I. SISTEMAS DE TRATAMENTO DE ÁGUAS RESIDUAIS URBANAS EM ZONAS
1.2. Opções de Tratamento de Águas Residuais Urbanas em Zonas Costeiras
No âmbito da Directiva do Conselho n.º 91/271/CEE, de 21 de Maio de 1991, são consideradas como águas costeiras as águas exteriores à linha de baixa-mar ou ao limite externo de um estuário. No âmbito deste trabalho consideram-se ETAR cujas descargas poderão interferir com a qualidade dessas
z, a construção de
bre as zonas costeiras, trazendo um massas de água, dada a sua localização na faixa costeira, mas não apenas aquelas em que a descarga é efectuada directamente nas mesmas, caso em que seriam consideradas somente as ETAR com descarga por emissário submarino.
A zona costeira encontra-se sujeita a uma forte pressão demográfica e a conflitos de uso por um espaço limitado e com uma ocupação crescente, fenómeno de litoralização que se desenvolveu sobretudo a partir da segunda metade do século XX e que levou a que todos os grandes centros urbanos se desenvolvessem junto à costa e, mais especificamente, na envolvência dos estuários. Este crescimento populacional junto à costa deveu-se sobretudo ao crescimento industrial, suportado pela facilidade de transporte de materiais por via marítima, tendo intensificado, por sua ve
infra-estruturas de transporte e o desenvolvimento industrial.
Mas também o desenvolvimento da actividade turística que ocorreu sobretudo a partir dos anos 70, associada ao uso das praias, veio introduzir novas pressões so
enorme crescimento populacional de carácter sazonal, sobretudo no Algarve, tornando tarefa muito complicada a gestão das infra-estruturas existentes, em particular as de saneamento de águas residuais, que não se encontravam minimamente preparadas para esses fluxos demográficos e essas variações sazonais, tendo ocorrido uma degradação da qualidade de alguns sistemas estuarinos e costeiros. Esta situação veio a sofrer nos últimos anos uma evolução positiva com a entrada em funcionamento de muitas ETAR, ainda que algumas infra-estruturas tenham sido sujeitas a uma carga tal que, em pouco tempo, passaram de solução a problema elas próprias.
Para além de se registarem densidades populacionais muito elevadas na faixa costeira europeia, a tendência tem sido no sentido de essas densidades aumentarem, de aumentar a pressão imobiliária e, em geral, a pressão antrópica (EEA, 2006b). Conforme se reconhece em EEA (2006a), as aglomerações que possuem ETAR apresentam muitas vezes eficiências de tratamento baixas ou inadequadas, problema que é ampliado pelo rápido crescimento da zona costeira e pela insuficiência das redes de drenagem.
Ainda assim, na faixa costeira Atlântica Portuguesa, fruto de melhores condições hidrodinâmicas, favoráveis à dispersão e diluição das águas residuais urbanas, e, portanto, com maior capacidade de autodepuração (Marecos do Monte et al., 2001; Neves, 2002), os problemas fizeram-se sentir com menor intensidade, salvo algumas excepções de fortíssima concentração urbana, como foi o caso da Costa do Estoril, cuja implementação do sistema de saneamento e a monitorização do meio receptor subsequente vieram põe em evidência essas condições hidrodinâmicas excepcionais (Marecos do Monte et al., 2001; Neves, 2002; Santos et al., 2002).
Na hora de decidir que opções adoptar para o tratamento das águas residuais urbanas em zona costeira, haverá que escolher a localização mais favorável, quer quanto à localização da infra-estrutura
para o meio receptor, isto é, com o nível de autodepuração
nde os tratamentos primário e secundário são quase sempre necessários, dadas as
tais critérios geralmente com tratamentos em terra, quer quanto ao impacte da descarga no meio receptor, e haverá, como tal, que avaliar a resposta do meio receptor. Haverá ainda que decidir qual o nível de tratamento e a solução tecnológica a adoptar, elementos que se encontram dependentes dos tipos de uso do meio receptor e dos critérios de qualidade estabelecidos em função desses usos, havendo que compatibilizar o nível de tratamento em terra com o nível de qualidade aceitável
assegurado por este. Assim, a melhor solução será aquela que garanta o menor impacte ambiental mas também níveis de custos, quer de construção, quer de exploração, aceitáveis.
Por último, mas de primordial importância para o conhecimento do impacte ambiental efectivo do sistema de tratamento deverão ser estabelecidos planos de monitorização do meio receptor que se centrem nos objectivos de qualidade a garantir no meio receptor.
O tratamento de águas residuais urbanas com descarga no mar difere do tratamento com descarga em águas interiores, o
condições de dispersão menos favoráveis em rios e lagos. Na prática as principais diferenças entre as duas opções de descarga de águas residuais não é tanto nos processos e instalações utilizados mas mais ao nível do balanço entre os processos e as vias de descarga empregues. No essencial, reconhece-se o carácter diferente das águas receptoras, devendo a solução adoptada ser compatível com essas diferenças, por forma a que se garanta o cumprimento dos objectivos e critérios de qualidade do meio receptor, conseguindo-se garantir
preliminar e primário, desde que as condições hidrodinâmicas não sejam desfavoráveis. Isto significa que, no caso do tratamento com descarga no mar o nível de tratamento a adoptar em terra resulta do balanço com a capacidade assimilativa oferecida pelo meio, e, no caso de descarga por emissário submarino, do comprimento do mesmo. No caso em que a descarga é efectuada em águas interiores confrontamo-nos com uma capacidade assimilativa muito inferior, pelo que se requerem níveis de tratamento muito superiores (WRc, 1990).
Dado que em muitos casos os problemas de contaminação das águas costeiras estão mais relacionados com as descargas de tempestade, com as descargas dos rios ou com fenómenos de poluição difusa do que propriamente com a eficiência de tratamento da ETAR, os caudais de tempestade deverão ser previstos e deverá ser equacionada a criação de reservatórios de tempestade que armazenem os caudais excedentários e que posteriormente aos períodos de precipitação devolvam esses caudais ao sistema de tratamento, sem o por em causa, e salvaguardando a qualidade do meio receptor. As diferenças de comportamento dos sistemas de tratamento em tempo seco e em tempo húmido, deverão assim ser contempladas no dimensionamento dos sistemas de tratamento, conforme, de resto, o estabelece a Directiva do Conselho n.º 91/271/CEE, de 21 de Maio de 1991. Também os caudais dos rios vão contribuir de forma muito significativa para a carga contaminante de águas costeiras, podendo comprometer os critérios de qualidade do meio receptor, devendo como tal ser tidos em consideração na concepção do sistema. O mesmo se passa com os pontos de descarga estradas, m áreas impermeabilizadas ou nos solos.
nas, bem como com parâmetros estéticos, dado estarem em causa o uso balnear e o uso para
O e coliformes fecais, são as indicadas na figura 1.1.
de
50 a 500 vezes superiores aos exigidos pela Directiva das Águas Balneares, pelo que será necessário ional nas águas costeiras. Também a redução garantida relativamente à amónia é reduzida, requerendo a remoção de carga de de águas residuais, muitas vezes contaminadas pelo arraste de poluentes depositados nas
e
Como já se referiu os processos de tratamento deverão ser adequados para que se atinjam os critérios de qualidade estabelecidos para o meio receptor. No que respeita às águas interiores os parâmetros mais relevantes são os sólidos suspensos totais (SST), a carência bioquímica de oxigénio aos 5 dias (CBO5), e a amónia, ou o azoto total e o fósforo total, nas áreas classificadas como sensíveis. No que se refere às águas costeiras os parâmetros mais relevantes relacionam-se com as concentrações bacteria
fins conquícolas.
De acordo com WRc (1990), as eficiências de remoção garantidas pelos tratamentos primário e secundário para os parâmetros SST, CBO5, CQ
Conforme aí se vê o tratamento primário permite reduções substanciais na CBO5 e nos SST, mas não reduz significativamente as cargas bacterianas, pelo que o benefício da adopção deste tipo tratamento em águas costeiras poderá ser marginal, particularmente quando essas águas receptoras têm grande capacidade para assimilar a CBO5 e os SST.
Observa-se que o tratamento secundário garante reduções substanciais de SST e de CBO5, mas que a redução que garante de coliformes fecais é apenas de uma concentração inicial de 106 NMP/100 ml para 104 ou 105 NMP/100 ml, valores que são
garantir diluição adic
Figura 1.1: Eficiência do tratamento primário e secundário (Adaptado de WRc (1990)).
A eficiência do tratamento secundário para remover CBO5 e SST é importante quando a descarga se faz em águas interiores ou baías interiores com baixa diluição. Para descargas em águas costeiras abertas com grande capacidade de diluição e assimilação essas eficiências de remoção constituem um
vezes com cargas contaminantes que obrigam a que sejam geridas como resíduos perigosos (WRc,
oncentrações e bactérias diminuem em cerca de 2 h até um nível que garante o cumprimento dos critérios de ualidade da Directiva das Águas Balneares.
benefício marginal, com a agravante que teremos que gerir quantidades de lamas apreciáveis e muitas
1990).
O tratamento com descarga no mar utiliza a capacidade do meio receptor para completar o tratamento efectuado em terra tratando-se de um processo natural com capacidade de redução das concentrações bacterianas em diversas ordens de magnitude.
Apresenta-se na figura 1.2 a eficiência do tratamento com descarga no mar precedido de tratamento preliminar, para remoção de sólidos graúdos e gorduras, de acordo com resultados de WRc (1990). Conforme se vê a diluição inicial do efluente quando atinge a superfície da água pode reduzir o número de coliformes fecais em um factor de 200, isto é, de 1,0x107 NMP/100 ml para 5,0x104 NMP/100 ml. Através do processo subsequente de dispersão secundária e decaimento bacteriano as c
d q
Figura 1.2: Eficiência do tratamento no com descarga no mar (Adaptado de WRc (1990)).
Apresenta-se na figura 1.3 com maior pormenor a eficiência do processo de dispersão secundária, mostrando-se a dispersão com uma diluição inicial de 50 e com uma diluição inicial de 2000, para uma concentração inicial de 107 NMP/100 ml.
Figura 1.3: Concentração bacteriana durante o processo de dispersão secundária, sem decaimento (Adaptado de WRc (1990)).
A figura 1.3 permite concluir que o efeito da diluição inicial perde significado, quando comparado com a diluição secundária. Geralmente é necessária uma diluição de cerca de 5000 para garantir o critério da Directiva das Águas Balneares, o que se consegue, no presente exemplo, ao fim de 4 horas de dispersão secundária, mesmo com uma diluição inicial baixa de 50. A inactivação das bactérias na presença de luz solar irá reduzir aquele tempo consideravelmente.
Assim, na eventualidade de recorrermos à utilização de um emissário submarino como forma de descarga de águas residuais urbanas ampliamos enormemente a nossa capacidade de tratamento. Actualmente existem na costa portuguesa os emissários submarinos que se identificam na figura 1.4 e cujas características se resumem em Reis et al. (2001) e em Santos et al. (2006).
Como já se referiu as águas residuais descarregadas através de um submarino a uma dada profundidade, encontram-se sujeitas a duas fases de diluição: diluição inicial e diluição secundária. A diluição inicial deve-se ao facto da mancha de água residual, ou pluma, formada pelo jacto do efluente, ter tendência a ascender à superfície, dado que é menos densa que a água salgada do mar. Durante este processo a água residual sofre uma certa diluição. Posteriormente, o topo da pluma tende a deslocar-se horizontalmente de acordo com a velocidade da massa líquida. Como tal, a concentração do efluente vai diminuindo, sofrendo uma diluição denominada diluição secundária.
No que respeita à carga microbiológica, ocorre uma redução da sua concentração devido ao aumento da taxa de mortalidade no ambiente agressivo a que os microorganismos ficam sujeitos, devido ao choque osmótico, ao pH, à temperatura, à predação por outros organismos, à exposição aos raios UV e à sedimentação. Esta redução ocorre de acordo com um parâmetro denominado T90, o qual representa o tempo necessário para a redução de 90% do número de bactérias presentes num determinado volume de água.
A diluição resultante destes três fenómenos denomina-se diluição compósita.
Uma boa difusão inicial, ou diluição inicial, da água residual urbana na massa líquida que circunda as saídas dos emissários, faz com que a qualidade da água nas zonas de banhos passe a estar estritamente dependente da concentração bacteriológica. Por esse motivo, a extensão do emissário é determinada através do controlo do teor da concentração bacteriológica.
Após a descarga, verifica-se uma redução acentuada da concentração bacteriológica e, posteriormente, uma grande resistência à redução dessa concentração. A expressão que define esta redução em função do tempo é dada por Nt / N0 = 10 –kt, em que N0 traduz o n.º de bactérias no início da descarga (concentração inicial), Nt traduz o n.º de sobreviventes após o tempo t, em horas, e k é um factor constante (k = 1/T90), em que T90 é o tempo, em horas, necessário para se reduzir em 90% a concentração bacteriológica (Ambrósio, 1965).
Os principais factores responsáveis pela redução da concentração bacteriológica são a diluição provocada pela mistura das águas do mar e do efluente, a sedimentação das matérias decantáveis constituintes do efluente, na zona em torno da saída do emissário e a mortalidade, devida à temperatura, ao pH, à acção bacteriofágica de certos organismos, o choque osmótico devido à rápida mudança de salinidade, a radiação solar e a turbulência, entre outros. Estes três factores encontram-se expressos através da constante k referida anteriormente (Ambrósio, 1965).
Quanto menor for o grau de tratamento do efluente em terra menor será o valor de T90 (maior k), pois a quantidade de bactérias presentes é tão elevada que a sua redução de 90% ocorre rapidamente,
apesar do número total se manter elevado. Os valores de T90, determinados em várias experiências om diferentes emissários colocados em zonas distintas, podem variar entre 1,4 e 4,0 horas (efluentes brutos ou decantados) ou entre 4,0 e 10,0 horas (efluentes previamente tratados), mas normalmente eralmente razoável ssumirem-se os valores T90=5,0 horas e T90=7,5 horas (efluentes brutos ou decantados), por
tudos
mento em terra menor será o comprimento do emissário e vice-versa.
taxas que deverão ser respeitadas.
inadas, e a escolha dos melhores indicadores de contaminação
(Cabelli, 1983), revelaram um aumento de incidência de gastroenterite em banhistas quando comparados com não banhistas, e c
não ultrapassam as 8,0 horas. Como é difícil fixar um valor rigoroso para T90, é g a
exemplo (Ambrósio, 1965).
No caso de se efectuar um pré-tratamento antes da descarga através do emissário, podem-se efectuar algumas operações simples como a gradagem e a remoção de areias, e de óleos e gorduras. O tratamento físico, químico ou biológico pode ser essencial para remoção de vírus, uma vez que es indicam valores de T90 da ordem de 48 horas (Ambrósio, 1965). Os metais pesados e as substâncias tóxicas devem ser controladas na própria fonte porque a sua remoção é um processo difícil e dispendioso, dando origem a lamas contaminadas.
Quanto maior for o grau de trata
Torna-se assim necessária uma avaliação económica da solução a adoptar, de forma a alcançar um compromisso entre o grau de tratamento e o comprimento do emissário. Um emissário mais extenso poderá permitir a eliminação do tratamento a montante, dado que ocorre uma grande diluição após a descarga e durante o percurso até à linha de costa. Note-se que a degradação biológica que ocorre na ETAR ocorre naturalmente no ambiente marinho, ainda que dentro de limites e com
Para além do uso do meio receptor para fins balneares e conquícolas, poderão ainda ser considerados outros tipos de usos, tais como a amenidade básica, que se refere a condições gerais de estética das águas costeiras, a conservação dos ecossistemas, condições piscícolas, a pesca comercial, outros usos recreativos com contacto ou outros usos que afectam ou são afectados pela qualidade da água (captações, colheita de algas, etc.). Estes usos deverão ser objecto de zonificação no meio receptor, podendo-se definir objectivos e critérios de qualidade para cada tipo.
Uma fonte geradora de controvérsia tem sido os riscos potenciais para a saúde pública decorrentes da utilização balnear de águas contam
para vigilância de águas balneares. Sabe-se que as águas balneares podem ser veículo de transmissão de variadíssimas doenças e, como tal, as preocupações com a qualidade dessa água são naturalmente justificadas. Estudos epidemiológicos conduzidos pela USEPA
que essa diferença de risco está relacionada com contaminação microbiológica, tais como infecção viral pelo vírus Norwalk e rotaviroses. Naturalmente que o risco para a saúde pública diminui com o
aumento do nível de saúde da população. De acordo com Cabelli (1983) e Cabelli (1989), o indicador
Enterococos intestinalis será o mais indicado para águas costeiras, dado que apresenta a melhor
correlação com sintomas gastro-intestinais (vómitos, diarreias, náuseas e dores de estômago), o qual veio a ser considerado como parâmetro normativo na Directiva do Parlamento Europeu e do Conselho n.º 2006/7, de 15 de Fevereiro de 2006.