PARÂMETROS UTILIZADOS NA AVALIAÇÃO DE CONTROLE DE EFLUENTES LÍQUIDOS

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UNIVERSIDADE FEDERAL DO PARÁ
INSTITUTO DE TECNOLOGIA
FACULDADE DE ENGENHARIA QUÍMICA
PAULA GABRIELLA NUNES PEREIRA
PARÂMETROS UTILIZADOS NA AVALIAÇÃO DE CONTROLE DE EFLUENTES LÍQUIDOS
BELÉM - PA
2020
1. INTRODUÇÃO
O desenvolvimento industrial, ao longo dos anos, acarretou no aumento do consumo de água e utilização de novos materiais para otimização de processos, o que originou um maior volume de resíduos e está associado com o aumento da poluição hídrica. Esse desenvolvimento acaba resultando na geração, em larga escada, de resíduos e efluentes, que, na maioria dos casos, não são corretamente manejados e muito menos destinados de forma adequada retornando para natureza sem o mínimo de cuidado e tratamento. (ALVES, A. C. M. et al., 2007)
A definição de poluição pode ser descrita como qualquer alteração física, química ou biológica, que produza modificação no ciclo biológico normal, ocasionando na perda das condições aquáticas favoráveis à vida animal e vegetal, ou seja, interferindo na composição da fauna e flora do meio. A poluição aquática, cada vez mais severa e recorrente, interfere na qualidade das águas impossibilitando muitas vezes, o seu uso, principalmente para o consumo humano. (AGUIAR et al., 2002)
Os efluentes gerados pelas indústrias devem ser identificados com base em uma análise de processos e operação que utilizam a água, tanto como matéria-prima quando como produto auxiliar. Suas características dependem da natureza da indústria; das matérias-primas processadas; das etapas de transformação utilizadas no processo; da incorporação de substâncias indesejáveis à água (como detergentes, solventes, pigmentos, óleos, etc.); do porte da indústria e do modelo de gestão empregado. (ALBERGUINI, 2005)
Atualmente, o grau de tratamento necessário para o lançamento em um corpo receptor de efluentes tratados ou não, oriundos de atividades industriais, leva em conta os padrões legais de emissão e de qualidade. O adequado gerenciamento dos efluentes é importante para minimizar impactos ambientais, proveniente da adoção de procedimentos específicos de coleta e tratamento. (CAVALCANTE, 2009)
Em estações de tratamento de efluentes (ETE) há diversos processos e etapas para o tratamento de águas residuais que dependem da carga poluidora para serem planejados. Os tratamentos podem ser classificados como físicos, químicos e biológicos, de maneira que para controlar a eficiência das ETEs são realizados ensaios de caracterização em amostras coletadas antes (amostra bruta) e depois (amostra tratada) dos estágios de tratamento. (NUNES, 2004)
Por meio das análises realizadas nas amostras da ETE é possível atribuir aos efluentes características físico-químicas como pH, temperatura, turbidez, sólidos sedimentáveis, sólidos em suspensão, demanda bioquímica de oxigênio (DBO), demanda química de oxigênio (DQO), dentre outros. Os resultados das análises destes parâmetros tornam possível o controle dos efluentes para descarte em corpos d’água. (NUNES, 2004)
Nesse contexto, este trabalho visa, resumidamente, apresentar as principais metodologias empregadas na medição desses importantes parâmetros indicadores de qualidade da água utilizados na avaliação de controle desses efluentes líquidos. 
2. ETAPAS DO TRATAMENTO DE EFLUENTES INDUSTRIAIS 
Para se conseguir boas eficiências de remoção e/ou ajuste de cada um dos parâmetros, as técnicas de tratamento são divididas nos seguintes níveis: pré-tratamento, tratamento primário, tratamento secundário e tratamento terciário.
2.1 Tratamento preliminar
Tem como objetivo principal a redução de sólidos grosseiros em suspensão. Consiste na preparação do efluente para o tratamento posterior, evitando obstruções e danos em equipamentos da planta de tratamento. Os mecanismos de remoção são de ordem física. (TELLES, D.; COSTA, R., 2007)
2.2 Tratamento primário
Basicamente, esta etapa de tratamento é constituída por processos físico-químicos, onde ocorre à passagem do efluente por uma unidade de sedimentação, colaborando para melhorar a remoção de sólidos sedimentáveis. Acredita-se, que somente com esses tratamentos, consiga-se remover cerca de 60 a 70% de sólidos em suspensão, de 20 a 45% da DBO e 30 a 40% de coliformes. (TELLES, D.; COSTA, R., 2007)
2.3 Tratamento Secundário 
O termo tratamento secundário engloba todos os processos biológicos de tratamento de efluentes, tanto os de natureza aeróbia quanto os de natureza anaeróbia, e visam essencialmente converter a matéria orgânica biodegradável dos efluentes em gases e sólidos inorgânicos e material biológico sedimentável, que podem ser separados por efluente por sedimentação. (TELLES, D.; COSTA, R., 2007)
Von Sperling (2005) ressalta que nesta etapa há remoção de matéria orgânica através de reações bioquímicas, realizadas por microorganismos. Estes por sua vez, transformam a matéria orgânica em gás carbônico, água e material celular. A literatura ressalta também que pode haver uma remoção tanto da DBO como para coliformes de 60 a 99%. Já para os nutrientes, pode haver uma redução de 10 a 50%, podendo este valor ser superior, caso haja unidades específicas pra isso.
2.4 Tratamento Terciário
Também conhecido como tratamento avançado, consiste numa série de processos destinados a melhorar a qualidade de efluentes provenientes dos tratamentos anteriores. Nem sempre está presente nas ETEs. Geralmente, este processo pode ser empregado na redução de: sólidos em suspensão, carga orgânica biodegradável e não biodegradável, micropoluentes, cor, sais minerais e nutrientes. (TELLES, D.; COSTA, R., 2007)
O quadro 1 apresenta uma breve descrição das etapas de tratamento para facilitar compreensão.
Quadro 1: Etapas do tratamento.
	Tratamento
	Descrição
	Tratamento Preliminar
	Remove material de granulometria pequena, sólidos em suspensão e parte da matéria orgânica.
	Tratamento Primário
	Consistem na remoção de sólidos que permaneceram após a primeira etapa, que principalmente arrastam sólidos em suspensão e matéria orgânica. Normalmente realizado com adição de produtos químicos que vai forçar a precipitação de sólidos ou por algum tipo de processo de filtração que é empregado pra remoção de sólidos em suspensão e material graxo (óleos e graxas) que não foram removidos na primeira etapa.
	Tratamento Secundário
	É empregado para remoção, via ação biológica, do material em solução de natureza biodegradável. É, portanto, característico de todos os processos de tratamento por ação de microrganismos.
	Tratamento Terciário
	Remoção de resíduos sólidos em suspensão que são arrastados do tratamento secundário ou qualquer outra etapa anterior, e ocorre geralmente por meio de algum tipo de sistema de filtração. A desinfecção é também tipicamente uma parte do tratamento terciário. Também, a remoção de compostos orgânicos recalcitrantes e/ou refratários ou ainda remoção de cor, de odor ou até mesmo na desinfecção do despejo.
Fonte: JORDÃO (2005)
3. METODOLOGIA DOS PARÂMETROS 
3.1 Temperatura
A temperatura é a medida de intensidade de calor, sendo considerada um importante parâmetro, pois influencia diretamente nas propriedades da água e seu aumento provoca alterações, acelerando reações químicas, reduzindo a solubilidade dos gases e acentuando as sensações de sabor e odor. (MOTA, 2003)
Variações de temperatura são parte da natureza climática normal, e corpos de água naturais apresentam variações sazonais e diurnas, bem como estratificação vertical. A temperatura superficial é influenciada por fatores tais como latitude, altitude, estação do ano, período do dia, taxa de fluxo e profundidade. A elevação da temperatura em um corpo d'água geralmente é provocada por despejos industriais (indústrias canavieiras, por exemplo) e usinas termoelétricas. (FELDKIRCHER, 2014)
3.2 PH
O pH influencia o grau de solubilidade de diversas substâncias e na distribuição das formas livres e ionizadas em água. Com a introdução de qualquer tipo de efluente, os valores de pH de um recurso hídrico são facilmente modificados, podendoafetar consideravelmente as características do ambiente aquático e consequentemente a vida dos seres existentes ali. (FELDKIRCHER, 2014) 
A influência do pH sobre os ecossistemas aquáticos naturais dá-se diretamente devido a seus efeitos sobre a fisiologia das diversas espécies. Também existem efeitos indiretos como, por exemplo, determinadas condições de pH que contribuem para a precipitação de elementos químicos tóxicos como metais pesados e outras condições que podem exercer efeitos sobre as solubilidades de nutrientes. Desta forma, as restrições de faixas de pH são estabelecidas para as diversas classes de águas naturais, tanto de acordo com a legislação federal. (STEIN, 2014)
Nas estações de tratamento de águas, são várias as unidades cujo controle envolve as determinações de pH. A coagulação e a floculação que a água sofre inicialmente é um processo unitário dependente do pH; existe uma condição denominada “pH ótimo” de floculação que corresponde à situação em que as partículas coloidais apresentam menor quantidade de carga eletrostática superficial. Basicamente, o pH da água final deve ser controlado para que os carbonatos presentes sejam equilibrados e não ocorra nenhum efeito indesejado nos processos de tratamento. 
3.3 Sólidos (totais, sedimentados e em suspensão)
A presença de sólidos no efluente, leva a um aumento da turbidez do líquido, assim influenciando diretamente na entrada de luz e diminuindo o valor de saturação de oxigênio dissolvido. Para o recurso hídrico, os sólidos podem causar danos aos peixes e à vida aquática. Eles podem se sedimentar no leito dos rios destruindo organismos que fornecem alimentos, ou também danificar os leitos de desova de peixes. Os sólidos podem reter bactérias e resíduos orgânicos no fundo dos rios, promovendo decomposição anaeróbia. (NUNES, 2004)
Um efluente contém uma grande variedade de materiais sólidos, geralmente proveniente de material coloidal. Os sólidos mais grosseiros são retirados antes mesmo da coleta de amostra para análise de sólidos. Normalmente, cera de 60% dos sólidos em suspensão em um efluente doméstico são sedimentáveis. (FELDKIRCHER, 2014)
Define-se o parâmetro Sólidos totais como sendo o resíduo que permanece após evaporação da amostra (bem homogeneizada) e secagem a uma temperatura definida. Enquanto Sólidos não filtráveis ou em suspensão referem-se ao resíduo retido após a filtração. 
Sólidos sedimentáveis são determinados para controlar o assoreamento dos corpos hídricos. Consiste no material em suspensão que sedimenta após um tempo definido. 
Segue alguns métodos que se destacam no tratamento dos sólidos em um efluente:
3.3.1 Gradeamento
O gradeamento é composto por barras de ferro ou aço que são dispostas paralelamente para reter os sólidos grosseiros presentes nos esgotos sanitários. Com a retenção dos sólidos, é possível evitar abrasão nos equipamentos e tubulações; eliminar ou reduzir a possibilidade de obstrução em tubulações, tanques, orifícios, sifões e facilitar o transporte do líquido.
A escolha do espaçamento entre as barras da grade é feita em função do diâmetro dos sólidos que se pretende reter. Por isso, as barras podem ser classificadas em grosseiras, médias, finas e ultrafinas. (CARVALHO, 2011)
3.3.2 Caixa de areia ou desarenador
Com a caixa de areia, é possível reter areia com características indesejáveis ao efluente ou corpo receptor; armazenar o material retido durante o período entre a limpeza, remoção e transferência do material retido. A separação é feita por operação unitária de sedimentação dos grãos de areia de maior dimensão e densidade. (JORDÃO, E.; PESSÔA C. A., 2005)
3.3.3 Flotação por ar dissolvido
A flotação é um processo para a separação de sólidos ou de líquidos de baixa densidade de partículas a partir de uma fase líquida, onde a separação é provocada pela introdução de bolhas de gás nessa fase. Segundo Waelkens (2010), o processo de flotação convencional consiste das seguintes etapas: geração das bolhas de gás (normalmente utiliza-se ar atmosférico) no interior do efluente; colisão entre as bolhas de gás e as partículas em suspensão, sólidas ou oleosas; adesão das bolhas de gás nas partículas e ascensão dos agregados partículas/bolhas até a superfície, onde são removidas.
Os processos de flotação podem ser classificados de acordo com o método de geração de bolhas, sendo a flotação por ar dissolvido (FAD) um dos métodos convencionais. A FAD utiliza bolhas de dimensões micrométricas (30 - 100μm), o que possibilita a remoção de partículas coloidais e ultrafinas (< 5μm). No processo FAD, o ar é dissolvido em água em um saturador sob pressão maior do que a atmosférica, através de uma válvula no tanque contendo o efluente que se deseja tratar. Quando a pressão no fluxo de água saturada é reduzida, o líquido fica supersaturado e o ar em excesso é liberado sob a forma de pequenas bolhas que aderem à fase em suspensão (partícula 6 ou gotícula), flotando-as à superfície. (MARCHETTI, 2014)
3.4 Demanda Bioquímica de oxigênio (DBO)
A DBO é a quantidade de oxigênio necessária para oxidação da matéria orgânica presente no efluente, através de bactérias aeróbias. Num efluente, quanto maior a quantidade de matéria orgânica biodegradável, maior é a DBO. (FELDKIRCHER, 2014)
3.4.1 Determinação da DBO
Neste caso, como a concentração de oxigênio dissolvido presente inicialmente na amostra é maior do que a demanda esperada, a análise pode ser desenvolvida de forma bastante simples. Em dois frascos de DBO coletam-se as amostras da água do rio ou lago no ponto em que se pretende analisar. Todos os procedimentos de coleta devem ser respeitados, pois do contrário as interferências nos resultados podem invalidá-los totalmente. Em um dos frascos mede-se o oxigênio dissolvido presente na amostra no instante da coleta (oxigênio dissolvido inicial). Quando se emprega o método químico para a análise do “OD inicial”, apenas a etapa de fixação do OD necessita ser feita imediatamente após a coleta. As demais podem ser desenvolvidas após a chegada ao laboratório. O outro frasco em que se coletou a amostra de água deverá ser conduzido diretamente para a incubadora, onde deverá permanecer cinco dias a 20°C para a ocorrência das reações bioquímicas. Ao final deste período, deve-se determinar a concentração de oxigênio dissolvido - “OD final”, segundo os mesmos procedimentos anteriormente recomendados. A DBO (de 5 dias a 20°C) será a diferença entre as concentrações de oxigênio dissolvido inicial e final.
3.5 Demanda Química de Oxigênio (DQO)
A DQO é a quantidade de oxigênio necessária pra oxidar a matéria orgânica, com o auxílio de um agente químico. Os valores obtidos na DQO são uma medida indireta do teor de matéria orgânica presente. A DQO mede o consumo de oxigênio para oxidar compostos orgânicos, biodegradáveis e não biodegradáveis, com oxidação exclusivamente química. (MOTA, 2003)
Como mencionado anteriormente, o DQO faz a medição de matéria orgânica utilizando um oxidante químico. É crucial que o oxidante usado seja forte o suficiente para reagir virtualmente com toda matéria orgânica na amostra. (Site 1)
Atualmente, a maioria dos testes de DQO utilizam dicromato de potássio como oxidante.  O dicromato de potássio é um sal de crômio hexavalente com uma coloração alaranjada e é um oxidante muito forte. Entre 95-100% de todo material orgânico pode ser oxidado através do dicromato. Uma vez que o dicromato oxida uma substância, esta é convertida em crômio hexavalente, da qual possui uma coloração esverdeada.
A digestão é realizada em amostras com uma certa quantidade de oxidante, ácido sulfúrico e calor (150ºC). Sais de metais são usualmente inclusos para suprimir qualquer interferência e para catalisar a digestão. A digestão tipicamente leva duas horas para ser realizada. Durante a digestão, é necessário que haja um excesso de oxidante; isto assegura a completa oxidação da amostra. Assim como o resultado, é importante determinar a quantidade excedida de oxidante. Os dois métodos mais comuns são a titulação e a colorimetria.3.5.1 Método Titulométrico de DQO
No método de titulação para a determinação de DQO, o excesso de dicromato é reagido com um agente redutor, sulfato de amônio ferroso. Como o Sulfato de Amônio Ferroso (FAS) é adicionado lentamente, o excesso de dicromato é convertido para sua forma trivalente.
Assim que todo o excesso de dicromato reagir, um ponto de equivalência será alcançado. Este ponto significa que a quantidade de sulfato de amônio ferroso adicionado é igual à quantidade excedida de dicromato. A indicação por cor também sinaliza o ponto final, mas o processo pode ser automatizado com um indicador potenciométrico (como um eletrodo). (Site 1)
Depois, é possível calcular quanto dicromato foi para material orgânico oxidante com base em quanto adicionamos inicialmente e quanto sobrou.
3.5.2 Método Colorimétrico de DQO
Também pode-se observar o consumo do dicromato através da mudança na absorbância da amostra. As amostras absorvem um comprimento de onda particular devido a cor do crômio trivalente (Cr3+) e do crômio hexavalente (Cr6+).
Dessa forma, quantifica-se a quantidade de crômio trivalente numa amostra após a digestão, medindo a absorbância da amostra num comprimento de onda de 600 nm em um fotômetro ou espectrofotômetro. Alternativamente, a absorbância do crômio hexavalente em 420 nm pode ser usada para determinar a quantidade de excesso de crômio ao fim da digestão para enfim, encontrar os valores de DQO. (Site 1)
3.6 Óleos e graxas
Os óleos e graxas são substâncias orgânicas de origem mineral, vegetal ou animal. Estas substâncias geralmente são hidrocarbonetos, gorduras, ésteres, entre outros. São raramente encontrados em águas naturais, normalmente oriundos de despejos e resíduos industriais, esgotos domésticos, efluentes de oficinas mecânicas, postos de gasolina, estradas e vias públicas. Os despejos de origem industrial são os que mais contribuem para o aumento de matérias graxas nos corpos d’água. A pequena solubilidade dos óleos e graxas constitui um fator negativo no que se refere à sua degradação em unidades de tratamento de despejos por processos biológicos e, quando presentes em mananciais utilizados para abastecimento público, causam problemas no tratamento d’água. A presença de material graxo nos corpos d’água, além de acarretar problemas de origem estética, diminui a área de contato entre a superfície da água e o ar atmosférico, impedindo, dessa maneira, a transferência do oxigênio da atmosfera para a água. Os óleos e graxas em seu processo de decomposição reduzem o oxigênio dissolvido causando alteração no ecossistema aquático. (ZANITH, 2016)
O termo “Óleos e Graxas” é definido como qualquer material recuperado de uma substância solúvel no solvente. Isso inclui compostos de enxofre, certos corantes orgânicos e clorofila. Os solventes usados são éter de petróleo, n-hexano e triclorotrifluoretano. 
3.6.1 Extração por solvente 
Óleos e graxas, de acordo com o procedimento analítico empregado, consistem no conjunto de substâncias que em determinado solvente consegue extrair da amostra e que não se volatiliza durante a evaporação do solvente a 100 oC. Estas substâncias, ditas solúveis em n-hexano, compreendem ácidos graxos, gorduras animais, sabões, graxas, óleos vegetais, ceras, óleos minerais, etc. Este parâmetro costuma ser identificado também por MSH – material solúvel em hexano.
3.7 Oxigênio dissolvido
O oxigênio dissolvido é indispensável para os microorganismos aeróbios e qualquer forma de vida aeróbia, no entanto é pouco solúvel em água. A quantidade real de oxigênio que pode estar presente em uma solução é regida pela solubilidade do gás, a pressão parcial do gás na atmosfera, a temperatura e a concentração de impurezas na água. Como a taxa de reações bioquímicas aumenta nos meses mais quentes, a tendência é que os níveis de oxigênio diminuam no verão, causando assim a eliminação de alguns organismos aeróbios. (RICHTER, 2007)
Para a determinação da concentração de oxigênio dissolvido em águas são disponíveis o método eletrométrico e o método químico. 
3.7.1 Método Eletrométrico 
No método eletrométrico, empregam-se aparelhos chamados de oxímetros ou medidores de OD, em que a sonda do eletrodo possui uma membrana que adsorve seletivamente o oxigênio, tendo por base o seu raio de difusão molecular. Estes aparelhos precisam ser calibrados antes do uso, empregando-se solução de sulfito de sódio para a calibração do OD zero e água aerada e refrigerada para a calibração do valor de saturação. Apesar da simplicidade, uma vez que basta calibrar o aparelho e executar a medição direta, ocorrem frequentemente problemas de descalibração ou de perfuração ou desativação da membrana, o que leva a resultados não confiáveis, especialmente em situações de campo. Portanto, deve-se tomar cuidado em seu uso, devendo-se freqüentemente comparar-se os resultados com os obtidos pelo método químico. (FERREIRA, L. H., 2004)
Nestes aparelhos, dois eletrodos metálicos são mergulhados em um eletrólito contido em uma membrana seletiva. A membrana impede a passagem de água e de sólidos dissolvidos, sendo que o oxigênio e outros gases se difundem através dela. Sob a ação de uma diferença de potencial entre os eletrodos e na presença de oxigênio no eletrólito.
A intensidade da corrente elétrica gerada é proporcional à concentração de oxigênio dissolvido dentro da membrana que, por sua vez, é proporcional ao OD da amostra onde o sensor encontra-se mergulhado. Há a necessidade de correção dos resultados em função da temperatura, que influencia na permeabilidade da membrana. (FERREIRA, L. H., 2004)
3.7.2 Método Químico
O método químico utilizado é o conhecido método de Winkler modificado pela ázida de sódio, que compreende diversas fases. A primeira delas é a fixação do oxigênio dissolvido da amostra, que deve ser feita imediatamente após a coleta, para evitar alterações na concentração. As amostras de água da superfície devem ser retiradas através de imersão cautelosa do frasco para evitar borbulhamento. As amostras em profundidade são coletadas usando-se amostradores especiais. Após a coleta, são adicionadas à amostra as soluções de sulfato manganoso, MnSO4, e a solução álcali-iodeto-azida, que contém hidróxido de sódio, NaOH, iodeto de sódio, NaI, e a azida sódica, NaN3.
A fixação do oxigênio dissolvido ocorre através da formação de óxido de manganês. Nesta etapa ocorre intensa floculação da amostra. A azida de sódio é utilizada para a remoção da interferência de nitritos.
A segunda fase é a liberação de iodo, que ocorre após a adição de ácido sulfúrico concentrado, que provoca a ruptura dos flocos e o desenvolvimento de uma coloração amarelada, cuja intensidade é proporcional à concentração de oxigênio dissolvido presente inicialmente na amostra. 
A fase final da análise é a titulação do iodo liberado com tiossulfato de sódio (iodometria). O indicador desta reação é uma solução de amido, com viragem de azul para incolor. Os resultados são expressos finalmente em termos de mgO2/L, utilizando-se o equivalente-grama do oxigênio (em mg). 
3.8 Nitrogênio total
Segundo Feldkircher 2014, o nitrogênio pode estar presente na água sob a forma molecular, amônia, nitrito e nitrato. Assim como o fósforo, é um elemento indispensável para o crescimento de microrganismos e algas, mas em excesso também causa a eutrofização. Para o tratamento biológico de efluentes é necessário que o nitrogênio esteja presente; caso a quantidade seja insuficiente, é necessário inseri-lo para uma maior eficiência no tratamento.
De acordo com Von Sperling (1996), diferentes fatores ambientais influenciam diretamente na taxa de crescimento dos organismos nitrificantes, como temperatura, pH, oxigênio dissolvido e outras substâncias.
A remoção biológica do nitrogênio presente em efluentes líquidos é possível através de uma série de reatores, onde ocorrem os processos de nitrificação e desnitrificação (DERKS, 2007).
3.8.1 Nitrificação Biológica
De acordo com Derks (2007), o nitrogênio se altera de várias formas e estados de oxidaçãodurante o seu ciclo na biosfera. Em efluentes (domésticos ou agroindustriais), as formas mais comuns de nitrogênio são: nitrogênio orgânico, amoniacal e, em menor quantidade, nitrato e nitrito.
A nitrificação é um processo biológico no qual ocorre a conversão de amônia em nitrito e posteriormente em nitrato, exigindo o suprimento suficiente de oxigênio dissolvido para manter as condições adequadas ao desenvolvimento de bactérias nitrificantes (DERKS, 2007).
Dessa forma, a nitrificação ocorre em duas etapas sequenciais: nitritação, com oxidação da amônia em nitrito pela ação de bactérias oxidadoras de amônia (BOA), e nitratação, com a oxidação do nitrito em nitrato, pela ação de bactérias oxidadoras de nitrito. Esses dois grupos de microrganismos são filogeneticamente distintos, não podendo realizar a oxidação de ambas as formas nitrogenadas. (FLECK, L.; TAVARES M. H. F.; EYNG, E., 2015)
3.8.2 Desnitrificação Biológica
O oxigênio é o aceptor de elétrons nos processos de respiração aeróbia. Entretanto, na ausência de oxigênio, passam a predominar organismos que têm a capacidade de utilizar outros ânions inorgânicos como aceptores de elétrons, como os nitratos, sulfatos e carbonatos. Será utilizado primeiramente aquele que estiver disponível no meio e cuja reação libere a maior quantidade de energia. Para o tratamento de efluentes, ambos os requisitos podem ser satisfeitos pelos nitratos, oriundos do processo de nitrificação. (VON SPERLING, 1997)
Diante disso, na ausência de oxigênio, os nitratos são utilizados por microrganismos heterotróficos como aceptores de elétrons na respiração, sendo reduzidos a nitrogênio gasoso (N2). A desnitrificação resulta em efetiva remoção de nitrogênio da massa líquida, uma vez que, o nitrogênio gasoso é liberado para a atmosfera (VON SPERLING, 2007). Como já existe uma elevada quantidade desse gás na atmosfera, sua liberação pelo processo de desnitrificação não representa um problema ambiental. (FLECK, L.; TAVARES M. H. F.; EYNG, E., 2015)
3.8.3 Adsorção
O processo de adsorção refere-se à transferência de um soluto em fase líquida para um adsorvente em fase sólida (Aguiar, 2002). Para a remoção de nitrogênio, a adsorção é um processo bastante eficiente, entretanto a utilização de materiais de resinas trocadoras iônicas para o tratamento de efluentes é economicamente inviável. Por isso, cada vez mais estuda-se o desempenho alguns minerais naturais, como as zeólitas e algumas argilas, que possuem grande capacidade de troca catiônica. Estudos recentes têm demonstrado a eficiência de adsorventes naturais na remoção de amônia de diferentes efluentes brutos, tais como esgotos domésticos e sintéticos, chorume de aterros sanitários, efluentes de laticínios e dejetos suínos. (REISMANN, H.; VIEIRA, B.; RODRIGUES, T., 2017)
3.9 Fósforo
O fósforo é essencial para o crescimento das algas e de outros microrganismos, porém, em excesso, pode causar a eutrofização. O transporte de fósforo de solos para ambientes aquáticos, via escoamento superficial e sub-superficial, pode criar condições nutricionais favoráveis ao crescimento acima do normal de fito e zooplâncton, além de plantas aquáticas superiores. Este crescimento exagerado de biomassa causa aumento na demanda biológica de oxigênio, alteração de pH, turbidez da água, liberação de toxinas, que podem causar morte de peixes, de animais etc. Ele pode ser encontrado nas formas ortofosfato, polifosfato e fósforo orgânico. As principais fontes desse material são a decomposição da matéria orgânica, excrementos animais, detergentes, fertilizantes, esgotos domésticos ou industriais e dissolução de composto do solo. (MOTA, 2003)
3.9.1 Precipitação 
O método de precipitação química (também conhecido como cristalização) em efluentes envolve a adição de um sal de um metal bivalente ou trivalente, causando a precipitação de um fosfato de metal insolúvel, que é separado por sedimentação, na forma de um ortofosfato de metal (Rittmannet al., 2011).
A técnica possui como principais vantagens a sua flexibilidade de aplicação, agilidade do processo, facilidade de controle operacional e tolerância a compostos biologicamente tóxicos. Embora seja a técnica mais empregada na indústria atualmente, a alta demanda por insumos químicos e a produção de lodo com alta concentração de metais pesados encarecem o processo (Maroneze et al., 2014).
Em geral, o sulfato de alumínio é considerado o melhor precipitante, seguido de ferro (III), ferro (II), cálcio e magnésio. O ferro e o alumínio têm sido os sais mais utilizados para a precipitação de fósforo, em virtude do custo e eficiência de remoção (cerca de 95%) (Yeomanet al., 1988). Entretanto, o lodo gerado dificilmente poderá ser reutilizado, e o destino mais comum são os aterros sanitários. Já os sais de cálcio e magnésio surgem como alternativa por possuírem também baixo custo de aquisição, além de facilidade de manuseio.
3.9.2 Adsorção
A técnica de adsorção já é utilizada em processos de tratamento de efluentes desde o século passado, com adição de carvão ativado durante o processo de coagulação, seguido de remoção por sedimentação e filtração; e, desde então, a técnica de adsorção vem sendo utilizada para o tratamento de água e efluentes, utilizando uma variada gama de adsorventes. (REISMANN, H.; VIEIRA, B.; RODRIGUES, T., 2017)
Segundo Aguiar (2002), os equipamentos para a adsorção consistem, normalmente, em colunas de leitos recheado, operados em regime hidráulico de fluxo pistonado. Os materiais mais utilizados para adsorção de fósforo são: minerais e rochas como areia dolomita, zeólitas, bauxita, solos, sedimentos marinhos, subprodutos industriais, materiais à base de ferro, entre outros.
3.10 Metais pesados
Dentre os resíduos introduzidos nos corpos d’água, estes são considerados uns dos mais perigosos por apresentarem alta toxidade, podendo causar sérios problemas à saúde humana.
Os metais pesados, prejudicam a capacidade autodepurativa das águas, pois também têm ação tóxica sobre os microrganismos responsáveis por essa regeneração, através da decomposição dos materiais orgânicos. Uma elevada concentração de oxigênio na água nem sempre significa um indício de condições aeróbias saudáveis; pode indicar também um envenenamento com metais pesados. Assim, para avaliação concreta da qualidade da água, é necessária uma análise da concentração de metais pesados. Este processo apresenta algumas dificuldades, pois a quantidade de metal detectável na água não corresponde obrigatoriamente às verdadeiras proporções da contaminação, uma vez que o conteúdo de metais pesados é muitas vezes maior nos sedimentos de rios e lagos do que nas suas águas. (ALVES, A. C. M. et al., 2007)
Os efluentes líquidos industriais, dependendo do tipo de indústria, possuem características muito específicas e variadas, podendo ser corrosivos, patogênicos, inflamáveis, etc. Devido a estas características, cada efluente requer um tipo específico de tratamento ou uma combinação, de modo a se obter melhores resultados.
3.10.1 Adsorção
A escolha da técnica mais adequada depende das características físico-químicas do poluente. Entretanto, é comum a utilização simultânea de mais de uma técnica de tratamento para um mesmo poluente. Dentre estas técnicas, a adsorção aparece como uma das que pode ser utilizada em diversas situações e, se caracteriza por ser eficiente mesmo quando a concentração do poluente é muito baixa. (ALVES, A. C. M. et al., 2007)
Segundo Aguiar (2002), a adsorção é definida como sendo um processo de transferência de massa na qual uma ou mais substâncias (adsorvato) presente em uma corrente gasosa ou líquida é transferida de forma seletiva para a superfície de um sólido poroso (adsorvente).
Na adsorção, a escolha do sólido adsorvente é um ponto determinante para se alcançar a alta eficiência no processo. Os materiais adsorventes mais utilizados em instalações industriais são: carvão ativado, silica gel, alumina ativada e argilas. Na literatura pode-se observar, no entanto, muitos estudos sobre a utilização de adsorventesnão convencionais, constituídos por compostos de ferro como lama galvânica e a escória de alto-forno, além de outros resíduos industriais. (AGUIAR, 2002)
3.11 Cor
A cor de uma amostra de água está associada ao grau de redução de intensidade que a luz sofre ao atravessá-la (e esta redução dá-se por absorção de parte da radiação eletromagnética), devido à presença de sólidos dissolvidos, principalmente material em estado coloidal orgânico e inorgânico.
É importante ressaltar que a coloração, realizada na rede de monitoramento, consiste basicamente na observação visual do técnico de coleta no instante da amostragem. A cor no ambiente é a cor aparente, composta de substâncias dissolvidas (corantes naturais ou artificiais) e coloidais (turbidez). (MOTA, 2003)
3.12 Turbidez
A promoção de coloração ou o aumento da turbidez, podem reduzir a penetração da luz solar na água, afetando a fotossíntese de algas e plantas aquáticas submersas, estimulando o processo de eutrofização. (ZANITH, 2016)
A turbidez de uma amostra de água é o grau de atenuação de intensidade que um feixe de luz sofre ao atravessá-la (e esta redução se dá por absorção e espalhamento, uma vez que as partículas que provocam turbidez nas águas são maiores que o comprimento de onda da luz branca), devido à presença de sólidos em suspensão, tais como partículas inorgânicas (areia, silte, argila) e de detritos orgânicos, algas e bactérias, plâncton em geral, etc. Os esgotos sanitários e diversos efluentes industriais também provocam elevações na turbidez das águas. Alta turbidez reduz a fotossíntese de vegetação enraizada submersa e algas. Esse desenvolvimento reduzido de plantas pode, por sua vez, suprimir a produtividade de peixes. Logo, a turbidez pode influenciar nas comunidades biológicas aquáticas. Além disso, afeta adversamente os usos doméstico, industrial e recreacional de uma água. (RICHTER, 2007)
Richter (2007) ressalta que a erosão das margens dos rios em estações chuvosas é um exemplo de fenômeno que resulta em aumento da turbidez das águas e que exigem manobras operacionais, como alterações nas dosagens de coagulantes e auxiliares, nas estações de tratamento de águas.
3.12.1 Determinação da Turbidez
A turbidez é medida por meio do turbidímetro ou nefelômetro. Esses equipamentos comparam o espalhamento de um feixe de luz ao passar pela amostra com um feixe de igual intensidade ao passar por uma suspensão (amostra) padrão. Existem ainda outras formas que podem ajudar a determinar as causas da turbidez, como é o caso de análises microscópicos e observações in loco do manancial. 
4. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
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