo que deixa em dissolução continua destruindo os
patogênicos depois que a água tenha saído da ETA e percorre a rede de
distribuição. Sendo tóxico para os microorganismos, se pensa que não é
nocivo para os humanos nas concentrações que se utilizam. Recentemente
pesquisa científica nos EEUU identificou uma possível conexão entre a
cloração da água e câncer de bexiga. O cloro é um produto químico perigoso
de manejar quando está concentrado e produz um gás venenoso. É muito
interessante a geração de cloro no local pela oxidação eletroquímica da
salmoura:
NaCl + H2O ( NaOCl + H2
Ainda que isto eliminaria a necessidade de transportar produtos químicos
perigosos, como o cloro gasoso ou o hipoclorito de sódio, há uma
preocupação com a possibilidade de formação de subprodutos tóxicos, como
por exemplo: clorito, clorato, perclorato, bromato, compostos orgânicos
clorados, etc.
A química do cloro é complexa. Essencialmente o cloro (Cl2) reage
com a água para formar ácido hipocloroso (HOCl) e ácido clorídrico (HCl):
Cl2 + H2O ( HCl + HOCL
Em solução diluída esta reação é muito rápida e normalmente está
completa em um segundo. O ácido hipocloroso é um ácido fraco que se
dissocia facilmente em íon hipoclorito (OCl-), quase que instantaneamente.
Ambos, o ácido hipocloroso e o íon hipoclorito atuam como desinfetantes,
sendo o primeiro 80 vezes mais eficiente que o segundo. O equilíbrio
químico se estabelece entre as duas formas, embora a dissociação só pare
quando o pH decresce – é mais ácido. Na prática, 100% do cloro está na
forma de clorito quando o pH está em torno de 9; 50% para pH 7,5 e o
menor valor de ácido hipocloroso se registra para pH em torno de 5. A
desinfecção é portanto muito mais eficiente a um pH ácido.
O cloro é um desinfetante tão agressivo quanto o ozônio e há um
número de microorganismos patogênicos que são resistentes à cloração. A
eliminação de todos os coliformes presentes não indica necessariamente que
os demais microorganismos patogênicos tenham sido destruídos. Fatores como
temperatura e o pH também afetam a cloração, sua eficácia decresce à
temperaturas menores e em águas mais alcalinas. Muitas substâncias se
combinam rapidamente com o cloro, especialmente agentes redutores e
compostos orgânicos insaturados. Estes compostos exigem uma imediata
demanda de cloro que deverá ser satisfeita antes que o cloro chegue a estar
disponível para a desinfecção. Para tanto se deve adicionar um excesso de
cloro para satisfazer esta demanda e deixar uma quantidade residual na água
durante tempo suficiente para penetrar e destruir todos os microorganismos
presentes. A matéria orgânica e inorgânica suspensa absorve cloro, enquanto
o ferro e o manganês o neutraliza para a formação de cloretos insolúveis.
Por essa razão é conveniente eliminar estas substâncias problemáticas com
tratamento adequado antes da desinfecção do que incrementar as doses de
cloro. O cloro é muito reativo e reage com quase tudo na água. As pesquisas
mostram que o cloro reage com compostos orgânicos que são naturais na água
para formar os hidrocarbonetos clorados, muitos dos quais são tóxicos.
Portanto, a cloração não é adequada quando as águas são ricas em ácidos
orgânicos, como nas zonas de turfa.
Um grande problema é a presença de amoníaco, o qual reage rapidamente
com o cloro para forma um amplo conjunto de compostos conhecidos como
cloraminas, cuja natureza depende dos produtos químicos e do pH. As três
principais cloraminas que formam são:
Monocloramina (NH2Cl) NH4 + HOCl ( NH2Cl + H2O + H+
Dicloramina (NHCl2) NH2Cl + HOCl ( NHCl2 +H2O
Tricloramina (NCl3) NHCl2 + HOCl ( NCl3 + H2O
Quando o amoníaco está presente, as doses de cloro devem ser
aumentadas para assegurar que sobre suficiente excesso de cloro na água
para destruir os elementos patogênicos. Sem dúvida o cloro combinado com os
resíduos que gera a mono e dicloroaminas retém algo de seu poder
desinfetante, e embora menos efetivo que o cloro livre presente como cloro
hipocloroso ou íon hipoclorito (resíduos de cloro livre), tem propriedades
desinfetantes de larga duração. Por esta razão se já colocou em prática em
algumas ETA's adicionar amoníaco na etapa de cloração para dar um efeito
combinado em vez de um resíduo livre. O cloro combinado residual necessita
de um tempo de contato 100 vezes maior que o cloro residual livre para
alcançar o mesmo grau de eliminação dos patogênicos. Quando se adiciona
cloro a água que contem amoníaco, seja ele natural ou acrescido
deliberadamente para produzir cloro combinado em vez de resíduo de cloro
livre, então se produz uma curva de ponto de ruptura, conforme a figura
abaixo.
Cloro combinado
Cloro livre
Ponto de ruptura e
c
d
b
a
0 5
7,6
Se agentes inorgânicos como ferro e manganês estão presentes, então estes
gerarão uma demanda de cloro que não deixará resíduo e assim se verá uma
linha plana no começo da curva (a-b). Uma vez satisfeito, o cloro residual
na água é função da relação peso cloro/amoníaco. Quando esta relação é <
5:1 a pH 7-8, então o cloro residual é todo monocloramina (b-c). Aumentando
a relação cloro/amoníaco resulta que parte da monocloramina reage para
formar pequena quantidade de dicloramina. Conforme a relação se aproxima de
7:1, as cloraminas se oxidam a gás de nitrogênio por excesso de cloro,
concluindo com uma rápida perda de cloro residual na água (c-d):
NH2Cl + NHCl2 ( N2 + 3H+ + 3Cl-
Depois do ponto de ruptura não resta amoníaco para reagir com o cloro assim
que a concentração de resíduo aumenta em proporção à quantidade de cloro
adicionado. O potencial de desinfecção antes do ponto de ruptura é
alcançado, portanto, devido ao resíduo combinado (mono e dicloraminas) e
depois do ponto de ruptura devido ao cloro livre, embora as quantidades-
traço de dicloramina e tricloramina possam permanecer a valores de pH
inferiores. O excesso de amoníaco aparecerá dentro das condições de
distribuição se a relação de cloro/amoníaco é demasiado baixa, terminando
na nitrificação e a formação de nitrato, ou mais importante, o nitrito.
O cloro é relativamente fácil de manejar e economicamente eficaz, ainda
que o dióxido de cloro se use em condições alcalinas de pH, já que nestas
condições não formará resíduos combinados com o amoníaco. Como guia geral,
quanto mais limpa está a água, mais durará o efeito residual. A quantidade
de cloro utilizado depende da vazão e da concentração de cloro requerido e
é, normalmente, de 0,2 a 0,5 mg/l depois de 30 minutos.
A supercloração é utilizada para eliminar odores e sabores problemáticos.
Um excesso de cloro é adicionado para oxidar qualquer resto de composto
orgânico. Este excesso de cloro é eliminado depois de tempo de contato
exigido com a adição de dióxido de enxofre, um processo conhecido como
sulfonação.
3.4.2.2 – ABRANDAMENTO E OUTROS PROCESSOS TERCIÁRIOS
O tratamento convencional da água é incapaz de eliminar numerosas
substâncias orgânicas e inorgânicas não biodegradáveis. A matéria
inorgânica solúvel se elimina por precipitação ou por troca iônica,
enquanto que as substâncias orgânicas que não se degradam biologicamente,
podem ser eliminadas por adsorção, utilizando-se o carvão ativo.
A precipitação química é mais conhecida como abrandamento por
precipitação e é utilizada primeiramente para eliminar ou reduzir a dureza
da água que é provocada pela quantidade excessiva de sais de cálcio e
magnésio. O abrandamento por precipitação converte sais solúveis em outros
insolúveis, de forma que possam ser eliminados na subseqüente sedimentação.
São usados normalmente cal ou cinzas para eliminar a dureza, ainda que o
método exato de adição dependa do tipo de dureza presente. A cal é a mais
empregada, porém, também como as cinzas inertes, produzem grande volume de
lodo que são necessários ser eliminados (Pontius, 1990). O abrandamento
utilizando troca iônica está cada vez mais comum.
A separação por troca iônica utiliza resinas, normalmente ceolitas
naturais, que são silicatos de alumínio e sódio (Hill e Lorch, 1987). As
ceolitas trocam os íons de sódio por íons de cálcio e magnésio. A dureza é,
portanto, eliminada e se adere a resina, enquanto que o sódio, que não
produz dureza, ocupa o lugar do cálcio e do magnésio na água, tornando-a
mais branda.
Uma vez que a resina esteja esgotada e não havendo mais íons
disponíveis para a troca, a coluna de troca fica fora de serviço e se
regenera a resina. Isto é realizado através do bombeamento de uma
dissolução concentrada de sal através da resina, a qual retira todos os
íons de cálcio e magnésio retidos na coluna, substituindo por sódio de novo
e deixando-a pronta para posteriores abrandamentos. O processo de
regeneração produz uma indesejada dissolução concentrada de cloretos de
cálcio e magnésio que devem ser eliminadas.
As reações são as seguintes:
ABRANDAMENTO -
Ca2+/Mg2+ + Na2 (ceolita) ( Ca/Mg (ceolita) + 2Na+
(Agua dura + Resina) ( (Resina + Agua branda)
REGENERAÇÃO
Ca/Mg (ceolita) + 2NaCI ( Na2 (ceolita) + CaCI2/MgCI2
Resina esgotada + solução salina ( Resina regenerada + solução de
despejo
Alguns materiais sintéticos já foram desenvolvidos para dar maior
capacidade de troca iônica que os compostos naturais como as ceolitas.
Algumas resinas orgânicas de troca iônica podem ser utilizadas para
eliminar anions como os nitratos, sulfatos, cloretos, silicatos e
carbonatos. O intercâmbio iônico está sendo cada vez mais utilizado para
eliminar os nitratos das águas potáveis, ainda que a desnitrificação esteja
também muito difundida.
Nas águas superficiais e nos recursos de águas subterrâneas se
encontram concentrações traços de compostos orgânicos sintéticos,
especialmente pesticidas e solventes industriais. É utilizado o carvão
ativo para eliminar estes materiais e outros compostos orgânicos complexos,
responsáveis pelos problemas de odor e sabor. O carvão ativo funciona pela
adsorção da molécula orgânica dentro de sua estrutura porosa. O material
está continuamente adsorvendo-se até que o carvão ativo fique saturado e
sua capacidade de adsorver mais moléculas se esgota. O carvão, que é cinza
de madeira ou outro material lignítico que foi especialmente acondicionado,
se aplica de duas formas: em pó ou em grão. Se é utilizado o pó, este deve
desmanchar quando se esgota sua capacidade; o granular, por outro lado,
pode ser regenerado por aquecimento, para sua reutilização. Embora mais
caro, o granular se utiliza quando se necessita permanentemente de carvão
ativo, devido à significativa concentração de compostos orgânicos na água.
O granular é utilizado em leitos permanentes dos filtros rápidos de areia
que incorporam a possibilidade de lavagem com fluxo inverso. A forma em pó
é utilizada só ocasional ou intermitentemente. É possível que a utilização
do carvão em pó possa ser restringida nos Estados Unidos, devido a
preocupação com a formação de dioxinas durante a regeneração. A CE está
preparando uma nova regulamentação sobre resíduos nocivos e já foi proposto
que o carvão utilizado seja incluído nesta categoria. Quando as estações
não dispõem de instalações para regeneração in situ, e somente as grandes
ETA's as possuem, então isto ocasionará futuros problemas relativos a sua
útilização, já que não está sendo permitido o transporte de carvão ativo
esgotado a outro lugar para sua regeneração (Montgomery,1975; Mallevialle Y
Suffet,1992).
A rotina de controle da qualidade final da água inclui a utilização de
equipamentos de controle contínuo na ETA, onde são colocados sistemas de
alarmes para avisar os operadores. Os mais empregados são para o pH, cloro
residual, fluoretos, alumínio,.ferro, oxigênio dissolvido, cor, amoníaco,
turbidez, carbono orgânico total, nitrato e o principal que é a vazão.
3.4.2.3 - LODOS
O tratamento de água produz uma considerável quantidade de lodos em
forma de uma fina mescla pastosa. Estes são principalmente lodos
gelatinosos de hidróxidos procedentes da coagulação e da clarificação, e os
lodos dos precipitados do abrandamento da água. A água utilizada para lavar
os filtros de areia é rica em sólidos, até 100 mg/l, enquanto que a água de
lavagem dos microfiltros é rica em matéria orgânica, especialmente algas.
Estes sólidos se deixam sedimentar antes de bombear o lodo à lagoas pouco
profundas para solidificação lenta e posteriormente secagem em filtros
prensa.
3.4.3 – SELEÇÃO DOS PROCESSOS
O custo do tratamento da água depende de três fatores:
1. a qualidade da água bruta, com um incremento no custo conforme a
água se deteriora;
2. o grau de tratamento requerido, conforme se necessita uma água
final mais pura, mais custará produzi-la;
3. o volume de água requerido e daí o tamanho da ETA, donde o custo
da água por unidade de volume decresce conforme a capacidade da
ETA aumenta.
A disponibilidade de fornecimento de água divide-se em três grandes
grupos de recursos, definidos pela ordem decrescente da qualidade da água
bruta:
1. águas subterrâneas
2. armazenamento de águas superficiais como nas represas e nos
lagos
3. rios de terras altas ou terras baixas.
As águas subterrâneas são química e bacteriologicamente de boa
qualidade e para elas é necessário um mínimo de tratamento. Isto resulta
ser os fornecimentos de águas subterrâneas mais baratos que os de água de
outros recursos. Caso a água contenha dióxido de carbono e ferro, estes
devem ser eliminados por aeração, seguida de uma filtração rápida e,
filtros de areia. Se a água é excessivamente dura deverá ser necessário
abrandá-la utilziando tanto precipitação como a troca i6onica. Restando
apenas a necessidade de desinfetá-la antes da distribuição.
A água de represa pode ser excepcionalmente limpa e como a água bruta
é aeróbia, não haverá dióxido de carbono ou ferro para eliminar. Estas
águas podem requerer só microfiltração e depois desinfecção. Em contraste,
os fornecimentos de água de rio necessitarão de armazenamento seguido de
microfiltração, depois filtração ou floculação e clarificação em filtros
rápidos de areia antes da desinfecção e subseqüente distribuição.
3.4.4 – CARACTERÍSTICAS DO TRATAMENTO DA ÁGUA
O princípio do tratamento da água é converter água bruta em água
potável e agradável de beber. Embora o tratamento da água elimine ou
reduza os produtos químicos e os organismos indesejados da água, durante
seu tratamento emprega-se uma ampla variedade de produtos químicos. Muito
ocasionalmente adicionam-se quantidades excessivas destes produtos químicos
devido a um mau funcionamento ou por acidente e estes aparecem no
abastecimento de água. Não obstante, normalmente vertem-se pequenas
quantidades na água final por motivo da própria natureza dos processos.
Estes incluem resíduos de coagulantes como alumínio, ferro e um grupo de
compostos orgânicos chamados de polieletrólitos. Os operadores têm cuidados
em assegurar-se de que passem quantidades mínimas destes produtos químicos.
Outros produtos químicos, todavia, adicionam-se deliberadamente à água para
assegurar que cheguem aos consumidores. Por exemplo, o cloro é adicionado
para desinfetar a água enquanto o flúor é adicionado em certas áreas para
proteger os dentes das cáries.
3.4.4.1 - Coagulação e Floculação
A coagulação-floculação elimina partículas coloidais demasiadamente
pequenas para sedimentar espontaneamente. Estas podem incluir micro
organismos assim como partículas solúveis. É desde este processo de onde
surge a maioria dos problemas de contaminação da água potável. O ritmo de
adição do coagulante está governado por muitos fatores que podem alterar-se
muito rapidamente. Na prática, requer-se um controle cuidadoso na adição do
coagulante. Para compreender como podem surgir os problemas é necessário
examinar o método utilizado pelos operários para calcular as doses de
coagulante.
As condições ótimas de funcionamento para a coagulação se determinam
com tanta freqüência quanto seja possível utilizando um simples
procedimento denominado o Teste da Proveta (teste da proveta, Solt e
Shirley, 1991). Este mede o efeito de diferentes combinações de doses de
coagulante e pH, que são os fatores mais importantes no processo. O teste
da proveta permite uma comparação das diferentes comparações sob condições
determinadas, depois das quais se mede a cor, a turbidez e o pH do
sobrenadante (água clarificada). Este inclui três lotes separados de
provetas e assim é realizado:
1. A análise se realiza primeiramente com água bruta sem alterar o pH.
Incrementa-se a doses de coagulantes em categorias adequadas, de modo que
se forem utilizadas 5 provetas podem-se analisar 5 diferentes doses. Com
isto pode-se desenhar uma curva simples que mostre a turbidez frente a
doses de coagulante. Este processo permite calcular a menor dose de
coagulante.
2. O seguinte passo é alterar o pH da água bruta com a adição tanto de uma
base quanto de um ácido, e então repete-se o teste utilizando a menor
dose de coagulante determinada no primeiro conjunto da análise. A faixa
de atuação selecionada é normalmente entre 5,5 e 8,5, e se for possível
se realizam incrementos de 0,5. Desta forma representam-se a cor e a
turbidez final frente ao pH, permitindo calcular o pH ótimo para o
coagulante selecionado.
3. Finalmente o teste repete-se uma terceira vez utilizando água bruta
nova, mas desta vez é corrigido para o pH ótimo e analisam-se varias
doses de coagulante outra vez. Este passo determina a dose exata de
coagulante ao pH ótimo. Estes valores são então utilizados para fazer
funcionar o processo de coagulação.
Atualmente existem disponíveis sistemas automáticos em linha, embora o
teste manual todavia seja muito empregado. A curva da figura 3.1 produzida
por uma grande quantidade de terras baixas é típica para águas duras de seu
tipo. Dela esta claro que deveriam ocorrer poucos problemas na gestão de
seu funcionamento. Todavia, as águas brandas de terras altas são geralmente
muito coloridas, como resultado dos materiais húmicos são muito mais
difíceis de tratar. A figura 3.1 mostra que existe apenas uma faixa muito
estreita de pH na qual consegue uma ótima eliminação da cor e da turbidez.
A cor e a turbidez residual serão sempre muito maiores nas águas brandas
das terras altas que das águas das terras baixas ou abastecimento de águas
subterrâneas. Os flocos de hidróxidos formados são pequenos e débeis,
originando problemas nas etapas posteriores do tratamento. Outro problema é
que como as condições mudam muito rapidamente, estes testes necessitam
repetir-se, certamente que diariamente e algumas vezes com mais freqüência.
Nas pequenas ETA's, onde freqüentemente se tratam estas águas não é
possível justamente isto, de modo que a qualidade em termos de turbidez e
cor é mais fácil que se varie.
Figura 3.1 Exemplo de uma curva de otimização do pH para uma água branda,
com cor mostrando o efeito da turbidez, a cor e a concentração de alumínio
solúvel. Reproduzido de AINSWORTH (1981) com permissão de Water Research
Centre.
As mudanças da qualidade podem ocorrer rapidamente, de modo que se o
operador vê mudanças de cor ou turbidez ele pode incrementar as doses de
coagulante, mas as condições ótimas não devem ser mantidas, já que o
excesso de coagulante entraria no sistema de distribuição. Uma das causas
principais das mudanças estacionárias e freqüentemente diárias é a presença
de algas nos açudes, o que pode alterar significativamente o pH da água.
O teste da proveta não indica quanto coagulante insolúvel passará
através das etapas de clarificação e filtração. No entanto, dá uma idéia de
quanto coagulante solúvel haverá na água final, já que este depende
unicamente do pH e da dosagem. Se as curvas obtidas no teste da proveta se
sobrepõem à quantidade de alumínio que se coloca em dissolução, surge um
novo e mais sério problema. As curvas de alumínio solúvel em água que se
obtém da água dura do rio de 'terras baixas' (no país onde se analisou)
seguem a mesma curva que a turbidez e a cor seguem, de modo que a
quantidade de alumínio dissolvido de coagulante em água tratada será
aceitavelmente baixa nas condições ótimas para eliminar a turbidez e a cor.
Com águas brandas coloridas há o dilema de que as melhores condições para
eliminar a turbidez e a cor não coincidem com aquelas para a mínima
solubilidade de coagulante.
No exemplo mostrado, para eliminar a turbidez e a cor o valor ótimo
ocorre para uma dose de coagulante de 3 mg Al/l a pH 5,3 que resulta em 0,7
mg/l de alumínio dissolvido em água comparado com os 0,2 mg/l do limite
"PCV". A água, portanto, é clara e sem cor, mas contém 3 vezes em média
mais alumínio que o limite legal. Quando isso ocorre, se deve realizar
análises mais cuidadosas de dosagem para determinar as condições ótimas que
produzem a menor quantidade de alumínio na água. Neste caso, foi uma dose
de coagulante de 5 mg Al/l, quase duas vezes mais que no momento em que o
pH era de 6,6. Satisfatoriamente, obtiveram-se resultados para o alumínio
(0,06 mg/l), a cor (5,2 mg/l) e a turbidez (1,4 UNF), ainda que seja muito
mais caro e gere uma produção de maiores quantidades de lodos ricos em
alumínio. Como a faixa de operação é muito estreita, qualquer pequena
mudança da qualidade da água originará uma rápida deterioração da cor,
turbidez e, por conseguinte, do alumínio solúvel. Para maiores níveis
residuais de alumínio nas águas brandas, qualquer pequeno ajuste arbitrário
por parte do operador, não importando quão pequeno, pode originar um
significativo incremento na quantidade de alumínio na água.
Os polímeros orgânicos sintéticos, de concreto poliacrilamidas, são
usados intensamente nas ETA's para produzir flocos mais fortes e mantos
(capas) de flocos mais estáveis. No Reino Unido o uso de polieletrólitos
está muito difundido, até 70% das ETA's utilizam produtos químicos. A
poliacrilamida é principalmente utilizada no tratamento das águas
residuais, mas como o sobrenadante é rico em polímeros normalmente ele é
devolvido à entrada da ETA, porém é inevitável que os polieletrólitos
apareçam na água potável.
3.4.4.2 Sedimentação e Filtração
Nestas etapas do processo se separam as matérias particuladas,
incluindo os flocos de hidróxidos formados durante a coagulação. A eficácia
do tanque de sedimentação pode ser controlada continuamente utilizando um
medidor de turbidez que ativa um sistema de alarme se a turbidez excede o
máximo estabelecido. O correto funcionamento do tanque de sedimentação é
vital para minimizar a passagem da matéria particulada pela estação. O
problema mais sério é o dos fluxos floculantes que fazem com que o manto
de flocos, por onde a água flui, se expanda demasiadamente. Deve-se levar
em conta que a maioria dos tanques de sedimentação utilizados para o
tratamento de água operam com um fluxo ascendente, se o manto de lodos se
expande demasiado então se perdem partículas do tanque junto com a água
tratada. Poucas freqüentes diminuições da quantidade de lodos podem ter um
efeito similar.
O funcionamento dos filtros, tanto os filtros rápidos de areia como os
lentos, é complexo, e um mau funcionamento pode originar problemas, talvez
o mais sério dos quais é quando o leito de areia desenvolve fissuras,
permitindo a passagem de água sem filtrar. Os polieletrólitos utilizados
como coadjuvantes da coagulação podem também originar fissuras na areia dos
filtros. A capa de microorganismos da superfície dos filtros lentos de
areia reduz a quantidade de matéria orgânica na água final, ainda que os
problemas de sabor e odor possam ser originados por sua atividade. Uma
situação similar pode ocorrer com os microorganismos que dão coloração aos
filtros de carvão ativado granular (CAG). A recirculação de água de
processo é também um importante foco potencial da passagem de patogênicos.
3.4.5 - PROBLEMAS DA QUALIDADE DA ÁGUA ASSOCIADOS COM O TRATAMENTO DE ÁGUA
3.4.5.1 - Nitritos
O nitrogênio se encontra normalmente em sua forma mais oxidada como
nitrato (NO-3) ou em sua forma reduzida como amoníaco (NH3). O nitrito é um
estado de oxidação intermediário entre o amoníaco e o nitrato, que aparece
de forma natural no solo e na água. Em geral, a concentração de nitritos na
água é muito baixa, mas pode aparecer ocasionalmente nas águas superficiais
em concentrações inesperadamente altas devido a contaminação industrial e
águas residuais domésticas.
É o nitrito, não o nitrato, que é o atual tóxico associado com a
metahemoglobinemia, a formação de compostos N-nitrosos e efeitos
cancerígenos. A CE em sua Diretiva de Água Potável estabelece um valor
permissivo muito baixo. O valor MAC da CE é 0,1 mg/l de nitritos
(equivalente a 0,03mg/l de nitrogênio), enquanto que nos Estados Unidos o
MCL é de 1 mg/l de nitrito como nitrogênio.
O valor guia revisado da Organização Mundial da Saúde é de 3 mg/l de
nitritos. Níveis crescentes de nitritos em muitas águas finais pelos usos
de processos de desinfecção com cloraminas têm sido registrados nas ETA's.
O amoníaco não reage completamente na relação cloro/amoníaco de 3-4:1 em
peso, originando um excesso de amoníaco que alcança o sistema de
distribuição. Aqui ele atua como fonte de nutrientes para a nitrificação
produzindo nitritos ou nitratos. Por esta razão vários sistemas de
tratamento têm tido que reavaliar seus processos de cloração devido a
nitrificação parcial que leva a um incremento de nitritos em água potável.
Para a total conversão do amoníaco se necessita de monocloramina numa
relação maior que 5:1(Bryan, 1993).
3.4.5.2 - Descoloração
Um dos problemas mais difíceis surgidos no tratamento da água é a
produção excessiva da cor e turbidez. A descoloração da água é a maior
causa de queixas, sendo a dificuldade de manter uma ótima coagulação a
principal causa. Isto é particularmente difícil quando as águas são
captadas de açudes e rios de terras altas onde a água é normalmente ácida e
altamente colorida. Com águas tão brandas somente há uma estreita faixa de
operação de determinação do pH para obter uma boa eliminação da cor, de
modo que qualquer troca na qualidade da água, por exemplo, devido o
crescimento de algas que afetam o pH da água bastante significativamente
durante um período de 24 horas, originará em uma coloração.
A matéria particulada também surge do tratamento da água e pode
originar sérias deteriorações na qualidade da água, incluindo descoloração,
já que pode dissolver matéria orgânica.
Tabela 3.1 Diretrizes promulgadas pelas companhias de abastecimento de água
do Reino Unido para evitar a descoloração da água que sai da ETA comparados
com os valores "PCV".
"Parâmetro "Valores para evitar a "PCV "
" "descoloração " "
"Turbidez (UNF) "< 0.5 "4 "
"Cor (mg/I Pt – Co) "<10 "20 "
"Ferro (mg Fe/l) "<50 "200 "
"Alumínio ((g Al/l) "<100 "200 "
"Manganês ((g Mn/l) "<50 "50 "
"Oxigênio dissolvido ">85 "75* "
"(%) " " "
"pH (a 25o C) "6.5 – 9.0 "5.5 – 9.5 "
* A não ser que seja uma água subterrânea.
Excessivas quantidades de partículas de matéria e/ou coagulante
residual, que podem estar em forma insolúvel ou solúvel, podem ser
liberadas pela ETA e entrar no sistema de distribuição. Estes materiais
sedimentam rapidamente por vários meios e se acumulam em zonas de baixo
fluxo. Se estes materiais forem novamente suspensos afetam a qualidade da
água distribuída aos consumidores. Estes depósitos estão formados por
coagulantes de alumínio, coagulante de ferro, óxido de manganês e de
ferro, matéria orgânica e algas. Também escondem uma variedade de
microorganismos e animais grandes que os utilizam como fonte de alimentos.
3.4.5.3 - ALUMÍNIO
3.4.5.3.1 - Origens
O alumínio é um elemento muito abundante e se encontra como
constituinte normal dos os solos, plantas e tecidos de animais. É
especialmente comum em alimentos, originando uma ingestão diária típica
entre 5 e 20 mg dependendo de variações individuais nos hábitos de comida e
bebida.(ou alimentares). Por exemplo, tem-se sugerido que como as plantas
captam grandes quantidades de alumínio, ao beber se tem um aumento na
ingestão de alumínio. De fato os chás podem conter qualquer quantidade
entre 20 e 200 vezes mais de alumínio que a água com que foi feito. O
alumínio também pode lixiviar-se dos utensílios de cozinha. Foi mostrado
que cozinhar alimentos ácidos como cítricos, aspargos, ou tomates podem
elevar a um aumento do lixiviado de alumínio das panelas e frigideiras.
Também há informações deste fato com os espinafres e outras verduras. Nas
cafeteiras mágicas de alumínio novas se encontrou que o café continha uma
concentração de alumínio de 4,1 mg/l, dos quais 85% provinha do alumínio
lixiviado do recipiente de alumínio. Conforme a cafeteira envelhecia o
lixiviado se reduzia, ainda sim mais de 70% do alumínio no café era todavia
lixiviado do recipiente. Os elementos de vasilhame de alumínio estão
normalmente revestidos com verniz (laca) para reduzir o lixiviado; não
obstante, os vasilhames de cartão (leite e sucos longa vida) e envoltórios
de alumínio podem contribuir na quantidade de alumínio no regime alimentar.
É difícil de estimar a exposição do alumínio nas embalagens e utensílios de
cozinha. Em muitos casos é de esperar que seja muito pequena comparando com
a ingestão diária. Sem dúvida, as panelas e frigideiras de alumínio deverão
substituídas por panelas de aço conforme as velhas se deterioram.
Foi sugerido que o lixiviado de alumínio de panelas e frigideiras é
intensificado se a água tenha sido fluorada, ou se o alumínio contiver
flúor. Um trabalho recente mostrou que isto não parece ser assim, e aqueles
que estão na área de fluoração não estão em maior perigo do lixiviado de
alumínio que aqueles que recebem água com baixa fluoração, especialmente
onde a água é branda e ligeiramente ácida.
O alumínio pode estar presente na água devido o lixiviado de solos e
rochas. A chuva ácida e regiões com baixa pluviosidade derivaram um
incremento do lixiviado dos solos, de modo que as águas superficiais
passaram a ter maior concentração de alumínio. Em áreas de águas ácidas, as
águas superficiais podem conter ate 200 – 300 (g/l de alumínio,
incrementando-se ate 600 (g/l de alumínio onde essas áreas tenham sido
reflorestadas. Essas bacias hidrográficas estão em perigo especialmente se
estão próximas da costa e sujeitas aos ventos predominantes já que recebem
precipitações contendo mais altas cargas de sais, o que também incrementa
a acidez do solo e o lixiviado do alumínio.
O objetivo do tratamento da água é prover um abastecimento de água
que seja quimica e microbiologicamente seguro para o consumo humano. Para
alcançar isto acrescenta-se a água produtos químicos como o sulfato de
alumínio ou sulfato de ferro III durante o tratamento para ajudar a
eliminar partículas de matérias finas, incluindo bactérias, um processo
conhecido como coagulação. Tem havido uma preocupação crescente acerca da
quantidade de produtos químicos residuais que restam na água depois do
tratamento, tanto em forma solúvel e insolúvel, e dos possíveis efeitos na
saúde dos consumidores. O produto químico que mais preocupação causa é o
sulfato de alumínio.
A dose de sulfato de alumínio em flocos acrescida a água bruta depende
de uma série de fatores, sendo o mais importante o pH, embora que a
temperatura também seja importante. Para alcançar os valores MAC da CE o pH
de coagulação deve estar entre 5.2 e 7.6, ou 5.3 e 7.0 para alcançar os
mais estritos valores G. Se o pH sai desta classe a solubilidade se
incrementa rapidamente.
A adição de alumínio na água potável como coagulante deixará por tanto
algo de alumínio residual solúvel. As partículas insolúveis de alumínio
deverão ser eliminadas no processo de filtração, embora a eficiência de
eliminação esteja diretamente ligada a eficácia dos filtros. Onde as
concentrações residuais são altas, pode acontecer a deposição do alumínio
no sistema de distribuição. Qualquer perturbação destes sedimentos, ou lodo
de alumínio aumentarão a concentração de alumínio na água potável.
As razões para o aumento do nível de alumínio na água potável estão
normalmente associadas a problemas operacionais na estação de tratamento.
Não obstante, aconteceram acidentes com derramamentos de sulfato de
alumínio, adicionado acidentalmente na água tratada afluindo para a rede de
distribuição. O pior destes incidentes aconteceu na ETA de Sowermour em
Cornwall (06/07/1988). Esta estação serve a mais de 20.000 pessoas ao redor
de Camelford, mas neste dia, uma carga total de sulfato de alumínio, em
dissolução, foi colocada no tanque de contato em vez do tanque de
armazenamento. Por conseguinte, concentrações milhares de vezes maior que o
limite MAC estabelecido pela CE, escoaram pela rede da cidade matando deste
modo mais de 30.000 peixes nos rios Camel e Allen (CLAYTON, 1991).
Consumidores que usaram a água antes de descobrir que a mesma estava
contaminada sofreram uma variedade de efeitos colaterais como úlceras
bucais, irritações da pele, gargantas inflamadas, lassitude, diarréia e uma
infinidade de outros sintomas. Também, as pessoas que lavaram os seus
cabelos com a água poluída desenvolveram irritações no couro cabeludo,
enquanto as pessoas com cabelos tingidos tiveram manchas.
É difícil de estimar a contribuição do alumínio na água potável
ingerida diariamente. Por exemplo, se for considerado um consumo diário de
20 mg para um adulto que bebe ao em torno de 2 litros de água diariamente
com concentração de 200(g Al/l, então o fato de beber água só contribui com
2% da ingestão total de alumínio diária para esta pessoa. Do contrário, se
for assumida uma ingestão diária mais baixa, de exatamente 5 mg, então dois
litros de água para 200(g Al/l representariam 8%. É fácil ver que
acontecendo certas condições, concentrações crescentes de alumínio na água
potável podem contribuir com uma quantidade significativa de alumínio para
ingestão diária suportável do metal. As pessoas mais jovens ou muito velhas
têm um consumo de água maior. Os homens velhos estão claramente em maior
perigo, eles tendem a usar o alumínio para embalar alimentos e em
utensílios de cozinha devido às facilidades que representam. Qualquer
contribuição da água potável, não importa o quão baixa seja, é
significativa. Há evidências que mostraram que o alumínio na água é
biodigerível, isto é, o organismo absorve rapidamente embora não seja deste
modo com o alumínio de outras origens como o ingerido pelos alimentos. O
alumínio na água potável pode contribuir em uma proporção maior, maior que
se pensa no momento, no alumínio absorvido pelo corpo.
3.4.5.3.2 - Níveis na Água
O Conselho de Água Potável do CE estabelece um MAC de 200 (g/l e um
valor de referência de 50(g/l. A Organização Mundial da Saúde não
classifica o alumínio como um produto químico da água potável danoso a
saúde. Atualmente é classificado como uma substância que pode dar origem a
reclamações por parte dos consumidores, e tem um padrão estabelecido de 200
(g/l. Tanto no Reino Unido como na Irlanda os limites nacionais foram
estabelecidos em 200 (g /l.
Este é o problema mundial onde é usado o alumínio como coagulante,
encontrando níveis crescentes de alumínio nas águas potáveis (Sollars et
al., 1989). No Reino Unido, Thames Water vêm se manifestando positivamente
para se deixar de utilizar o alumínio como coagulante da água, ainda que
devido a razões técnicas é pouco provável que isso ocorra em outras
regiões. Foi sugerido que se usasse sulfato de ferro III em vez do
alumínio; entretanto o tratamento com ferro é mais caro e de mais difícil
manejo devido a problemas de corrosão. O alumínio residual não tem sabor,
ao contrário do ferro residual originando um novo problema ao consumidor.
Os sais de ferro utilizados para coagulação normalmente estão contaminados
com outros metais, principalmente com cromo, níquel, magnésio e chumbo, os
quais acabam na água tratada.
3.4.5.3.3 - Efeitos na Saúde
O alumínio, inicialmente considerado como não tóxico, somente altera a
aparência da água potável a altas concentrações. Entretanto nos últimos 20
anos cada vez mais evidências estão levando a se concluir de que o alumínio
é o causador de certas doenças neurodegenerativas.
A maioria das informações sobre os efeitos do alumínio na água potável
vem de pacientes que realizavam diálise nos rins. Foi descrito
primeiramente nos anos 70 que: foi caracterizada uma síndrome caracterizada
pela alteração do comportamento, demência, perturbações de fala, contrações
musculares e convulsões. O fim dos pacientes com demência de diálise, como
se conheceu a síndrome, foram normalmente fatais. As concentrações de
alumínio na água para preparação do fluído para a diálise e a incidência da
demência dos pacientes que sofriam diálise foram provadas, embora o
alumínio proveniente de outras fontes também fosse fator contribuinte.
Pessoas que recebiam tratamento nos rins através de diálise por um longo
período estavam normalmente expostos a 150-200 litros de fluído de diálise
duas ou três vezes semanais. A água utilizada para preparar o fluído deve
ser de qualidade extremamente elevada uma vez que o alumínio se transfere
rapidamente para a corrente sangüínea do paciente durante a hemodiálise.
Acredita-se também que o alumínio natural da água é um fator importante de
desenvolvimento da osteoporose em pacientes em tratamento.
O alumínio também parece ser um fator importante em outras sérias
doenças neurodegenerativas: Amiotrofia Lateral e Demência de Parkinson.
Estas enfermidades são extremamente comuns no Pacífico Oeste, especialmente
na ilha de Guam, onde a água de consumo e os solos têm baixa concentração
de cálcio e magnésio, porém altas concentrações de ferro, alumínio e
silicatos.
Diferentes estudos mostram que a correlação entre a concentração de
alumínio na água potável e a incidência da doença de Alzheimer, a qual é a
demência em pessoas mais jovens (menores de 45-50 anos) (Vogt, 1986; Martyn
Et Al., 1989, Neri Y Hewitt, 1991; Forbes Y Macainey,1992; Mcllachlan Et
Al., 1992). A doença de Alzheimer é uma doença de desenvolvimento lento
causando em primeiro lugar dificuldade de aprendizagem e memória e
progressivamente passa a afetar todos os aspectos de atividade intelectual
incluindo o juízo mental, capacidade de cálculo e leitura. Como estados
terminais, incontinência urinária e perda da atividade motora, originando
assim a necessidade total de assistência de enfermeiras. A doença pode
aparecer desde dos 18 meses até 19 anos de idade, mas a média de idade é de
oito anos. Somente nos EUA, 1,2 milhões de pessoas tem demência severa com
outros 2,5 milhões que tem demência média ponderada, com um risco acumulado
para cada indivíduo de chegar a demência severa ao longo de sua vida de
20%. Aproximadamente 15% dos anciões das ilhas Britânicas estão sofrendo
desta doença. O alumínio está implicado na enfermidade de Alzheimer por sua
comprovada capacidade patogênica na formação de placas senis no cérebro dos
pacientes com a enfermidade de Alzheimer, com 1,5 a 2,0 mais vezes de
alumínio presente na massa cinzenta que as pessoas não dementes. Ainda que
esteja claro que o alumínio está associado com os problemas patológicos da
doença de Alzheimer, porém ainda não determinado que seja um fato casual ou
incidental.
Uma excelente revisão sobre o alumínio na água potável, publicada
pela Foudation for Water Research, conclui que há, todavia, muitas questões
para serem respondidas com respeito ao alumínio e a doença de Alzheimer,
mas não é possível negar que o alumínio está tendo alguma influência. É
óbvio que o alumínio não deve ser tratado como um produto químico seguro e
que sua utilização deve ser restrita visando controlar a dosagem e o manejo
do produto químico para prevenir acidentes. O valor MAC é realmente um
compromisso porque os níveis residuais superiores a 100 (g/l podem originar
descoloração de todas maneiras. Com o correto manejo os níveis de alumínio
podem se manter muito baixos.
3.4.6 - CONTROLE E ELIMINAÇÃO PATOGENIAS
3.4.6.1 - Controle das patogenias
A identificação de organismos patogênicos individuais é
freqüentemente complexa, sendo diferente para cada espécie, e extremamente
lento. Estes microorganismos patogênicos podem não estar presentes na água
durante todo o tempo, e podem estar presentes somente em números muito
pequenos. É, portanto impraticável examinar todas as amostras de água de
modo rotineiro para presença ou ausência de todos os organismos
patogênicos. Também, a seleção de um organismo patogênico pode ser
enganosa, já que cada espécie pode tolerar diferentes condições ambientais.
Para examinar rotineiramente as amostras de água se requer um teste rápido
e preferencialmente sensível. É muito mais importante examinar a água
freqüentemente por meio um sensível teste geral, já que a maioria dos casos
de contaminação da água ocorre raramente, que ocasionalmente por uma série
de testes complicados. Por esta razão, passou a ser aceita a metodologia
da utilização de microrganismos indicadores para determinar a probabilidade
da contaminação por fezes. Idealmente, um organismo indicador deveria:
1) ser facilmente detectado e identificado,
2) ser de mesma origem que as patogenias( por exemplo do
intestino),
3) estar presente em muito maior número que os organismos
patogênicos
4) ser não patogênico por si mesmo.
Os organismos não patogênicos que estão sempre presentes no
intestinos dos humanos e animais se excretam junto com os patogênicos,
porém em muito maior número. Vários dos restos são facilmente encontrados e
são ideais para utiliza-los como indicadores de contaminação fecal. Os mais
utilizados são as bactérias não patogênicas, em particular os coliformes,
estreptococos fecais e os costrídios sulfatos redutores. Estes três grupos
são capazes de sobreviver durante diferentes períodos de tempos em meio
aquático. Os estreptococos fecais morrem rapidamente fora do hospedeiro e
sua presença é um indicador de uma contaminação recente. Escherichia coli
(coliformes fecais) pode sobreviver durante várias semanas em baixas
condições ideais e é mais facilmente detectada que a outra bactéria
indicadora. Devido a isto é o teste mais utilizado, ainda que outros sejam
utilizados para confirmar a contaminação fecal senão for detectada a E.
coli. Os clostridios sulfatos redutores ( Clostridium perfrigens ) podem
existir indefinidamente na água. Quando a E. coli e os estreptococos estão
ausentes a presença de C. perfrigens indica a contaminação remota ou
intermitente. O organismo é especialmente útil para analisar lagos e açudes
onde as esporas facilmente sedimentam. As esporas são mais resistentes a
contaminação industrial que outras indicadores e é especialmente útil em
águas que recebem tanto águas residuais domésticas como industriais. Estes
organismos indicadores não crescem fora do hospedeiro, entretanto, em
regiões tropicais se sabe que a E. coli se multiplica em águas temperadas e
há cada vez mais evidências que ela é que capaz de reproduzir–se em águas
enriquecidas com nutrientes, geralmente indicando um incremento de risco
para a saúde. Portanto deve ser tomado grande cuidado nas interpretações
dos resultados das áreas tropicais, sendo inapropriado o uso das normas
bacteriológicas para climas temperados para estas áreas.
3.4.6.2- Medida
Existem duas técnicas utilizadas para enumerar as bactérias
indicadoras: a membrana de filtração e o método de tubos múltiplos. A
regulamentação da CE especifica que os coliformes totais e fecais e os
estreptococos fecais devem ser isolados utilizando-se o método da membrana
de filtração, entretanto que o método de tubos múltiplos se utiliza para a
clostrídia.
Figura 3.2 - Principais etapas na análise de bactérias coliformes
utilizando a técnica
da filtração com membrana Gray (1992)
A contagem de coliformes totais é uma medida de todos os coliformes
presentes. As Escherichia coli são exclusivamente fecais em origem e estão
presentes nas fezes frescas em um número superior a 108/grama. Os outros
coliformes são normalmente habitantes de solos e águas em que podem também
aparecer nas fezes. A presença de coliformes na água potável não implica
que está presente uma contaminação fecal, onde na prática se assume que os
coliformes são de origem fecal a não ser que se prove de outra maneira.
Portanto é importante confirmar se a Escherichia coli está presente. Isto
se faz conjuntamente com a contagem de coliformes. Na prática se informa
duas contas de coliformes: os totais e os fecais (Escherichia coli).
O método da membrana de filtração é amplamente utilizado para a
análise de todos os coliformes. Volumes conhecidos de água passam através
de um filtro de membrana esterilizada com um tamanho de poro de 0,45(m
(fig. 3.2) que retém todas as bactérias presentes. O filtro de membrana é
colocado em um meio de cultivo especial no qual se permite às bactérias
individuais crescerem em colônias. Utiliza-se um meio especial que somente
permite o crescimento de bactérias específicas. Para os coliformes totais,
o filtro de membrana é colocado em um meio enriquecido com o detergente
Teepol para inibir o crescimento das bactérias não intestinais. Incuba-se o
filtro de membrana em um meio de cultivo. Durante este período de
incubação, os nutrientes difundem do meio de cultivo através da membrana e
as bactérias coliformes são capazes de multiplicar-se e formar colônias
identificáveis que se podem contar. As membranas se incubam a 30ºC durante
4 horas, seguidas de 14 horas a 37ºC para coliformes totais, ou 14 horas a
44ºC para a E. coli, as colônias são de cor amarela bem distingüivel.
Os estreptococos fecais são determinados utilizando-se a mesma
técnica, exceto que requer diferentes meio de cultivo e condições de
incubação (p. ex: meio agar de membrana de estreptococos e incubar durante
4 horas a 37ºC, seguidas de 44 horas a 45ºC, as col6onias aparecem tanto na
cor roxa ou marrom).
Flanagan (1998) resumiu as informações da interpretação dos resultados
de coliformes da seguinte forma:
Quando ocorrer um grande número de coliformes, a conclusão é de que
tenha ocorrido uma forte e recente contaminação por águas residuais
humanas ou animais.
Se o numero de E. coli for baixo, a conclusão é de houve contaminação
na origem e pode ser tanto recente ou menos severa.
Se são observados coliformes sem E. coli a indicação é que a
contaminação é recente e de origem não fecal ou remota e/ou de origem
fecal tal que os coliformes não tenham sobrevivido.
Se qualquer coliforme for encontrado em um sistema de abastecimento
de água potável tratada, seguida de cloração, deve-se concluir que o
tratamento é inadequado ou que a contaminação está ocorrendo durante a
distribuição ou na forma e/ou manejo das amostras.
Por menor que seja a contaminação, deve ser considerada como grave e
objeto de investigação imediata.
3.4.6.3 - Padrão de Produção
A diretiva de a água potável da CE estabelece alguns números
parâmetros microbianos utilizando alguns organismos indicadores. Coliformes
totais, e estreptococos fecais devem estar ausentes na água fina, e deve
haver menos de um oxido sulfato redutor por cada 20 ml de água analisada. A
diretiva não permite nenhum incremento significativo daquele total de
bactérias tanto a 22ºC como a 37ºC.
A diretiva não requer que se contabilize especificamente tanto os
vírus como os protozoos. Os estudos têm mostrado que a bactérias
indicadoras tradicionais freqüentemente indicam que a água está livre de
contaminação fecal, ainda que quistos e vírus estejam presentes. O uso de
coliformes como indicadores é para dar uma ampla margem de segurança. O
fator de segurança exato depende da relação de coliformes e de patogênicos
e que na prática nunca se quantifica. Em seu conjunto esta aproximação é
satisfatória porem ocorrem problemas com os vírus e quistos. Outro problema
é que muitas bactérias entéricas são capazes de sobreviver a desinfecção
através de numerosas estratégias de sobrevivência, aquelas que estão
danificadas e não podem se reproduzir por métodos típicos porem são capazes
de sobreviver e finalmente infectar. Uma ausência de recuperação em um meio
artificial, não se deve tomar que a água é segura microbiologicamente, pois
Colifagos e C. Perfringens são mais resistentes ao cloro do que outros
patogênicos e, por isso, são indicadores úteis da eficiência do tratamento
em eliminar patogênicos resistentes à desinfecção. Estão sendo
investigados, em busca de melhores e mais rápidos, novos métodos para se
elevar a qualidade microbiana da água potável, já que os indicadores
tradicionais não são totalmente confiáveis.
Há um numero de interessantes técnicas alternativas sob
investigação, principalmente para detectar coliformes. Estas estão
focalizadas em complexas técnicas bioquímicas como a hibridação e a reação
em cadeia da polimerasa, tecnologias de formas genéticas, e métodos de
anticorpos monoclonares, as quais permitem se detectar uma simples célula
de bactéria. Essas análises levarão pouco a pouco ser importante a mudança
nos padrões baseados na densidade microbiana e ainda mais naqueles baseados
simplesmente na presença ou ausência de coliformes na amostra (Clark,
1990).
A USEPA é um valor MAC baseado na concepção da presença ou ausência
para coliformes. Este MAC revisado entrou em vigor no dia 31 de dezembro de
1990. Para sistemas que analisam mais de 40 amostras cada mês, menos de 5%
das amostras devem dar positivo para coliformes. Para sistemas onde a
freqüência de analise é menor que 40, então não poderá ter mais de uma
amostra positiva por mês. Se encontrar uma amostra positiva para coliformes
totais, então deve se tomar uma amostra repetida em 24 horas. A amostra
repetida deve ser tomada no menor traço e também em traços adjacentes em
cinco conexões acima e abaixo do ponto da amostra original. Se estas
amostras repetidas são positivas para coliformes totais, então as amostras
devem ser testadas para coliformes fecais. Se essas forem positivas o
público deve ser informado.
3.4.6.4.- Eliminação de patogenias
1. - Bactérias
Uma das maneiras mais efetivas de eliminar bactérias das águas é pelo
armazenamento em tanques. Durante a primavera e verão, a luz solar, aumenta
as temperaturas e os fatores biológicos asseguram para que ocorra a redução
entre 90% e 99,8% de E. Coli. A porcentagem de redução é menor durante o
outono e inverno devido a que os principais mecanismos de eliminação são
menos efetivos, de modo que a redução esperada fica entre 75% e 98%. A
menor redução ocorre quando os tanques são agitados para prevenir a
estratificação. A maior diminuição de E. Coli e bactérias de Salmonella
ocorre durante a primeira semana, porem quanto mais tempo ficar a água
armazenada maior será a redução total.
Salmonella, estreptococos fecais e E. Coli são excretados em grande
quantidade pelas gaivotas. A presença de gaivotas, sobretudo em grande
número, durante o armazenamento pode ser um sério problema tanto pela
descarga fecal direta como pelas correntes geradas pelas precipitações ao
longo das margens (Denny, 1990)
As bactérias são eliminadas pelos processos constituintes do
tratamento da água, especialmente pela coagulação, filtração sobre areia e
filtração em carvão ativo. A coagulação utilizando sulfato de alumínio
elimina por volta de 90% das bactérias provindas de contaminação fecal e em
torno de 60-70% do total de bactérias, porém estes dados variam amplamente
de ETA para ETA. A filtração rápida sobre areia não é segura e é errática,
a não ser que a água tenha passado primeiro pela coagulação. Pelo
contrário, a filtração lenta sobre areia é capaz de eliminar até 99,5% dos
coliformes, porém seu rendimento é pior no inverno. O carvão ativo está
sendo utilizado amplamente para controlar o sabor e o odor da água potável,
assim como para eliminar uma vasta gama de microcompostos. Sem dúvida,
esses filtros podem chegar a estar abundantemente colonizados por
microorganismos heterotróficos. Constantemente se desprendem pequenos
fragmentos de CAG e cada um está densamente coberto por microorganismos.
Estes microorganismos não são totalmente afetados pela desinfecção e assim
podem existir em grande número no sistema de distribuição.
3.4.6.4.2 - Vírus
Como as bactérias, os vírus também se reduzem significativamente
quando a água está armazenada. Por exemplo, o número de vírus no rio
Tamesis decresce de 12 e 49 PFU/l (unidade de formação de placa por litro
de água) a 1,9 PFU/l depois do armazenamento. De resultados similares se há
informação nas águas do rio Lee, os pesquisadores acham que o vírus
causador da poliomielite se reduz em 99,8% em menos de 15 dias a 15-16oC
comparando com as nove semanas para similar redução a 5-6oC. Para a ótima
eliminação de todos os microorganismos de origem fecal, 10 dias de retenção
deveriam obter redução de 75 a 99% sem levar em conta a temperatura.
A coagulação utilizando alumínio em flocos, alcança 95-99% de
eliminação de todos os vírus, sendo outros coagulantes como cloreto de
ferro III e sulfato de ferro III não tão eficientes. A utilização de
polieletrólitos como coadjuvantes na coagulação não melhoram a eliminação
dos vírus. Como nas bactérias, a filtração rápida sobre areia é muito
ineficiente em eliminar vírus, a não ser que a água tenha sido coagulada
antes da filtração. A filtração lenta sobre areia é eficiente na eliminação
das partículas grossas virais na água, com porcentagem de eliminação entre
97 e 99,8%. Porém, sempre há alguma contaminação quantificada na água e por
isso se requer a desinfecção. O carvão ativo pode eliminar vírus por
atração eletrostática entre os grupos carregados positivamente como os
vírus e os grupos carboxílicos carregados negativamente na superfície do
carbono. A eficácia da eliminação é muito variável e depende do pH (a
máxima eliminação ocorre com um pH de 4,50), a concentração de compostos
orgânicos na água e o tempo durante o qual o filtro está em estado de
funcionamento. São comuns porcentagens de eliminação de 70-85%.
3.4.6.4.3 - Quistos de Protozoos
Os quistos de protozoos não são eliminados efetivamente com o
armazenamento da água em reservatórios, isto ocorre devido ao seu pequeno
tamanho e densidade. Os quistos de Cryptosporidium possuem uma velocidade
de sedimentação de 0,5 (m/s. Portanto, se o reservatório possui 20 metros
de profundidade, os quistos levarão 463 dias para se sedimentarem no
fundo, assumindo que não há corrente de água ou movimentos de água para
perturbar o repouso de sedimentação. Os quistos de Giárdia,são muito
maiores e possuem uma velocidade maior de sedimentação em torno de 5,5
(m/s. Em um reservatório de 20 metros de profundidade os quistos de
Giardia levarão 38 dias para alcançar o fundo. Seria viável em grandes
reservatórios de armazenamento eliminar uma porcentagem de quistos Giardia
se o tempo fosse maior que seis semanas e se a agitação e as correntes
fossem mínimas. (Denny, 1991).
Os quistos devem ser eliminados efetivamente por coagulação e
adição de polieletrólitos coadjuvantes da coagulação podem ajudar nesta
separação. Utilizando as condições ótimas de coagulação (como aquelas
determinadas pelo teste de provetas) seria possível eliminar uma
porcentagem de 90 a 95%. A filtragem rápida através de areia não representa
uma barreira efetiva para os quistos, a menos que a água esteja coagulada
antes da filtragem. Quando se utiliza depois da coagulação consegue-se uma
eliminação efetiva de Giardia (99,0 – 99,9%). O único método efetivo e
comprovado de eliminação de quistos de Cryptosporidium e de Giardia é a
filtragem lenta sobre areia, com 99,98% e 99,99% de quistos eliminados
respectivamente (Hibler e Hancock). Depois da filtragem lenta da água sobre
a areia ainda podem ser encontrados quistos de Cryptosporidium, de modo
que deve-se assumir que o tratamento de água não é capaz de eliminar todos
os quistos de protozoos que podem estar presentes na água bruta.
4. - Desinfecção
A eficiência do tratamento na eliminação de microorganismos
patogênicos progride mês a mês, no entanto, ainda que esta eficiência
esteja atingindo 99,9% haverá alguns patogênicos residuais na água. Isto
significa que a desinfecção é totalmente vital para assegurar que todos os
microorganismos provenientes de uma contaminação fecal da água bruta sejam
destruídos. O cloro é o desinfetante mais ativo no combate às bactérias e
vírus, já que seu efeito residual de desinfecção perdura até que a água
chegue ao ponto de consumo. O melhor sistema para o tratamento das águas na
eliminação dos patogênicos é a filtração rápida e lenta sobre areia,
seguida de pré-cloração, cloração, seguida de coagulação, sedimentação,
filtração rápida sobre areia e pós-cloração. Esses sistemas chegam próximos
a 99,99% de eliminação de bactérias patogênicas incluindo C. perfringens.
O cloro e a monocloramina são ineficientes contra os quistos de
Cryptosporidium embora, o ozônio e o dióxido de cloro possam ser
alternativos adequados para a desinfecção (Korich et al., 1990). O ozônio a
uma concentração próxima de 2mg/l é capaz de alcançar uma redução média na
concentração de quistos entre 95 e 96% num período de exposição de 10
minutos. O cloro somente é eficiente contra a Giardia em condições muito
controladas (Hibler e Hancock, 1990)
As águas de lavagem e os lodos contêm todos os patogênicos e por isso
devem ser manejadas com o mesmo cuidado de qualquer dejeto
bacteriologicamente perigoso. É importante que o lodo não se deposite de
tal maneira que recontamine o abastecimento de água bruta.
Os tratamentos convencionais de água não garantem a
potabilidade da água em todo o tempo. Epidemias de enfermidades originadas
na água podem ocorrer freqüentemente. O maior perigo está presente em
reservatórios particulares que não estejam tratados. Não é raro encontrar
animais em decomposição em águas correntes que servem de fontes para certas
casas. Poços profundos também podem ser infectados com facilidade. É
recomendável no caso de abastecimentos particulares instalar um
esterilizador ultravioleta. O único modo efetivo de se destruir quistos de
protozoos é separá-los fisicamente. Isto pode ser feito utilizando-se um
filtro de cartucho de fibra com poros da ordem de 1 (m atuando em conjunto
com o esterilizador.
Caso o sistema de tratamento não utilize filtros de areia, o
sistema de desinfecção fica ineficiente e a água deve ser fervida antes do
consumo. É responsabilidade da companhia de tratamento de águas informar
sobre sinistros através dos meios de comunicação (Water Authorities
Association, 1985; HMSO, 1989).
5. - ODOR E SABOR
3.4.7.1 - Origem dos Problemas de Odor e Sabor
A maioria dos problemas de odor e sabor que se originam na ETA estão
ligados com a cloração da água (Levi e Jestin, 1988). O cloro por si mesmo,
tem odor e sabor característico registrado de 0,16 mg/l a um pH = 7 e 0,45
mg/L a um pH = 9. Ainda que um leve odor de cloro seja aceitável pelos
consumidores como sinal de que a água está microbiologicamente saudável,
concentrações excessivas de cloro podem fazer com que a água fique
indesejável para o consumo. Deve-se alcançar um equilíbrio entre a proteção
da saúde pública e o teor saudável de sabor e odor. Este é um problema de
funcionamento que pode ser resolvido de várias maneiras, como utilizar uma
estação de tratamento de água com equipamentos de desinfecção mais
sensíveis, desinfetando a zona de abastecimento ou a rede de distribuição,
e utilizando desinfetantes alternativos.
O amoníaco reage com o cloro para produzir três cloraminas
(monocloramina, dicloramina e tricloramina ou tricloreto de nitrogênio).
Estes compostos tem odor mais forte que o cloro livre e chegam a ser
progressivamente mais desagradáveis conforme o aumento do número de átomos
de cloro, sendo a tricloramina a pior. A proporção de cada composto
produzido depende das proporções relativas de cloro e amoníaco, da demanda
de cloro empregada por outras substâncias e do pH (Montgomery, 1975). Isto
é normalmente evitado com a utilização do ponto de ruptura da cloração, no
qual é utilizado uma alta relação de cloro e amoníaco (>7,6:1 com pH 7-8)
de modo que o cloro residual presente está principalmente na forma livre.
Os compostos fenólicos também produzem compostos odorosos durante a
cloração. O próprio fenol tem um fraco odor, mas suas formas cloradas
monoclorofenol e diclorofenol têm intenso odor e são difíceis de serem
eliminados nos processos subseqüentes. O triclorofenol é menos
questionável, origina um ligeiro odor, de forma que ajustando a reação
entre o cloro e o fenol, pode-se evitar a formação de compostos odorosos.
Normalmente são utilizados desinfetantes alternativos se é detectado a
presença de fenóis na água bruta, até que sua causa seja identificada e
eliminada. Não obstante, a cloração do fenol pode originar problemas de
odores pela formação de clorofenóis, inclusive quando o fenol está na água
bruta abaixo do limite de detecção. Por exemplo, o composto fenólico p-
cresol tem um odor limite de 55 (g/L comparados aos 2 (g/L do
diclorofenol. Muitos compostos fenólicos originam-se naturalmente e
encontram-se nos rios das terras baixas, produzindo problemas de odores nas
águas tratadas, fato inevitável em certas épocas do ano.
Algas como a Synura produzem produtos extracelulares que são odorosos.
No entanto, tais odores poderão ser intensificados com a cloração, gerando
a intensificação do problema original. Algas e actinomicetos acumulam-se e
crescem no meio dos filtros de areia, e podem proporcionar odores e sabores
associados, se não se mantêm sob controle. Produzem uma variedade de
compostos odorosos, em particular o geosimin e o 2-metilsoborneol . A
limpeza regular a fluxo inverso controla o desenvolvimento destes
organismos, mas com alguns compostos odorosos que podem ser produzidos,
como o dimetil disulfeto, tem-se uma concentração inicial de odor de
justamente 10 ng/l, a água utilizada para a lavagem não deve ser colocada
novamente no começo do processo para tratamento caso se suspeite que estes
compostos possam estar presentes, o que originaria problemas de odores na
água final.
3.4.7.2 -Eliminação de sabores e odores
O tratamento convencional da água, à parte das possibilidades de
adição de odores à água potável, não os elimina de forma eficaz, ainda que
a atividade biológica que ocorre nos filtros lentos de areia possam
eliminar (oxidar) alguns compostos que causam odor. Pode ser possível para
prevenir mais eficazmente o surgimento de problemas de odores, uma gestão
mais cuidadosa dos recursos de água bruta, assegurando que se mantenham
livres de contaminação industrial, já que os compostos fenólicos e
nitrogenados que poderiam reagir com o cloro são eliminados, e que seja
controlado o crescimento de algas e outros organismos que produzem odores.
Acessos a recursos alternativos de águas, livres de problemas de odores, é
menos provável, mas seria eficaz.
Quando os odores e sabores são um problema, devem-se utilizar métodos
de tratamento específico (Mallevialle e Suffet, 1987). Há três opções
disponíveis:
1) adsorção, tanto adsorção física sobre carvão ativado, ou adsorção
biológica utilizando-se um biofilme que cresce sobre um material
húmico natural como a turfa;
2) aeração, a qual desprende da água qualquer composto volátil de odor
desagradável; e
3) oxidação química utilizando ozônio, permanganato de potássio, cloro ou
dióxido de cloro para decompor os compostos de odor desagradável em
compostos inodoros.
O método mais eficaz é a adsorção utilizando carvão ativado, já que
este elimina uma ampla gama de odores e é especificamente eficaz contra os
odores mais problemáticos. Estes são os odores de mofo/terra produzidos por
actinomicetos, os compostos geosmin e 2-metilsoborneol. Na maioria dos
casos os problemas de odores somente ocorrem uma ou duas vezes ao ano
devido as máximas sazonais no crescimento de algas ou actinomicetos.
Portanto, o carvão ativado normalmente se utiliza em forma de pó e se
incorpora na corrente de água como um lodo fino antes da sedimentação ou
filtração rápida em areia (NAJM et al., 1991). O carvão ativado em pó (CAP)
é descartado junto com os lodos normais do tratamento de água. A utilização
de CAP em curto prazo é mais rentável que a utilização de CAG já que não
requer a construção de caros leitos ou suportes de filtros para manter o
CAG e para reaproveitá-lo. Contudo, se o problema de odores é permanente,
então é necessário um sistema de CAG, já que em longo prazo é mais rentável
devido aos baixos custos de funcionamento, apesar do custo inicial ser mais
alto. Portanto, os sistemas de CAP somente são adequados para se utilizar
em curto prazo ou de forma intermitente. A eficiência do carvão ativado, em
eliminar compostos de odores desagradáveis, está seriamente afetada pela
presença de outros compostos orgânicos como as substâncias húmicas
naturais. Isto pode ser um problema particular com o CAG já que aumenta os
custos de funcionamento significativamente, já que o leito deve ser posto
fora de funcionamento com maior freqüência.
Atualmente há muito interesse em eliminar os odores com a utilização
de biofilmes cultivados sobre polímeros orgânicos naturais. A ação é a
mesma que o carvão ativado, por adsorção dos compostos que produzem odores,
mas ao invés de ter que reativar o carvão por aquecimento, o biofilme, que
está composto por bactérias e outros microorganismos, degrada os odores, de
forma que o sistema nunca tenha que ser desligado. Isto faz com que os
sistemas de biofilme sejam muito mais baratos no funcionamento que as
unidades convencionais de carvão ativado. Contudo, há a possibilidade que
os organismos produtores de odores, possam colonizar por eles mesmos estes
biofilmes.
A aeração pode ter êxito em controlar compostos de odores originados
por compostos orgânicos voláteis ou por gases dispersos como o sulfureto de
hidrogênio. É também eficaz para controlar as tricloraminas. Contudo, é
incapaz de eliminar a maioria dos compostos de odor e por isso é de uso
limitado.
Os produtos químicos podem ser utilizados para oxidar compostos
orgânicos ao mesmo tempo em que desinfetam a água. Nenhum é eficaz contra
todos os odores, sendo cada um particularmente eficaz contra uma faixa
específica de compostos de odor. Por exemplo, o cloro pode controlar
sulfureto em águas subterrâneas, mas geralmente fará os problemas de odores
piores pelas razões já discutidas. É também eficaz contra compostos
orgânicos sulfurados como o dimetil trisulfeto, que origina um odor de
peixe. O dióxido de cloro pode ser utilizado ao invés do cloro sob certas
circunstâncias para desinfetar a água bruta. Se suspeita-se de compostos
fenólicos, então o dióxido de cloro pode ser utilizado sem que se formem
odores clorofenólicos. É também eficaz para reduzir todo o outro odores,
exceto aqueles causados por hidrocarbonetos na água. O permanganato de
potássio é amplamente utilizado nos EUA para controlar o odor, mas não no
Reino Unido. Aplica-se antes da filtração, quando se reduz a óxido de
manganês que é insolúvel e assim forma-se um precipitado que ajuda a
eliminar odores. O precipitado é separado por filtração, mas agora se
considera que é ineficiente. O ozônio pode reduzir ou trocar a natureza dos
odores de forma bastante eficaz. O problema, contudo, é que o ozônio
literalmente rompe as moléculas grandes em menores, que são utilizadas
muito mais facilmente pelos microorganismos como fonte de alimento. Esta
tende a estimular o crescimento microbiano no sistema de distribuição. Há
informações que a ozonização produz odores de frutas bastante intensos.
3.4.8 - SUBPRODUTOS DA CLORAÇÃO
3.4.8.1 - Formação
Desde o começo do século, utiliza-se o cloro para desinfetar a água
potável. Ainda que proporcione uma barreira eficaz à propagação de doenças
pela água, o cloro também é muito reativo com os compostos naturais
presentes na água. O amoníaco e os compostos húmicos que dão à água de
turfa sua cor marrom, interferem com os processos de desinfecção, enquanto
outros compostos como os fenóis reagem com o cloro para afetar tanto o
sabor como o odor.
No começo dos anos 70, identificou-se outro problema relacionado com
a cloração. Isto coincide como o desenvolvimento de novos métodos
analíticos como a cromatografia de gases acoplada a espectrometria de
massas, a qual pode identificar composto orgânico presente na água. Esta
nova tecnologia revelou que a água poderia conter centenas de compostos
naturais e artificiais, muitos dos quais estão somente presentes a muito
baixas concentrações de menos de 1 (g/l. Descobriu-se que alguns destes
compostos orgânicos poderiam reagir com o cloro durante o processo de
desinfecção na estação de tratamento e formar novos complexos e
freqüentemente produtos químicos perigosos. O clorofórmio e outros
trihalometanos (THM) foram os primeiros identificados nas águas potáveis
cloradas tomadas do rio Reno (Rook, 1974).
Os trihalometanos são simples, compostos de um único carbono que tem
a fórmula geral CHX3, onde X pode ser qualquer átomo de halogênio (p.ex.
cloro, bromo, flúor, iodo ou uma combinação deles). São considerados como
possivelmente cancerígenos e, portanto são indesejáveis na água potável.
Existem quatro THM's comuns encontrados nas águas potáveis: clorofórmio
(CHCL3), bromodiclorometano (CHBrCl2), dibromoclorometano (CHBr2Cl) e
Bromofórmio (CHBr3). Os THM's e outros subprodutos da cloração são
encontrados somente em águas brutas ou águas tratadas que foram
desinfetadas com a utilização de cloro. Para uma dada dose de cloro, a
reação e, portanto o grau de THM formado, aumenta em maiores concentrações
de húmus, maiores temperaturas e maior valor de pH. Onde existir cloro
livre residual na água, a formação de THM continuará. A relação de
concentrações de cloro a substrato (a quantidade de cloro incorporado em
relação à quantidade de matéria orgânica presente) é também um fator
importante para determinar que subprodutos se formam. Por exemplo, a baixas
doses de cloro, o fenol se converte em clorofenóis que têm sabor, enquanto
que a maiores doses, estes se convertem em quinonas cloradas que não tem
sabor.
A presença de outros halogênios, especialmente o bromo, na água também
é importante. O bromo se oxida pelo cloro formando ácido hipobromoso, que
estão origina bromados análogos aos subprodutos da cloração. Por exemplo, o
bromofórmio é o análogo ao clorofórmio (Fawell et al., 1987). O mecanismo
de reação é extremamente complexo (Peters et al., 1978). O clorofórmio é o
principal THM encontrado nas águas potáveis cloradas e concentrações de 30-
60 (g/l são comuns, com níveis máximos registrados de até 500 (g/l. Por
outro lado, o bromofórmio se encontra a concentrações tipicamente mais
baixas (<10 (g/l) (Cable e Fielding, 1992).
Desde o começo dos anos 70 identificou-se um enorme leque de
compostos que se formam pelas reações do cloro com materiais húmicos
naturais e outros compostos orgânicos como aminoácidos que se encontram na
água, conforme a tabela a seguir.
Tabela 3.2 Subprodutos da cloração encontrados na água potável
Cloro
Trialometanos
Clorofórmio (triclorometano)*
Bromofórmio (tribromometano)*
Bromodiclorometano (BDCM)*
Dibromoclorometano (DBCM)*
Outros trialometanos: ácido acético clorado
Ácido monocloroacético (MCA)*
Ácido dicloroacético (DCA)*
Ácido tricloroacético (TCA)*
Outros trialometanos: haloacetonitrilos
Dicloroacetonitrilo (DCAN)*
Dibromoacetonitrilo (DBAN)*
Bromocloroacetonitrilo (BCAN)*
Tricloroacetonitrilo (TCAN)*
Outros
Cloro hidratado*
3-cloro-4-(diclorometil)-5-hidroxi-2(5H)-furanona(MX)*
Cloropicrin*
Clorofenóis*
Cloropropanonas*
Ozônio
Bromato*
Formaldeído*
Acetaldeído
Aldeídos não clorados
Ácidos carboxílicos
Peróxido de hidrogênio
Dióxido de cloro
Clorito*
Clorato*
Cloração
Cloreto de cianogênio*
* Incluídos nas diretrizes da água potável de 1993 da Organização Mundial
da Saúde
Entre outros subprodutos da cloração, que aparecem normalmente, estão
os ácidos di- e tricloroacéticos, cloro, dicloroacetonitrilo, cloropicrina,
cloroacetonas, 2-cloropropenal e, em muitos casos, seus análogos bromatos.
Porém muitos destes subprodutos são mutantes, geralmente se encontram em
baixas concentrações, de 1(g/l ou menos, com os compostos principais, como
os halofórmios (clorofórmio e bromofórmio) e os ácidos de- e
tricloroacéticos normalmente presentes na água a 1-50(g/l. Ainda que,
alguns subprodutos são poderosos mutantes; por exemplo: 3-cloro-4-
(diclorometil)-5-hidróxi-2(H)-furanona (o MX, para abreviar). A presença de
MX na água potável a qualquer concentração, não importando quão baixa ela
seja, é, portanto, indesejável. O MX encontra-se atualmente nas águas
potáveis do Reino Unido a concentrações entre 1 a 60ng/l, dependendo da
quantidade de nutrientes presente. Ele é responsável por 30 a 60% do
potencial mutante da água (Horth et al., 1991).
A diferença dos THMs, os dialoacetonitrilos (DHANs) entre o
dicloroacetonitrilo (DCAN) é que são compostos instáveis e, rapidamente,
decompõe-se (hidrolizados) em soluções aquosas a temperaturas e valores de
pH superiores, o que ocorre durante o armazenamento ou em análises.
Referências de concentrações da água potável são raras. O mais comum DHAN é
o DCAN, que foi notado pela primeira vez em 1976 (McKinney, 1976), com seus
análogos bromatos bromocloroacetonitrilo descobertos vários anos depois. Os
estudos na Holanda têm mostrado que todas as águas potáveis cloradas contém
DHANs, assim como THMs, porém em menor concentração, na faixa de 0,04 –
1,05(g/l. Parece haver uma direta correlação entre THMs e DHANs, com a
concentração média de DHAN em torno de 5% da concentração média de THM
(Peters et al., 1990). Na Holanda as dosagens de cloro são 5 a 10 vezes
mais baixas que as concentrações nos EUA ou Canadá, na simbólica faixa de
0,2 – 1,0 mg/l. Por isso, é que as concentrações de THMs como as de DHANs
são muito maiores na América do Norte, com os DHANs encontrados a
concentrações de 1 – 10(g/l.
3.4.8.2 - Padrões
Na Diretriz da CE há um valor G de 1(g/l para outros compostos
organoclorados não incluídos na lista de pesticidas e produtos
relacionados, e também está à disposição de que a concentração de
halofórmios deve ser o mais baixa possível. Não há um limite da CE
obrigatório. Porém alguns países vêm estabelecendo limites nacionais para
os THM's. Na Grã Bretanha, é de 100(g/l, enquanto na Alemanha o limite
nacional é de 25(g/l. O limite nos EUA foi de 100(g/l, mas em 1987 a US
National Research Council aconselhou que este valor poderia ser alto demais
e recomendou uma redução. A Organização Mundial de Saúde estabeleceu
valores "tipos" para os subprodutos de desinfecção indicados na Tabela 3.2.
3.4.8.3 - Riscos para a Saúde
A maioria das informações relativas aos efeitos dos THM's sobre a
saúde dos humanos está baseada principalmente no clorofórmio. Sem dúvida,
os efeitos tóxicos de outros THM's provavelmente serão similares aos do
clorofórmio. A dose letal de clorofórmio está na faixa de 630mg/kg do peso
do corpo, de modo que se requer cerca de 44g para matar uma pessoa adulta
que pesa aproximadamente 70kg. Estudos realizados em laboratório, com
animais, têm mostrado que doses menores são mutantes e podem causar câncer,
apesar de os estudos epidemiológicos não identificarem positivamente uma
forte relação entre THM e o câncer. Há algumas evidências que sugerem uma
associação entre baixas doses de exposição de THM em longo prazo na água
potável com câncer de reto, de intestino e de bexiga (World Health
Organization, 1984). Está claro, que muitos THM's são cancerígenos a altas
doses em animais de laboratório e também que certos subprodutos da cloração
são mais perigosos que outros, como o MX. Parece que é prudente tentar
reduzir os níveis destes compostos a concentrações tão baixas quanto forem
possíveis em nossas águas potáveis (Bull Kopler, 1991).
3.4.8.4- Prevenção da Formação de Subprodutos
Um alto conteúdo de matéria orgânica nos abastecimentos de água não
se deve somente às águas ricas em ácidos nutrientes que drenam dos terrenos
de turfa e alimentam os açudes/represas e das correntes de fornecimento das
terras alta. É também um problema nos rios ricos em nutrientes das terras
baixas. A maioria destes abastecimentos tem o risco de formar THM devido à
cloração. Quanto maior for a dose de cloro, maior é o risco de formação de
THM. Apesar de já terem sido obtido alguns avanços em eliminar subprodutos
da cloração utilizando filtros de CAG (Lykins et al., 1988) e outras
modernas técnicas, é caro/dispendioso. Também, como todos os outros
processos de tratamento de água, pode originar uma indesejável mudança na
qualidade da água.
O risco dos THM's parece ser muito baixo. A Organização Mundial de
Saúde (1984) estima que a chance de obter-se um câncer devido à exposição,
durante toda a vida, a uma substância cancerígena como o clorofórmio na
água potável, adotando uma concentração de 30(g/l e um consumo diário de
dois litros de água, é menor que 1 em 100.000.
Logicamente a melhor opção é controlar a cloração tão conscientemente
quanto possível. Naquelas áreas onde há uma alta concentração de matéria
orgânica que pode reagir com o cloro para formar THMs, então o uso do
dióxido de cloro ou cloraminação devem ser considerados, o método
alternativo de desinfecção pode ser com a ozonização (Jacangelo et al.,
1989) ou a radiação ultravioleta. O risco associado com a desinfecção
inadequada seria muito maior que o originado pelas concentrações de
clorofórmio e outros THMs bem em excesso dos valores guia de 30 ug/l
indicados pela Organização Mundial de Saúde. Desinfetantes alternativos ao
cloro incluem ozônio, dióxido de cloro e cloramina; sem embargo, também
produzem vários subprodutos. O ozônio não forma THMs, porém não deixa uma
potencial desinfecção residual. É tão reativo que se formam produtos de
oxidação. Aqueles que causam mais preocupação são os formaldeídeos,
acetaldeídeos, e outros aldeídeos não clorados e ácidos carboxílicos. O
bromo, se está presente, se oxidará durante a ozonização a bromato, que se
pensa ser cancerígeno, e outros compostos bromados como
bromofórmio(Jacangelo et al., 1989). Assim, se a cloração for utilizada
depois da ozonização então se formarão outros THMs como BCDM e DBCM. O
dióxido de cloro é um excelente desinfetante e geralmente não reage com a
metéria orgânica para formar subprodutos clorados (Lykins e Griese, 1986).
Na prática, como o dióxido de cloro oxida qualquer matéria orgânica em água
se reduz a cloreto ou clorato, os quais são tóxicos. Se formam os mesmos
subprodutos que com o cloro, exceto que como o dióxido de cloro é bem menos
reativo se e se formarão concentrações menores de subprodutos. Ainda que
menos efetivo que o cloro livre, a cloraminação está sendo mais amplamente
adotada como método de desinfecção. Utiliza cloro e amoníaco para produzir
principalmente monocloramina. Um problema significativo é o excessivo uso
de amoníaco para formar monocloramina, originando um excesso de amoníaco
que se converterá em nitrito no sistema de distribuição. O cloreto de
cianureto é possivelmente o maior subproduto da cloraminação. Metaboliza-se
rapidamente no organismo a cianureto e tiocitano (Krasner et al. 1989).
Como subprodutos não são facilmente eliminados pelos tratamentos
existentes. Se está colocando atenção em sua formação para maior
efetividade na eliminação da matéria orgânica dissolvida antes da
desinfecção. Isto se consegue principalmente com a coagulação que pode
eliminar quantidades substanciais de matéria orgânica.
3.4.9 - FLUORAÇÃO
A fluoração dos reservatórios de água tem sido no passado algo
polêmico como é hojo o alumínio. Foi introduzida nos anos 40 para reduzir a
incidência das cáries dentais na população depois de um número de
investigações nos USA mostrando que isto tem um efeito benefico.
Identificaram-se três realações:
1) níveis de fluoreto superiores a 1,5 mg/l chegaram a um
incremento na incidência e severidade das fluorose dental (os
dentes ficavam quebradiços e fragilizados sem diminuir a
incidência da cárie, perda de dentes e obturações.
2) a 1,0 mg/l havia a máxima redução de cáries sem fluorose; e
3) a concentrações inferiores a 1,0 mg/l se observava algum
benefício. Com concentrações menores de fluoreto na água havia
um incremento na incidência das cáries dentais.
Estes estudos portanto mostraram que a adição de fluoreto nos
reservatórios de água para elevar o nível a cerca de 0,6 mg/l chegava a uma
redução nas cáries dentais nas crianças em crescimento, e que os ótimos
efeitos beneficos ocorriam a cerca de 1,0 mg/l. Outros estudos indicam que
o fluoreto é também benefico para as pessoas mais velhas na redução da
dureza das artérias e, como o fluoreto estimula a formação de ossos, em
tratamentos da osteoporose, ainda que as mais recentes evidencias
contrariem isto (Cooper el al., 1990). Estes primeiros estudos foram tão
convincentes que a fluoração foi adotada ao redor do mundo, de modo que
todavia hoje cerca de 250 milhões de pessoas bebem agua fluorada
artificialmente. Nos USA, por exemplo, mais da metade dos reservatórios
estão fluorados. É amplamente utilizado na Nova Zelândia, Canadá e
Australia; de fato, esta muito difundido na maioris dos países de língua
inglesa. Brasil e a antiga União Soviética são países com estritas
políticas de fluoração. Na Republica da Irlanda todos os reservatórios de
água estão fluorados donde os níveis naturais são menores de 1,0 mg/l, que
é também o caso da Grecia. Nenhum está fluorado na Irlanda do Norte e
somente cerca de 10% dos reservatórios na Reino Unido estão fluorados.
Na Europa continental ocidental sua utilização está encerrada ou não
implantada, principalmente com a preocupação com a saúde, menos de 1% dos
europeus bebem água fluorada. Por exemplo, na Holanda, muitas áreas tem a
água fluorada de origem natural. Em algumas áreas devido ao grande nível de
fluoração natural deve-se diminuir esse nível misturando com água de baixo
nível de fluoração para levar a concentração a menos de 0,9mg/l.
A regulamentação da água potável da CE estabelece valores MAC para a
fluoração de 1,5 mg/l a 8-12ºC ou 0,7 mg/l de 25-30ºC. Esse valor MAC de
1,5 mg/l tem sido adaptado no Reino Unido, ainda que na República de
Irlanda tenha sido estabelecido um limite nacional de 0,1 mg/l. Os efeitos
da fluoração variam com a temperatura, assim, conforme se aumenta a
temperatura, a concentração permitida na água potável diminui. Algumas
águas minerais engarrafadas podem conter altos níveis de fluoração. A USEPA
estabeleceu dois padrões para a fluoração: um de 4 mg/l para proteger
contra as fluoroses esqueléticas e um não obrigatório de 2,0 mg/l para
prevenir a fluorose dental, ambos estão sob revisão. A Organização Mundial
da Saúde estabeleceu um valor guia revisado de 1,5 mg/l.
3.4.9.1 - Adição de Flúor
A fluoração se deve añadir depois da coagulação, o abrandamento com
cal e o tratamento com carvão ativado já que se pode perder durante
qualquer desses processos. A filtração não reduzirá a concentração de flúor
assegurando-se que estará totalmente dissolvido antes de chegar ao filtro.
Como a cloração não tem efeito sobre a fluoração, esta se realiza
normalmente na água final tanto antes como depois da cloração.
O flúor em seu estado como elemento puro é muito reativo, por isso
sempre se utiliza como composto. Aqueles mais amplamente utilizados para a
fluoração dos sistema de abastecimento são:
fluorosilicato amónico [(NH4)2SiF6], o qual é fornecido como cristais
brancos
fluorita ou fluoreto cálcico (CaF2) em pó
ácido fluorslico (H2SF6) como um líquido altamente corrosivo que deve
ser mantido em barris ou tanques forrados de borracha
fluoreto sódico (NaF), que é um pó tanto branco quanto azul
silicofluorulo sódico (Na2SiF6), que é também um pó tanto branco
quanto azul.
Todos esses compostos se decompõem na água para dar iones fluoreto, sendo
quase completa a liberação desses íons. Os silicofluoretos são geralmente
utilizados no tratamento de águas nas ilhas Britânicas, sendo o
silicofluoreto sódico o mais barato e mais conveniente de usar. A reação
que se origina quando se adiciona a água é:
SiF6 + 3H2O ( 6F- + 6H+ + SiO3
Silicofluoreto Flúor Silicato
O composto é lançado dentro de tonéis e então se descarrega
lentamente no tanque por um torneira de rosca sem fim onde se mistura com a
água para dissolver-se. Depois da correção do pH se adiciona a solução de
flúor à água final. O flúor se elimina por precipitação com o cálcio e com
o excesso de coagulante de alumínio na água final, formando-se o
precipitado no sistema de distribuição. Deve-se ter cuidado em manter a
dosagem ao nível correto. Também a concentração de flúor é analisada
diariamente pelo operador, normalmente utilizando um simples kit de teste
ou em contínuo utilizando um eletrodo específico e medidor para assegurar
que a concentração final seja tão próxima a 1,0 ml/l quanto possível.
3.4.9.2 - O caso contra a fluoração
A fluoração tem sido universalmente proclamada como um processo útil
e positivo. No entanto, novos estudos tem mostrado que, quando comunidades
semelhantes nos países desarrollados são comparadas, existe muito pouca
diferença nos níveis de cáries dentais entre as comunidades que utilizam
água fluorada e as que não utilizam. Isto tem sido confirmado por um estudo
feito no Reino Unido e publicado em 1990 que estudou 105.292 crianças em
170 distritos sanitários. A principal explicação dada é o atual uso
extendido de dentifrício fluorado e a melhor higiene dental.
A maior ação contra à fluoração no Reino Unido foi a Campanha
Nacional de Antifluoração, que se formou em 1960, cuja oposição à fluoração
se volta para os seguintes pontos:
1) o flúor é um dos venenos inorgânicos conhecidos mais tóxicos.
2) é uma droga rápida e cumulativa assim como um produto de
dejeto industrial.
3) como o flúor está na água potável não se tem controle em sua
tomada diária.
4) não se evapora em ebulição de modo que é caro e difícil evitá-
lo.
5) o flúor está rejeitado pelo dano à saúde em 13 países da
Europa ocidental.
6) o flúor não diminui a relação de cáries dentais, o que se pode
atribuir a outros fatores incluindo uma melhor alimentação.
7) a função da água pública é prover água saudável para beber,
não servir como um veículo para dispensar drogas para tratar
as pessoas.
Um estudo preliminar conduzido pela USEPA indicou que o fluoreto pode
ser cancerígeno, embora as evidências epidemiológicas disponíveis não
encontraram uma união causal entre a fluoração da água potável e o câncer;
(Chilvers Conway, 1985). O fluoreto é acumulativo e desta forma qualquer
efeito a longo prazo por exposição a baixas doses de fluoreto não se pode
todavia realizar.
Aqueles que sofrem maior risco são os bebês alimentados com comidas
industrializadas e/ou bebem água de torneira. Outras pessoas, como as que
trabalham ao ar livre, esportistas corredores de grande distância, pessoas
com diabetes e qualquer um que beba muita água de torneira correm riscos.
Outros grupos incluídos em maior risco são aqueles que têm problemas nos
rins, armazenando fluoreto nos vasos, uma condição conhecida como fluorose
esquelética
A razão para haver fluoração na água foi para reduzir a cárie
infantil. No entanto, após os 12 anos a calcificação nos dentes cessa, de
modo que não há mais benefício na ingestão de fluoreto. Portanto, parece
mais apropriado receitar medicamentos fluorados para as crianças, ao invés
de massificar a medicação. O fluor está amplamente disponível em pastas
dentais e outras formas, de modo que agora já existem modos de fornecimento
similares para as crianças. Um incidente em Glasgow remarcou o problema de
dar às crianças pastilhas de fluor em conjunto com o uso de pastas de dente
fluoradas. Isto acabou por produzir a fluorose dental. Alguns médicos
indicaram que as pastas dentais com fluor não são necessárias quando a água
fluorada. Não entanto, os fabricantes de pastas dentais estão aconselhando
os pais a utilizarem apenas um "pingo" de pasta de dente (se fluorada)
quando há suplemento de fluor para as crianças.
Houve acidentes por overdose de fluor, com níveis registrados entre 30
e 1.000 mg/l na água da torneira do consumidor.
Fluoreto em excesso baixa o pH da água, aumentando a sua corrosividade
e por conseqüência aumentando a concentração de chumbo e cobre na água. O
efeito geral de um incremento moderado de fluoreto (30-50 mg/l) será uma
mera gastroenterite e uma possível irritação na pele (Peterson e al.,
1988).
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Amostra de água
Filtro
Membrana
Colônias de coliformes
Teste negativo
Incubação a 37º
Recipiente de sucção
Membrana colocada em meio de cultivo
Teste positivo
Não há colônias
