Os pesquisadores argumentam que existem numerosos fatores que influenciam a remoção de nitrogênio e fósforo de águas residuárias. Picot et al, (1991 e 1993) estudaram a remoção destes nutrientes através de lagoas de alta taxa e notaram que durante o dia, com a radiação solar, há um crescimento na biomassa alga1, a qual aumenta o oxigênio dissolvido, o pH e a alcalinidade total. Em conseqüência, ocorre a remoção de nutrientes pela absorção biológica, precipitação do fosfato e volatilização da amónia. Azov e Tregubova (1995) também notificaram o efeito da radiação solar sobre a nitrificação, uma vez que reduz a concentração da
amónia pela volatilização (N H / -» NH3), em virtude do alto pH. Além disso, registraram o valor do pH igual a 9 como sendo ótimo para a nitrificação.
O nitrogênio é um contribuinte significativo para a depleção do oxigênio. Quando se apresenta em abundância nos mananciais, favorece a rápida multiplicação da massa microbiana, causando a eutrofização dos mesmos. Em muitos casos, o nitrogênio pode tomar-se o nutriente limitante para o crescimento de algas nas lagoas de estabilização (Ferrara e Avci, 1982). Sua remoção em sistema de lagoas pode alcançar 80% ou mais e está relacionada com o pH, temperatura e tempo de detenção (Ferrara e Avci, 1982; Pano e Middlebrooks, 1982; Reed, 1985).
Pano e Middlebrooks (1982) argumentam a existência de três principais mecanismos na remoção de nitrogênio amoniacal nas lagoas:
a) volatilização da amónia para a atmosfera; b) assimilação da amónia pela biomassa algal;
c) nitrificação biológica acompanhada da desnitrificação.
A difusão da amónia para a atmosfera é a principal causa para sua remoção nas lagoas com pH acima de 9,5. Contudo, Ferrara a Avci (1982) usando uma série de equações concluíram que o principal processo para a remoção do nitrogênio não foi a volatilização da amónia, mas sim, a sedimentação do nitrogênio orgânico através da atividade biológica. De acordo com eles, o nitrogênio ocorre na forma inorgânica solúvel (amónia) e na forma orgânica em suspensão (biomassa), a qual sedimenta no fundo da lagoa, sendo uma parte degradada pela atividade das bactérias com produção de amónia, e a outra parte não biodegradável é incorporada ao lodo e permanece como resíduo. Pano e Middlebrooks (1982) registraram remoção da amónia maior que 90% em sistema de três lagoas, com a maioria ocorrendo nas lagoas facultativas primárias. Além disso, observaram que a remoção da amónia aumenta com o pH, temperatura e tempo de detenção. Contudo, com a temperatura acima de 20 °C, a remoção diminuiu ligeiramente, possivelmente devido à estratificação térmica e à falta de mistura nas lagoas.
2.10. Fatores que influenciam o desempenho das lagoas de estabilização na remoção de coliformes fecais
Diversos fatores controláveis e não controláveis influenciam para remoção de coliformes no tratamento de resíduos realizados em lagoas de estabilização. Nos processos facultativos são a carga orgânica, tempo de detenção e temperatura (Uhlmann et al, 1983), aliados a estes, outros fatores como profundidade das lagoas e radiação solar (McGarry e Pescod, 1970; Thirumurthi, 1974).
Polprasert et al (1983), através de pesquisas desenvolvidas com lagoas de estabilização, observaram que o decaimento bacteriano está relacionado com complexos fenômenos envolvendo aspectos ambientais e interações entre os microorganismos existentes nestas lagoas. Ao mesmo tempo, verificaram que a taxa de remoção (kb) de coliformes fecais diminui com o aumento da carga orgânica. Saqqar e Pescod (1992) confirmaram esse comportamento. Além disso, a taxa de remoção se elevou com o aumento de temperatura, radiação solar e pH.
James (1987) recomenda a manutenção de baixa concentração de matéria orgânica (DBO < 20 mg/l), pois a falta de alimento causa rapidez na mortalidade de coliformes fecais nas lagoas. Além disso, argumenta que a penetração da luz em lagoas de estabilização é limitada de 10 a 15 cm e, como as concentrações mais altas de bactérias raramente ocorrem na superfície, é improvável que a luz seja a responsável pela mortalidade das bactérias. Pearson et al (1987) observaram de modo diferente e comentaram que os números de coliformes fecais nem sempre são mais baixos na superfície onde as intensidades da luz são mais altas.
Pesquisas têm demonstrado que os principais fatores que afetam a taxa de remoção de bactérias patogênicas em lagoas de estabilização são a temperatura, o pH e a concentração de algas. Outros, como a penetração da radiação ultravioleta na coluna d’ água (Moeller e Calkins, 1980), o elevado nível de oxigênio dissolvido e a liberação de toxinas pelas algas (Toms et al, 1975), também são citados como contribuintes para o processo de inativação dessas bactérias.
Em 1987, Pearson et al, em pesquisas desenvolvidas em lagoas de estabilização experimentais, observaram que os números de coliformes fecais são mais baixos onde o pH, a temperatura, o oxigênio dissolvido e a concentração de algas são mais altos. Os mesmos autores também realizaram estudos comparativos em lagoas de maturação. Uma lagoa com alta intensidade de luz e com baixo pH e oxigênio dissolvido tinha baixa remoção de coliformes fecais enquanto a outra, turva com alto pH e oxigênio dissolvido, tinha boa remoção desses organismos. Ao mesmo tempo, estudos em laboratório conduzidos pelos mesmos autores mostram que valores de pH de aproximadamente 9, ou acima, afetariam a mortalidade dos patógenos; ao passo que, a supersaturação dos níveis de oxigênio dissolvido pouco afetaria a destruição. Portanto, concluíram que o pH foi o principal responsável pela excelente remoção dos patógenos. Além disso, sustentam a idéia de que elevados valores de pH contribuem significativamente no aumento da mortalidade de coliformes fecais.
Curtis et al (1992b) mencionaram que o aumento de remoção que Pearson et al (1987) observaram nas lagoas não eram em razão apenas do alto pH, mas, sim, de uma parceria de luz solar, alto pH e alta concentração de oxigênio dissolvido.
Segundo Curtis et al (1994), a penetração da luz é de fundamental importância nas lagoas facultativa e de maturação em virtude da radiação ultravioleta afetar os sobreviventes patogênicos e a produtividade das algas pela absorção da luz. As algas, por sua vez, através do seu metabolismo, constituem a principal fonte de oxigênio para oxidação da matéria orgânica pelas bactérias (Azevedo Neto, 1985). Por outro lado, o efeito da luz na mortalidade das bactérias patogênicas é muito variável e depende do aumento da concentração do oxigênio dissolvido e de elevados valores de pH. Porém, segundo Azevedo Neto (1985), os raios solares vão se extingüindo à medida que penetram na massa líquida reduzindo a atividade fotossintética das algas e, por conseguinte, o teor do oxigênio dissolvido.
Pearson et al (1987) e James (1987) notaram que valores de pH em torno de 9 aceleram a destruição desses patógenos. Por outro lado, a produtividade das algas, por sua vez, pode ser definida por fatores ambientais e operacionais (Oron e Shelef, 1982). Os principais fatores ambientais envolvidos no processo são a radiação solar e a temperatura. Porém, tais parâmetros
são de difícil domínio, o que impede qualquer ação nesses fatores com respeito ao controle do processo, enquanto a profundidade da lagoa e o tempo de detenção são parâmetros operacionais que possibilitam a intervenção, permitindo a sua otimização.
Curtis et al (1992a) comentam que é difícil ver como a luz pode ter efeito direto em lagoas de estabilização de resíduos ricas em algas. Curtis (1990), citado por Curtis et al (1992b), estudou a influência das algas no processo de fotooxidação em dois modos opostos. Se por um lado, elas aumentaram a remoção de coliformes fecais ao fornecer alto pH e altas concentrações de oxigênio dissolvido, por outro, elas impediram a penetração da luz. Nesse sentido, os autores, Curtis et al (1992a), concluíram que existem duas possibilidades óbvias: o elevado pH ou diminui a resistência dos microorganismos pelo efeito da luz ou aumenta a produção de oxigênio de forma tóxica.
Pearson et al (1995) e Oragui et al (1995), trabalhando com lagoas facultativas e de maturação sob várias formas geométricas, argumentaram que a configuração das lagoas não tem influência na remoção de coliformes fecais. Contudo, von Sperling (1996b) contexta essa afirmação em razão de os autores adotarem o modelo de mistura completa, ao invés do modelo de fluxo disperso, que, a seu ver, seria de melhor aplicabilidade em virtude da ampla faixa de configurações geométricas, com relação comprimento/largura variando de 1/1 a 141/1.