315CIE ALAGADA LIVRE SAL PARA TRATAMENTO DE EFLUENTES ... · mestrado em engenharia industrial. ... alagada livre (sal) para tratamento de efluentes ... nitrogênio total kjeldahl,

CENTRO UNIVERSITÁRIO DO LESTE DE MINAS GERAIS – UNILESTE-MG.

DEPARTAMENTO DE PÓS-GRADUAÇÃO E PESQUISA.

MESTRADO EM ENGENHARIA INDUSTRIAL.

LINHA DE PESQUISA EM AVALIAÇÃO E MITIGAÇÃO DE IMPACTOS

AMBIENTAIS.

AVALIAÇÃO DO USO DE ÁREAS CONSTRUÍDAS DE SUPERFÍCIE

ALAGADA LIVRE (SAL) PARA TRATAMENTO DE EFLUENTES

SUPERFICIAIS DE PÁTIOS DE COMPOSTAGEM DA INDÚSTRIA DE

CELULOSE.

SEBASTIÃO TOMAS CARVALHO

CORONEL FABRICIANO, M.G., BRASIL. 2010

CENTRO UNIVERSITÁRIO DO LESTE DE MINAS GERAIS UNILESTE- MG.

SEBASTIÃO TOMAS CARVALHO




CELULOSE.

Coronel Fabriciano

2010

Dissertação apresentada ao Programa de Pós-Graduação em Engenharia Industrial do Centro Universitário do Leste de Minas Gerais, UNILESTE – MG, na Linha de Mitigação e Avaliação de Impactos Ambientais, para a obtenção do grau de Mestre em Engenharia Industrial. Orientador: Dr. Millôr Godoy Sabará

CENTRO UNIVERSITÁRIO DO LESTE DE MINAS GERAIS UNILESTE- MG.




CELULOSE.

Por

SEBASTIÃO TOMAS CARVALHO.

Dissertação de mestrado aprovada para obtenção do grau de Mestre em

Engenharia Industrial, pela Banca examinadora formada por:

-----------------------------------------------------------------------------------------

Presidente: Prof. Dr. Millôr Godoy Sabará – Orientador. Universidade do

Estado de Minas Gerais, Campus de Frutal.

-------------------------------------------------------------------------------------------

Prof. Dra. Gabriela von Rückert – Departamento de Pós-

Graduação e Pesquisa do Centro Universitário do Leste de Minas Gerais. DPG/

UNILESTE-MG

---------------------------------------------------------------------------------------------

Prof. Dr. Maurício Novaes Souza. – Diretor do Instituto Federal do Sudeste de

Minas Gerais, Campus São João Del Rey.

CORONEL FABRICIANO, MG, DEZEMBRO DE 2010.

AGRADECIMENTOS

À Deus,

Ao meu orientador e Professor Dr. Millôr Godoy Sabará pelo seu

conhecimento, interesse e responsabilidade com a pesquisa científica e,

sobretudo pela grande contribuição para realização desse trabalho.

À minha família pelo apoio e incentivo especialmente pela minha esposa e

pelos meus filhos que puderam compreender os momentos ausentes durante o

trabalho.

Um agradecimento especial à Cenibra pela oportunidade da realização da

pesquisa, aos senhores Sandro Morais e Leandro Dalvi pelo constante

incentivo.

Aos Engenheiros Ambientais: Plínio, Ronan, Izabela, Helena e Sandra pela

realização do monitoramento da pesquisa.

Aos amigos do laboratório de pesquisas ambientais da Cenibra, um

agradecimento especial ao senhor Leonardo Caux pelo grande apoio.

Aos colegas de curso pela amizade e incentivo.

Aos professores e funcionários do Mestrado em Engenharia Industrial do

UnilesteMG.

Ao Felipe, Vinícius, e Guilherme que sempre estiveram presente e cuidaram da

operação e manutenção do sistema.

Dedico este trabalho a minha esposa Zélia, meus filhos Marina, Gustavo e Gabriel.

RESUMO

Nas últimas décadas, sistemas alagados artificiais têm sido construídos para simular o efeito de áreas alagadas naturais. Áreas Alagadas Construídas estão sendo agora utilizadas para tratar fontes pontuais e difusas de poluição hídrica. Esta pesquisa foi realizada para se avaliar a eficiência de Áreas Alagadas Construídas de Superfície de Água Livre (SAL) na depuração de escoamento superficial poluído gerado em áreas de compostagem de resíduos de celulose Kraft de Eucalyptus. O experimento foi constituído por quatro leitos de superfície alagada livre. Dois foram plantados com Thypha dominguensis Pers.(Thyphaceae) e dois foram deixados sem vegetação. Os quatro leitos apresentavam 30 cm de água. Uma alíquota do efluente era encaminhada para o sistema com vazão de 9,92 ml seg-1 em cada leito para um tempo de residência de 7 dias. O monitoramento do projeto foi realizado no período de fevereiro a outubro de 2008, com frequência semanal, sendo realizadas in situ os parâmetros Temperatura, pH, Oxigênio dissolvido, Saturação de Oxigênio, Potencial Redox, e em laboratório as variáveis DQO, DBO5, Sólidos Suspensos Totais, Nitrogênio Total Kjeldahl, Fósforo total e Turbidez. Os resultados sugerem uma melhoria significativa na qualidade do efluente. Houve diferenças significativas nas eficiências de remoção entre os tanques vegetados com macrófitas, em relação aos tanques sem vegetação. O sistema de áreas construídas de superfície alagada livre (SAL) plantado com Typha Dominguensis, para tratamento do efluente superficial de pátios de compostagem, apresentou boa eficiência de remoção sendo: 26,9 % de DQO, 42,4 % de DBO5, 80,6 % de Sólidos Suspensos Totais, 35,6 % de Nitrogênio total Kjeldahl, 56,5 % de Fósforo total e 71,9 % de Turbidez. Houve um acréscimo significativo, porém pequeno, nos valores de oxigênio dissolvido nos efluentes dos tanques vegetados pela transferência de oxigênio para o leito. Pelo acima exposto, recomenda-se o uso dessa biotecnologia para tratamento de efluentes de pátios de resíduos de polpação de celulose Kraft de Eucalyptus.

Palavras chave: tratamento de efluentes, áreas alagadas construídas, macrófitas.

ABSTRACT

In the last decades constructed wetlands has been build in order to simulate natural wetlands effects, Constructed wetlands are now in use to treatment both point and non-point sources. This research aims to evaluate free water surface constructed wetlands in cleaning polluted surface runoff from Eucalyptus pulping solid waste. Four concreted cells make the experiment design basis. Two of them were planted with Thypha dominguensis Pers.(Thyphaceae), while the other two were left of vegetation. A thirty cm of polluted efluent covered the fours cells due a hydrological system with a constant flow (9,92 ml seg -1). The timing of liquid waste was of seven days. During February to October 2008, a weekly field monitoring measured temperature, pH, O2, redox potential. Samples for QOD and BOD, suspended solids, N- Kjeldahl, Total N e P and turbidly were taken to be run in the laboratory. Results suggests a true improvement in the liquid waste after his passage through Thypha dominguensis cells. In face of the results is it possible to give you an idea about the main conclusions: a) the constructed wetlands prospects are good, especially on removal of organic matter, 26,9% of QOD, 42,4% of BOD, 80,6% Reductions of Total Suspend Solids of 35,6%, Total-N, 56,5 % of Total-P and 71,9 % of turbidly. There was a slight increase on dissolved oxygen. So, we recommend the use and improving of this biotech to treatment of liquid wastes from Eucalyptus pulping.

Key words: Efluentes treatment, Built Flooded Areas, Macrófitas

VIII

SUMÁRIO

1 INTRODUÇÃO .............................................................................................. 13

1.1 Pergunta Básica .................................................................................. 16

1.2 Hipóteses de teste.................................................................................... 17

2 BASES CIENTÍFICAS ................................................................................... 20

2.1 Áreas alagadas naturais e construídas.................................................. 20

2.2 Definição geral de “áreas alagadas” ...................................................... 21

2.3 Visão geral de áreas alagadas construídas ........................................... 22

2.4 Macrófitas ................................................................................................. 23

2.5 As macrófitas emergentes em Áreas Alagadas Construídas............... 25

2.6 Tipos de sistemas de áreas alagadas construídas ............................... 26

2.7 Usos de áreas alagadas construídas ..................................................... 29

2.8 A experiência brasileira com áreas alagadas naturais e construídas. 32

2.9 Mecanismos de depuração em áreas alagadas construídas................ 34 2.9.1 Remoção do Nitrogênio ....................................................................... 37 2.9.2 Remoção de patógenos, metais-pesados, DBO, DQO e SST............. 40 2.9.3 Remoção de fósforo............................................................................. 42

2.10 Chorume oriundo de resíduos de atividades agrícolas e florestais. . 44

3 MATERIAIS E MÉTODOS............................................................................. 48

3.1 Área de Estudo ......................................................................................... 48

3.3 Coleta e plantio das macrófitas .............................................................. 50

3.4 Funcionamento e Operação do Sistema ................................................ 53

3.5 Monitoramento ......................................................................................... 54

3.6 Análises Estatísticas................................................................................ 56

3.7 Remoção de parte da biomassa.............................................................. 57

4 RESULTADOS E DISCUSSÃO..................................................................... 59

4.1 Resultados das análises in situ. ............................................................. 61

IX

4.2 Análises de laboratório............................................................................ 69 4.2.2 Remoção de Sólidos Suspensos Totais (SST) e Turbidez ................. 72 4.2.3 Remoção de fósforo e nitrogênio......................................................... 74 4.2.4 Resultados das análises de concentração de nutrientes nos tecidos da Typha dominguensis..................................................................................... 78

5 CONCLUSÕES ............................................................................................. 81

6 RECOMENDAÇÕES..................................................................................... 83

7 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS .............................................................. 84

X

LISTAS DE TABELAS

TABELA 1 - Precipitação pluviométrica (mm) nos anos de 2007 / 2008. ........ 49

TABELA 2 - Parâmetros físico-químicos monitorados, limites de detecção e

referência metodológica. .................................................................................. 56

TABELA 3 - Principais características dos resíduos sólidos utilizados para

compostagem na área de estudo. .................................................................... 59

TABELA 4 - Valores médios das variáveis físico-químicas na entrada e saída

dos tanques controle e tratamento e a diferença percentual............................ 62

TABELA 5 - Valores médios de Demanda Química e Bioquímica de Oxigênio

(DQO e DBO), (SST), Fósforo Total (PT), Nitrogênio Total Kjeldahl (NTK) e

Turbidez (Turb.) na entrada (E) e saída (S), e a eficiência de remoção (ER) nos

tanques de controle e tratamento..................................................................... 69

TABELA 6 - Valores de eficiência de remoção do tratamento em relação ao

controle (ERTC) para os parâmetros Demanda Química e Bioquímica de

Oxigênio (DQO e DBO), (SST), Fósforo Total (PT), Nitrogênio Total Kjeldahl

(NTK) e Turbidez (TURB. )............................................................................... 70

TABELA 7 - Comparação de eficiências de remoção de SST entre os

resultados desse estudo com tratamentos para efluentes municipais e de

lixiviado de aterro sanitário. Concentrações em mg SST L-1........................... 72

TABELA 8 - Concentrações de N e P em baixa e alta carga. ......................... 75

TABELA 9 - Percentual de nutrientes encontrados em diferentes partes do

tecido de Typha Dominguensis para o tratamento 1. ....................................... 78

TABELA 10 - Percentual de nutrientes encontrados em diferentes partes do

tecido de Typha Dominguensis para o tratamento 2. ....................................... 79

XI

LISTAS DE FIGURAS

Figura 1: Área alagada com fluxo superficial. .................................................. 26

Figura 2: Área alagada com fluxo sub-superficial horizontal. . ......................... 27

Figura 3: Área alagada com fluxo sub-superficial vertical. .. ............................ 27

Figura 4: Transferência de O2 através do sistema radicular. .......................... 36

Figura 5: Imagem da área de estudo. .............................................................. 48

Figura 6: Leito vegetado de área construída de superfície alagada livre. ........ 50

Figura 7: Etapas de construção do experimento. ............................................. 51

Figura 8: Coleta, transporte, plantio e visão do pós-plantio das macrófitas. ... 52

Figura 9: Fluxograma de funcionamento do sistema de áreas alagadas

construídas para o tratamento de efluentes de compostagem......................... 54

Figura 10: Coleta de amostra e análises realizadas no local do experimento...55

Figura 11: Detalhe da poda do sistema remoção da biomassa da taboa........ 58

Figura 12: Valores médios do pH na entrada (IO:E) e saída (IO:S) do

experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de tratamento (T1 e T2). . 62

Figura 13: Valores médios do potencial redox (Eh), mV, na entrada (IO:E) e

saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de

tratamento (T1 e T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão. ......................... 64

Figura 14: Valores médios da temperatura na entrada (IO:E) e saída (IO:S) do

experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de tratamento (T1 e T2). SE

– Erro padrão SD – desvio padrão. .................................................................. 65

Figura 15: Valores médios da concentração de oxigênio dissolvido na entrada

(IO:E) e saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de


Figura 16: Valores médios da saturação de oxigênio dissolvido na entrada

(IO:E) e saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de


Figura 17: Valores médios da concentração de DQO expressa como mg O2 L-1

na entrada (IO:E) e saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1

e C2) e de tratamento (T1 e T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão......... 70

Figura 18: Valores médios da concentração de DBO5 na entrada (IO:E) e saída

(IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de tratamento (T1

e T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão. .................................................. 71

XII

Figura 19: Valores médios da concentração de SST na entrada (IO:E) e saída

(IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de tratamento (T1

e T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão. .................................................. 73

Figura 20: Valores médios da turbidez na entrada (IO:E) e saída (IO:S) do

experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de tratamento (T1 e T2). SE

– Erro padrão SD – desvio padrão. .................................................................. 73

Figura 21: Valores médios da concentração de fósforo na entrada (IO:E) e



Figura 22: Valores médios da concentração de nitrogênio na entrada (IO:E) e


tratamento (T1 e T2). ....................................................................................... 77

13

1 INTRODUÇÃO

A condição de vida das populações humanas é mais bem retratada pela

abrangência dos serviços de tratamento de água e esgoto do que pelas reservas

hídricas medidas em termos meramente quantitativos. A contaminação das águas

naturais representa um dos principais riscos à saúde pública, sendo amplamente

conhecida a estreita relação entre a qualidade de água e inúmeras enfermidades

que acometem as populações, especialmente aquelas que não são atendidas por

serviços de saneamento (LIBÂNIO et al., 2005).

O quadro atual de baixa cobertura de serviços de saneamento e de falhas nos

sistemas existentes no Brasil indica a exigência de um grande esforço, não só

financeiro, para se atingir um patamar sanitário adequado (IBGE, 2000). Pela

necessidade de altos investimentos, soluções alternativas, menos impactantes e de

menor custo devem ser buscadas. Isto é particularmente verdadeiro em relação ao

esgotamento e tratamento de fontes difusas, onde a movimentação dos poluentes se

dá de forma estocástica, principalmente na forma de escoamento superficial e sub-

superficial (CARLETON et al., 2001, GHOSH e GOPAL, 2010, HAM et al., 2010).

A simplicidade funcional de um sistema de tratamento de efluentes é característica

desejável e de grande relevância dentro da realidade de países subdesenvolvidos,

pois o maior déficit está em localidades isoladas, onde a rede convencional de

esgotamento é, na maioria das vezes, inviável do ponto de vista econômico

(ROQUE, 1997; ZHANG et al., 2010)

As pesquisas que vem ocorrendo recentemente em países em desenvolvimento,

para verificar a eficiência de áreas alagadas naturais e construídas para promover a

melhoria e a conservação da qualidade da água de rios, lagos e represas, têm sido

utilizadas, na Europa, para o tratamento de águas servidas, desde as décadas de 60

14

e 70, do século passado, obtendo-se bons resultados (HEGEMANN, 1996; MELO et

al., 2007; SCHNEIDER, 2007).

Essas áreas alagadas construídas são projetadas para se utilizar plantas aquáticas

superiores (macrófitas) submersas ou parcialmente submersas, crescendo sobre

substratos diversos (areia, solo ou rocha), formando blocos de vegetação e/ou

biofilmes que, por meio de processos biológicos, químicos e físicos, tratam águas

residuárias (TANNER e SUKIAS, 1995;TUNDISI et al., 2002; STOTTMEISTER et al.,

2003; SOLANO et al., 2004; THEBAULT e LOREAU, 2005; LARUE et al., 2010).

A eficiência de áreas alagadas construídas e vegetadas com macrófitas para mitigar

a poluição por uma variedade de poluentes e fontes tem sido verificada por alguns

estudos: a) águas residuárias de cortumes (CALHEIROS et al., 2007); b)

escoamentos superficiais agrícolas poluídos por organoclorados; organofosforados,

fenóis, cloroacetanilidas (herbicidas inibidores do crescimento da parte aérea de

plantas), triazina, ácidos fenol carboxílicos e fenil – uréia; c) águas residuárias de

destilarias de metanol contaminadas com Cd, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb, e Zn

(CHANDRA et al., 2008); d) águas superficiais contaminadas por Coliformes totais,

Coliformes fecais, Streptococcus fecais, Clostridium perfringens, Staphylococcus e

vírus. (GERSBERG et al.,1987; COSTA et al., 2003, GARCIA et al.,2008) e, f)

efluentes com alta carga de compostos ligno-celulósicos e outras formas de carbono

refratário à degradação microbiana (FORNES et al., 2010).

O uso de áreas alagadas também tem sido reportado como estratégia de ecologia,

conservação e manejo de vida silvestre. Com o tempo, a área alagada construída se

incorpora à paisagem local, aumentando as diversidades α (dentro do próprio

habitat), β (entre dois habitats) e γ (diversidade regional) de vários grupos de

animais (e.g. anfíbios, pássaros e répteis) e plantas, tornando esse tipo de

tratamento ecológico e recomendável para regiões com elevado grau de

fragmentação da flora nativa, quando comparado às estruturas em concreto

(BELLIO et al., 2009). Além disso, essas áreas podem ser construídas próximas às

15

fontes de efluentes e serem mantidas por pessoas com, relativamente, pouco

treinamento (CAMPOS et al., 2002).

A proposta de avaliar o uso de áreas alagadas construídas para tratamento de

efluentes contaminados é em função das mesmas serem consideradas como um

método de tratamento eficiente, utilizando tecnologia simples, de fácil operação,

custo baixo e que usa basicamente a radiação solar como fonte principal de energia,

dispensando combustíveis fósseis, com pouco ou nenhum uso de energia elétrica.

Nelas ocorre, principalmente, uma ciclagem eficiente de nutrientes, a remoção da

matéria orgânica e a diminuição dos microrganismos patogênicos presentes nas

águas residuárias (GARCIA et al., 2008).

Numerosos processos físicos, químicos e biológicos são responsáveis pela remoção

de poluentes em áreas alagadas. Destacam-se a sedimentação, assimilação,

transformação, predação e a competição. A não ser pela sedimentação, classificada

como um processo físico causado pela redução da velocidade da água, todos os

demais são biológicos, devido especialmente à microflora e microfauna aderida aos

sedimentos, macrófitas e de vida livre. (BRIX, 1994; MITSCH e GOSSELINK, 2007;

FAULWETTER et al., 2009).

Um exemplo de possibilidade de utilização dessa biotecnologia é o tratamento de

efluentes de compostagem de resíduos de cascas de Eucalyptus utilizados na

fabricação de celulose Kraft, na região do Vale do Aço, M.G. Lá se localiza uma das

maiores unidade de polpação de celulose Kraft do Brasil, ( Celulose Nipo Brasileira

S.A. - CENIBRA ) com geração de um volume proporcional de resíduos, mas que,

ao mesmo tempo, oferece a oportunidade de teste de uma tecnologia

ambientalmente amigável e de baixo custo.

Chorumes de aterros sanitários e/ou áreas de compostagem geralmente contêm

altas concentrações de compostos orgânicos naturais, nitrogênio amoniacal, fósforo

16

e, dependendo da natureza do material, altas concentrações de metais pesados,

hidrocarbonetos e agrotóxicos (GARCÍA et al., 1997; KADLEC e ZMARTHIEB,

2010).

Pelo acima exposto, o presente trabalho visa investigar se existe significativa

eficiência de áreas construídas de superfície alagada livre (SAL) em melhorar a

qualidade do escoamento superficial poluído gerado em áreas de compostagem de

resíduos de polpação de celulose kraft de Eucalyptus. A racionalidade dessa

proposta se apóia principalmente em alguns conceitos correntes em ecologia

aplicada (THÉBAULT e LOREAU, 2005):

A. Efetividade do uso dos serviços ecossistêmicos gratuitos, como os prestados

por áreas alagadas, para melhoria e manutenção da qualidade das águas

superficiais;

B. Facilidade de recriação desses serviços ecossistêmicos gratuitos em várias

situações de carga poluidora;

C. Eficiência de áreas construídas de superfície alagada livre na depuração de

escoamento superficial poluído gerado em áreas de compostagem de

resíduos de alta carga de carbono orgânico, tanto lábil como refratário;

1.1 Pergunta Básica

Áreas alagadas construídas, do tipo SAL, plantadas com Typha dominguensis.

melhoram significativamente a qualidade de escoamento superficial poluído gerado

por rejeitos formadores de áreas de compostagem de resíduos de celulose Kraft de

Eucalyptus?

17

1.2 Hipóteses de teste

.1.1 H01: Os valores de pH do escoamento superficial poluído, não apresentam

diferenças significativas, após sua passagem por áreas alagadas

construídas plantadas com macrófitas, em relação às áreas alagadas

construídas sem macrófitas;

.1.2 Ha1: Os valores de pH do escoamento superficial poluído apresentam

diferenças significativas, após sua passagem por áreas alagadas



.1.3 H02: Os valores das temperaturas do escoamento superficial poluído, não

apresentam diferenças significativas, após sua passagem por áreas

alagadas construídas plantadas com macrófitas, em relação às áreas

alagadas construídas sem macrófitas;

.1.4 Ha2: Os valores das temperaturas do escoamento superficial poluído

apresentam diferenças significativas, após sua passagem por áreas



.1.5 H03: Os valores das concentrações de O2 dissolvido no escoamento

superficial poluído, não apresentam diferenças significativas, após sua

passagem por áreas alagadas construídas plantadas com macrófitas, em

relação às áreas alagadas construídas sem macrófitas;

.1.6 Ha3: Os valores das concentrações de O2 dissolvido no escoamento

superficial poluído apresentam diferenças significativas, após sua


relação à áreas alagadas construídas sem macrófitas;

.1.7 Ho4: Os valores de saturação de O2 dissolvido no escoamento superficial

poluído, não apresentam diferenças significativas, após sua passagem

por áreas alagadas construídas plantadas com macrófitas, em relação às

áreas alagadas construídas sem macrófitas;

.1.8 Ha4: Os valores de saturação de O2 dissolvido no escoamento superficial

poluído apresentam diferenças significativas, após sua passagem por

18

áreas alagadas construídas plantadas com macrófitas em relação às

áreas alagadas construídas sem macrófitas;

.1.9 H05: Os valores do potencial de oxi-redução (Eh) no escoamento

superficial poluído, não apresentam diferenças significativas, após sua

passagem por áreas alagadas construídas plantadas com macrófitas em


.1.10 Ha5: Os valores do potencial de oxi-redução (Eh) no escoamento

superficial poluído apresentam diferenças significativas, após sua



.1.11 Ho6: Os valores das concentrações de Demanda Química de Oxigênio –

DQO, no escoamento superficial poluído não apresentam diferenças

significativas, após sua passagem por áreas alagadas construídas

plantadas com macrófitas, em relação às áreas alagadas construídas sem

macrófitas;

.1.12 Ha6: Os valores das concentrações de Demanda Química de Oxigênio –

DQO, no escoamento superficial poluído apresentam diferenças

significativas, após sua passagem por áreas alagadas construídas


macrófitas;

.1.13 Ho7: Os valores de concentrações de Demanda Bioquímica de Oxigênio –

DBO, no escoamento superficial poluído não apresentam diferenças

significativas após sua passagem por áreas alagadas construídas


macrófitas;

.1.14 Ha7: Os valores de concentrações de Demanda Bioquímica de Oxigênio –

DBO, no escoamento superficial poluído apresentam diferenças



macrófitas;

.1.15 H08: Os valores de concentrações de Sólidos Totais Dissolvidos - SST,

no escoamento superficial poluído não apresentam diferenças

19



macrófitas;

.1.16 Ha8: Os valores de concentrações de Sólidos Totais Dissolvidos - SST, no

escoamento superficial poluído apresentam diferenças significativas após

sua passagem por áreas alagadas construídas plantadas com macrófitas,

em relação às áreas alagadas construídas sem macrófitas;

.1.17 H09: Os valores de turbidez no escoamento superficial poluído não

apresentam diferenças significativas após sua passagem por áreas



.1.18 Ha9: Os valores de turbidez no escoamento superficial poluído




.1.19 H10: Os valores de P-Total no escoamento superficial poluído não




.1.20 H10: Os valores de P-Total no escoamento superficial poluído apresentam

diferenças significativas após sua passagem por áreas alagadas



.1.21 H11: Os valores de N-Total no escoamento superficial poluído não




.1.22 H11: Os valores de N-Total no escoamento superficial poluído não




20

2 BASES CIENTÍFICAS

2.1 Áreas alagadas naturais e construídas

Para Mitsch e Gosselink (2007), pântanos, brejos e banhados possuem papéis vitais

para a saúde ecológica de ambientes lóticos e lênticos:

a) são “os sistemas renais” das bacias hidrográficas, devido às suas funções

como corpos receptores da água de parte ou de toda a bacia, aí incluindo

efluentes poluídos de fontes pontuais e difusas, humanas ou naturais,

“limpando-as” por meio de complexos processos biológicos por assimilação e

transformação de poluentes em moléculas menos tóxicas (e.g.

Hidrocarbonetos em CO2 e CH4), físicos (decantação dos sólidos suspensos)

e químicos, (fotólise de NOx a N2 e N2O);

b) Esses ecossistemas de áreas alagadas também têm funções hidrológicas,

como a estabilização de vazão, reduzindo os picos de cheia e seca,

recarregando aquíferos, protegendo margens e melhorando a qualidade das

águas drenadas por elas;

c) As áreas alagadas são consideradas como “depósitos de biodiversidade”

pelas numerosas cadeias alimentares que abrigam elevada diversidade em

habitats anfíbios, répteis, pássaros, plantas e microorganismos;

d) São fontes de carbono orgânico detrital particulado (>0,45 µm) e dissolvido

para áreas a jusante, ajudando a manter os ciclos biológicos;

e) As áreas alagadas estão sendo descritas como “monitoras” ambientais de

uma bacia.

Apesar de todos esses benefícios, faz menos de 25 anos que a relação entre áreas

alagadas e as políticas de Estado sobre essas áreas, antes consideradas “inúteis”,

mudou. Profissionais de várias áreas se dedicaram, por décadas, a drenar, aterrar e

21

transformar em áreas agropecuárias e florestais tais “terras inúteis”. Vários cursos

universitários tinham disciplinas específicas sobre como “transformá-las em áreas

úteis”, ou seja, destruí-las (SALATI e RODRIGUES, 1982; BRANCO, 1986;

CAMARGO e VOELZ, 1998; NOVITZKI et al., 2002; BRASIL et al., 2003; RAY e

INOUYE, 2007; LINDELL et al., 2010).

Desse modo, áreas alagadas tem se tornado uma “cause célebré” para a

conservação da natureza. Cientistas, engenheiros e governos tem agora lutado para

manter tais áreas, reabilitá-las e chegando a criá-las, com fins ambientais,

particularmente na depuração e tratamento de escoamento superficial poluído

(ZHANG et al., 2010). É sobre este último tema que trata a presente pesquisa.

2.2 Definição geral de “áreas alagadas”

Para fins de estudos ecológicos e de bioengenharia, áreas alagadas podem ser de

dois tipos básicos: naturais e construídas. Áreas alagadas naturais são áreas onde

há uma lâmina de água que cobre o solo com espessura entre 1 a 100 cm e com

velocidade de escoamento baixa (<0,1 m/s) ou igual a zero, e em que haja o

desenvolvimento de plantas adaptadas ao ambiente aquático em diferentes hábitos

de vida (macrófitas aquáticas completamente ou parcialmente submersas). Há

também uma microflora (bactérias e algas) e microfauna (zooplâncton e bentos)

associadas a essas áreas. As águas possuem em geral pH ácido e baixa saturação

de O2 dissolvido, devido à intensa decomposição da matéria orgânica autóctone. A

elevada fixação de carbono pela fotossíntese de macrófitas e algas é outra

característica desses ambientes. Dependendo do tipo de vegetação e tamanho das

áreas alagadas elas recebem diferentes nomes, particularmente na língua inglesa:

“swamps”, “marshes”, “fens”, “slougths” e “bogs”. São categorizadas pela presença

de solos sempre saturados, mas a presença de água superficial varia de constante

ao longo de todo o ano ou apenas em uma estação. A fonte de água pode ser

superficial ou sub-superficial. Outra característica de diferenciação é a vegetação

emersa, que varia de gramíneas de baixo porte “swamps e marhes”, pteridófitas e

22

briófitas “fens” e gramíneas de maior porte “slougths e bogs”. A qualidade da água

pode variar, mas geralmente há elevadas concentrações (> 1.0 mg L-1) de

nutrientes, especialmente N, P, Ca, K, S e Mg, quase sempre na forma orgânica

(REED, 1993; MORENO et al., 2007; MITSCH E GOSSELINK, 2007).

Como já mencionado, pântanos, brejos e banhados são exemplos de áreas

alagadas naturais, apresentando a capacidade de melhorar a qualidade das águas

fluentes através deles. Por esta razão, têm sido implantados, de forma artificial, para

tratar águas poluídas, áreas alagadas construídas “constructed wetlands” ou leitos

cultivados (USEPA, 2000 b). As áreas alagadas construídas compreendem diversas

estratégias para a simulação de ecossistemas naturais, utilizando os princípios

básicos de modificação da qualidade da água das áreas alagadas naturais

proporcionado pela biota associada (WOLVERTON, 1989; SALATI Jr e SALATI,

1999; WALLACE, 2007).

No Brasil, o uso de áreas alagadas naturais para tratamento de efluentes líquidos de

qualquer natureza é proibido (LEI Nº 9.433, DE 8 DE JANEIRO DE 1997 – “Lei das

Águas”.). Experimentalmente, diversos estudos têm sido realizados para examinar o

papel das “áreas alagadas naturais” na melhoria da qualidade da água. Manfrinato

(1989) verificou a eficiência da Eichhornia crassipes na descontaminação das águas

do Rio Piracicaba–SP; Luciano (1996) avaliou a importância das macrófitas nos

processos de retenção e liberação de nutrientes na represa de Jurumirim-SP;

Moraes (1999) estimou o estoque de elementos químicos na vegetação do

reservatório de Salto Grande-SP e Lopes-Ferreira (2000) avaliou sua eficiência na

redução de coliformes e de nutrientes durante um ciclo hidrológico.

2.3 Visão geral de áreas alagadas construídas

23

Verhoeven e Meuleman (1999); Faulwetter et al. (2009) descrevem que, em virtude

da comprovada capacidade auto depuradora das áreas alagadas naturais, áreas

alagadas construídas têm sido utilizadas, na Europa do século XX, para o

tratamento de águas residuárias, desde as décadas de 60 e 70, obtendo-se bons

resultados. Do ponto de vista prático, áreas alagadas construídas oferecem

melhores capacidades microbiológicas para o tratamento de águas poluídas do que

áreas alagadas naturais, pois podem ser idealizadas para maximizar sua eficiência

quanto à diminuição de DBO, DQO e processos de remoção de nutrientes, e

máximo controle sobre o sistema hidráulico e a vegetação da área alagada.

Várias técnicas de construção de áreas alagadas foram desenvolvidas nestes

últimos anos, as quais são utilizadas de acordo as características do efluente a ser

tratado, da eficiência final desejada na remoção de nutrientes, contaminantes e

outros poluentes, do interesse da utilização da biomassa produzida e do interesse

paisagístico. Um resumo de sistemas de áreas alagadas construídas utilizando

macrófitas é mostrado abaixo (BRIX, 1990; 1993; 1994 e BULC, 2006).

2.4 Macrófitas

Segundo (CAMPOS, 2002) quanto ao tipo de vegetação empregada, as macrófitas

podem ser classificadas em três categorias:

a- Flutuantes: podem estar fixadas abaixo da superfície, na superfície e acima

da superfície e sua folhagem principal flutua na superfície da água;

b- Submergentes: crescem sob a água e podem estar fixadas pelas raízes;

c- Emergentes: a planta desenvolve com sistema radicular preso ao sedimento,

enquanto que o caule e as folhas encontram-se parcialmente submersas.

24

As macrófitas aquáticas podem ser consideradas filtros biológicos em que

microorganismos aeróbios e anaeróbios fixados à superfície do substrato e em

associação com a rizosfera e outras partes submersas da planta, atuam produzindo

reações de purificação da água, criando um ambiente favorável ao desenvolvimento

da vida. Os ecossistemas dominados por macrófitas aquáticas são dos mais

produtivos do mundo, como resultado de alta luminosidade, das disponibilidades de

água e de nutrientes e da presença de plantas bioquímicamente e morfologicamente

adaptadas para essas condições (KLADEC et al., 2010).

As macrófitas aquáticas podem ser fanerógamas (plantas superiores), dotadas de

raízes, caules, folhas e flores e se reproduzem por sementes protegidas em frutos

originados da fecundação de óvulos. Segundo Vitt e Glime (1984) e Glime e Vitt

(1984), também são consideradas como macrófitas flutuantes algumas espécies de

briófitas, especialmente dos gêneros Sphagnum. e Taxithelium, e de pteridófitos

(e.g. Azolla e Salvinia). Há macroalgas, como o gênero Chara, (ESTEVES, 1998) até

às arvores (Taxodium sp.) Contudo, as maiores representantes das macrófitas são

as plantas aquáticas vasculares florescentes (VALENTIM, 2003).

Há uma grande variedade de macrófitas aquáticas, que podem ser usadas no

tratamento de águas residuárias em áreas alagadas construídas. Todavia, é

necessário que essas plantas tenham tolerância à combinação de contínuos

alagamentos e exposição à água residuária ou águas de enxurradas, as quais

podem conter altas concentrações de poluentes (DAVIS, 1995).

As macrófitas formam um grande grupo de plantas abrangendo diversas espécies, e

normalmente são utilizadas em projetos com canais relativamente rasos. Esses

canais podem conter apenas uma espécie de planta ou uma combinação de

espécies. Para os trópicos, a espécie mais estudada é a Eichornia crassipes da

família das Pontederiáceas, pelas suas características de robustez associada a uma

grande capacidade de crescimento vegetativo (MITSCH e GOSSELINK, 2007).

25

Estes sistemas são utilizados para diferentes finalidades, entre as quais se

destacam:

a) Sistemas de tratamento terciário para remoção de nutrientes nos quais,

especialmente o fósforo e o nitrogênio que são incorporados à biomassa das

plantas;

b) Sistemas integrando o tratamento secundário e terciário.

Neste caso, além da remoção dos nutrientes existe também redução da DBO e da

DQO. Os sistemas de purificação de água utilizando Eichhornia crassipes estão

suficientemente desenvolvidos para serem utilizados em regiões tropicais e sub-

tropicais (REDD et al., 1988; WEBER e TCHOBANOGLOUS, 1986).

2.5 As macrófitas emergentes em Áreas Alagadas Construídas

Estes sistemas de purificação hídrica utilizam plantas que se desenvolvem tendo o

sistema radicular preso ao sedimento e o caule e as folhas emersas ou parcialmente

submersos. A penetração do sistema radicular permite a exploração de um grande

volume de sedimentos, dependendo da espécie considerada. As espécies típicas de

macrófitas aquáticas emergentes mais utilizadas em projetos tem sido a Phragmites

australis, Typha spp. e Scirpus lacustris (KADLEC et al., 2010).

Quanto ao tipo de vegetação, Mulamoottil et al. (1998) destacam a taboa (Typha sp.)

como própria para utilização em áreas alagadas por sua estrutura interna formada

por tecidos que contém espaços abertos (Aerênquima), através dos quais acontece

transporte de oxigênio da atmosfera para as folhas e daí para as raízes e rizomas.

Parte do oxigênio pode ainda sair do sistema radicular para a área em torno da

rizosfera criando condições para decomposição aeróbia da matéria orgânica, bem

como para crescimento de bactérias nitrificantes. Outra fração do oxigênio liberado

pelas raízes cria condições oxidantes na região do sedimento, estimulando a

26

decomposição da matéria orgânica e o crescimento de bactérias nitrificantes

(REDDY et al., 1989).

2.6 Tipos de sistemas de áreas alagadas construídas

Os sistemas de áreas alagadas construídas podem ser agrupados em duas grandes

classes: áreas alagadas de fluxo superficial (FS) e áreas alagadas de fluxo

subsuperficial (FSS) (KADLEC e KNIGHT, 1996). Alguns autores propõem uma

divisão em três classes, separando os FSS em FSS de fluxo horizontal e FSS de

fluxo vertical (KASEVA, 2004, KADLEC, 2009).

Segundo Brix (1990; 1993; 1994); Bulc (2006), podem ser reconhecidos 3 esquemas

básicos para a utilização desta técnica de plantas aquáticas emergentes com a

finalidade de purificação de águas (figuras 1, 2, e 3):

a) Sistemas com fluxo superficial

b) Sistemas com fluxo sub-superficial horizontal;

c) Sistemas com emergentes com fluxo vertical

Figura 1: Área alagada com fluxo superficial. Fonte: Ecocell, 2008.

27

Os sistemas de fluxo superficial (FS) apresentam um fluxo sobre a superfície, com

uma altura de lâmina d’água tipicamente menor que 0,4 m, passando através da

vegetação de macrófitas aquáticas emergentes. Essa condição melhora a hidráulica

do sistema e aumenta a provisão de habitat para a vida selvagem.

Figura 2: Área alagada com fluxo sub-superficial horizontal. Fonte: Ecocell, 2008.

Nos sistemas de wetland de fluxo subsuperficial (FSS) não há uma coluna d’água

sobre a superfície do terreno. O fluxo de águas residuárias passa pelo substrato,

onde entra em contato com uma mistura de bactérias facultativas associadas com o

substrato e com as raízes das plantas. A altura do substrato é tipicamente menor

que 0,6 m.

Figura 3: Área alagada com fluxo sub-superficial vertical. Fonte: Ecocell, 2008.

28

Numa comparação em FS e FSS Kadlec (2009) sugere que vários fatores

envolvidos na escolha entre FS e FSS incluem custo, áreas, operacionalidade,

juntamente com problemas de proliferação de insetos. A remoção de contaminantes

difere por constituinte, com vantagem para FS para moderadas a altas

concentrações de DBO, Sólidos Suspensos Totais (SST), NH4+, N-Total e P-Total.

FSS são mais efetivas para níveis baixos de DBO, nitrato e patógenos.

Um estudo de Nelson et al (2003) mostrou que os sistemas FSS são mais usados

que os FS para tratamento de esgotos de pequenas comunidades. O principal

motivo é que os FSS, por não apresentarem uma superfície de água exposta,

minimizam uma eventual exposição do público a patógenos. Os autores também

chamam a atenção para esse fato e assinalam ainda dois pontos importantes: os FS

têm fama de potencial fonte de odor e podem apresentar proliferação de mosquitos.

Mesmo com os “pontos negativos”, são inegáveis o apelo estético e a oportunidade

de suporte à vida silvestre que pode vir a se desenvolver nos sistemas de FS, o que,

de acordo com alguns autores, tem feito com que esse tipo de tratamento de águas

residuárias conquiste a preferência das comunidades.

Quanto à comparação dos custos de implantação de uma lagoa facultativa, os

sistemas de áreas alagadas construídas de FS ficam entre 57 e 80% mais baratos

(valores para tratamento do esgoto doméstico de uma residência) (USEPA, 2002).

As características e as propriedades desses ecossistemas variam grandemente

dependendo da geologia, da geomorfologia, dos solos, bem como das condições

climáticas e da vegetação. A ecologia desses ecossistemas reflete a evolução

biológica que acaba por caracterizar a biota (HAMMER, 1989; VERHOEVEN e

MEULEMAN, 1999).

29

2.7 Usos de áreas alagadas construídas

Segundo Tauk-Tornisielo (1998); Zhang et al (2010) a utilização de alagados

construídos para tratamento de águas residuárias tem sido uma prática alternativa

em diversos países (Itália, Espanha, Nova Zelândia, Brasil, Austrália, Malásia, Egito,

Estados Unidos, Holanda e Alemanha), com resultados que sugerem as vantagens e

a maneabilidade destes sistemas para esta finalidade.

Quando comparado aos sistemas de tratamento secundários convencionais, os

alagados construídos apresentam vantagens, principalmente, de manutenção e

baixa demanda de energia. Além disso, não requer atuação de pessoal

especialmente treinado e são sistemas mais flexíveis e menos suscetíveis às

variações de cargas de efluentes do que os sistemas de tratamento convencionais

(BRIX e SCHIERUP, 1989).

Os chamados sistemas naturais de tratamento de esgotos se diferenciam dos

sistemas convencionais em relação à fonte de energia utilizada. Os sistemas

naturais requerem a mesma quantidade de energia de input para degradar certa

quantidade de poluente, porém se valem para isso de fontes de energia e matéria

renováveis, como radiação solar, energia cinética do vento, chuva, água superficial e

subterrânea (KADLEC et al., 2000; KADLEC, 2003; KLADEC, 2004).

Ironicamente, os sistemas naturais de tratamento de águas residuárias são mais

usados em países desenvolvidos do que em países em desenvolvimento, que, a

priori, possuem melhores condições climáticas para seu emprego. Esses sistemas

são caracterizados por uma grande complexidade biológica, com consequente alta

robustez e estabilidade operacional, qualidades estas requeridas no contexto das

comunidades em desenvolvimento (SHIPIN et al., 2004).

Segundo Haberl (1999), essa é uma das tecnologias mais promissoras dentre os

sistemas naturais de tratamento de esgotos para países pobres, utilizados devido às

30

suas características de simplicidade de construção, operação e manutenção, à

estabilidade dos processos envolvidos, ao custo efetivo, dentre outros.

A expressão “função de um ecossistema” descreve um processo ou uma série de

processos que nele ocorre como resultado da interação mútua entre plantas,

animais e outros organismos do ecossistema entre si e entre o meio (NRC, 2004).

Especificamente quanto à utilização das áreas alagadas para tratamento de águas

residuárias, pode-se afirmar que essa não é uma descoberta nova. Kadlec e Knight

(1996) trazem informações que corroboram a idéia de que as áreas alagadas

naturais têm sido utilizadas para tratamento e disposição de águas residuárias,

provavelmente, “há tanto tempo quanto as águas residuárias têm sido coletadas”.

Esses autores também sugerem que os primeiros pesquisadores enveredaram-se

por esse ramo de estudos, baseando-se em observações da “aparente capacidade

de tratamento das áreas alagadas naturais”.

As pesquisas iniciais datam dos anos 1950 na Europa e 1960 nos Estados Unidos.

Estas pesquisas sobre áreas alagadas construídas têm como objetivo obter critérios

de projeto que aperfeiçoem ao máximo o tratamento das águas residuárias, com as

vantagens de oferecem flexibilidade quanto à escolha do local de implantação,

condições de otimização da eficiência de remoção de matéria orgânica e de

nutrientes, ao maior controle sobre as variáveis hidráulicas e à maior facilidade

quanto ao manejo da vegetação (KADLEC e KNIGHT, 1996; HILL e PAYTON, 2000;

USEPA, 2000b; USEPA, 2000a; KIVAISI, 2001; LIM et al., 2001; KADLEC 2004;

SOLANO et al., 2004, GARCÍA-LLEDÓ et al., 2010; HAM et al., 2010).

Para UNEP (2004), os processos que ocorrem dentro dos sistemas de áreas

alagadas construídos, que, em maior ou menor intensidade, contribuem para a

melhoria da qualidade da água são:

31

a) Desnitrificação, com conseqüente remoção do nitrato, adsorção de íons

amônio pelas algas, briófitas e macrófitas, e de metais pelos microorganismos

e argilominerais do sedimento;

b) Adsorção de agrotóxicos e de compostos à base de fósforo pela biota e

matéria orgânica detrital particulada, além da complexação de íons metálicos

pelos ácidos húmicos e outros polímeros orgânicos;

c) Decomposição de matéria orgânica biodegradável, tanto aeróbica quanto

anaerobicamente;

d) Remoção de patógenos por microrganismos (predação e parasitismo virais).

Neste processo, a radiação ultravioleta também desempenha um importante

papel, destruindo a membrana plasmática. Entretanto, se a área alagada tem

elevado sombreamento pelas macrófitas emergentes, esse último processo é

menos intenso;

e) Decomposição de compostos orgânicos tóxicos, especialmente

hidrocarbonetos aromáticos, por meio de processos anaeróbicos. Há, nessa

situação, uma grande produção de CH4 e H2S;

Quanto à eficiência de remoção, Kadlec (2003) apresentou um estudo de eficiência

de 21 projetos. Os sistemas avaliados apresentaram carga hidráulica entre 0,14 e 55

cm por dia, áreas entre 0,02 e 200 ha e latitudes entre 30 e 54o N. Os valores

médios de eficiência de remoção foram: 67% para sólidos suspensos totais, SST;

61% para demanda biológica de oxigênio, DBO; 61% para nitrogênio amoniacal,

NH4-N; 48% para P-Total; e 99,8% para Coliformes fecais.

Relatos de eficiência de áreas alagadas construídas quanto à remoção de matéria

orgânica, sólidos suspensos e nutrientes foram sugeridos em diversos trabalhos

(NERALLA et al., 2000; NZENGY’A E WISHITEMI, 2001; ANSOLA et al.,2003;

WALLACE E KNIGHT, 2004; KADLEC, 2004; POLPRASERT e KOOTTATEP, 2004)

além disso relataram a eficiência na remoção de patógenos de mais de três

unidades logarítmicas. A eficiência na remoção de metais pesados foi verificada por

32

outros autores (BRIX,1994; KADLEC, 1996; OBARSKA-PEMPKOWIAK e

KLIMKOWSKA,1999 e PASTOR et al., 2003).

2.8 A experiência brasileira com áreas alagadas naturais e construídas.

Apesar da proibição do uso de áreas alagadas para tratamento de efluentes no

Brasil, diversos estudos têm sido realizados para examinar o papel das “áreas

alagadas naturais” na melhoria da qualidade da água no País. Manfrinato (1989)

verificou a eficiência da Eichhornia crassipes na descontaminação das águas do Rio

Piracicaba–SP; Luciano (1996) avaliou a importância das macrófitas nos processos

de retenção e liberação de nutrientes na represa de Jurumirim-SP; Moraes (1999)

estimou o estoque de elementos químicos na vegetação do reservatório de Salto

Grande-SP e Lopes – Ferreira (2000) avaliou sua eficiência na redução de

coliformes e de nutrientes durante um ciclo hidrológico.

As áreas alagadas naturais do Brasil somam aproximadamente 1.000.000 km2,

considerando-se os temporários e os permanentes. Têm importante papel

econômico, pois nessas áreas desenvolvem-se elevadas biomassas de peixes,

répteis, pássaros e mamíferos. Além disto, têm importantes funções, como ciclagem

de nutrientes (TUNDISI et al., 2002).

Os primeiros estudos sobre sistemas de áreas alagadas construídas no Brasil

resultaram de observações de sistemas naturais de áreas inundáveis da Amazônia.

A primeira tentativa de utilizar a capacidade depuradora desses sistemas foi feita por

Salati e Rodrigues (1982). Os experimentos iniciais lograram êxito e, desde então,

novas tecnologias têm sido desenvolvidas buscando o aumento de eficiência e

redução de custo. Um exemplo desses trabalhos é o que têm sido desenvolvido no

Instituto de Ecologia Aplicada, em que foi proposto um sistema conhecido como

Depuração Hídrica com Solos (patente número PI n. 850.3030), que é um sistema

33

de área alagada construída que utiliza macrófitas aquáticas flutuantes e emersas

(SALATI Jr. e SALATI, 1999).

Durante o período de maio de 1991 a abril de 1993, Leopoldo e Conte (1996)

monitoraram o que eles chamaram de processos fitopedológidos aplicados ao

tratamento de águas residuárias domésticas, que na verdade eram sistemas de

áreas alagadas construídas com o emprego de areia grossa de alta permeabilidade

como solos filtrantes e suporte para macrófitas aquáticas (Thypha spp., Juncaceae

sellovianus e Hedychium coronarium). Esses autores relataram eficiências de

remoção de matéria orgânica, em termos de DBO, de 89%, remoção de 92% de

sólidos em suspensão e remoção de fosfato e nitrogênio amoniacal na ordem de 49

e 44%, respectivamente. Entretanto, os parâmetros microbiológicos não foram

analisados por esses autores

Sousa et al. (2000), durante 26 semanas, estudaram sistemas áreas alagadas

construídas como pós-tratamento de águas residuárias domésticas pré-tratadas,

tendo os resultados obtidos sido promissores para essa finalidade. Observaram

eficiências médias de remoção de matéria orgânica (DQO) entre 76 e 84%, para

cargas aplicadas variando de 6,58 a 14,2 g DQO m-2 dia-1. Na remoção de

nutrientes, verificou-se a produção de efluentes com concentrações médias de 6,1

mg N-NH4+ L-1 e com relação ao nitrogênio total de 7,6 NTK mg L-1, com remoção,

respectivamente, de 86 e 87%; já para fósforo total os sistemas áreas alagadas,

operando com carga hidráulica de 2,3 cm por dia, produziram efluentes sem

presença de fósforo (100% de remoção).

Salati et al. (2002) enfatizaram que sistemas de áreas alagadas são de simples

instalação e de baixos investimentos, e ainda mostraram, citando um estudo

realizado por Manfrinato (1989), que esses sistemas podem apresentar grande

eficiência, aproximadamente 76% na remoção de DBO5, 78% na remoção de

nitrogênio amoniacal, 33% na remoção de fósforo e três unidades logarítmicas na

remoção de coliformes termotolerantes, além de outros parâmetros.

34

Costa et al. (2003) também monitoraram sistemas áreas alagadas construídas que

tratavam águas residuárias domésticas, durante sete meses, de janeiro a julho de

2001, e evidenciaram a eficiência desses sistemas quanto à remoção de matéria

orgânica (88% em termos de DBO5) e de coliformes termotolerantes (3,4 unidades

logarítmicas).

Anjos (2003) destacou dois projetos de sistemas de áreas alagadas construídas

desenvolvidas na Bahia, um para pós-tratamento de águas residuárias pré-tratadas

em um reator anaeróbico de fluxo ascendente (UASB) proveniente do Hospital de

Base Luis Eduardo Magalhães, no município de Itabuna (base de dimensionamento

para 1.000 usuários); e outro para tratamento e reuso de águas residuárias

domésticas do Complexo Ford Amazon, no município de Camaçari (base de

dimensionamento para 500 pessoas). Sousa et al. (2001), monitorando um mesmo

sistema por três anos, mostraram que a partir do segundo ano houve significativo

decaimento da remoção de fósforo, fenômeno que, provavelmente, resulta da

saturação do meio por fósforo. A eficiência para os outros parâmetros continuou a

mesma, e a eficiência na remoção de coliformes termotolerantes, desta vez relatada,

foi de aproximadamente quatro unidades logarítmicas.

Uma tentativa de cadastrar sistemas de áreas alagadas construídas do mundo todo,

na busca de critérios de projeto, operação e manutenção desses sistemas registrou

o único sistema de área alagada construído cadastrado no Brasil em Bauru (S.P.),

que trata 18 m3 d-1 de águas residuárias domésticas, o que mostra o quanto é

incipiente a aplicação dessa tecnologia no país (WALLACE e KNIGHT, 2004).

Tundisi et al. (2002) constataram que o uso de áreas alagadas para remoção de

matéria orgânica, nutrientes e sólidos suspensos de águas residuárias de pequenas

comunidades é promissor.

2.9 Mecanismos de depuração em áreas alagadas construídas.

35

Explicar “como” operam esses sistemas é ainda uma necessidade de pesquisa.

Diversos autores alertaram para a necessidade de estudo desses sistemas em

países em desenvolvimento com clima tropical, clima este muito diferente daqueles

onde eles foram concebidos (HILL e PAYTON, 2000; USEPA, 2002). (LARA

BORRERO, 1999) e (NOGUEIRA, 2003)

Segundo Lautenschlager (2001), como a complexidade ecossistêmica das áreas

alagadas é grande e ainda não ha conhecimento adequado das respostas que esses

sistemas podem apresentar, uma grande parcela de empirismo e incerteza ainda

está embutida no dimensionamento desses sistemas, o que é inaceitável nos dias

atuais, dado que as políticas públicas de engenharia sanitária e de planejamento e

gerenciamento dos recursos hídricos devem estar calcados em bases científicas

tanto para controle das cargas poluidoras quanto para propor tecnologias simples e

viáveis de tratamento de esgoto (KASEVA, 2004).

Além disso, um benefício indireto dos sistemas de áreas alagadas construídas e que

quando atuam na melhoria da qualidade de águas residuárias convertem potenciais

ameaças em oportunidades: eles transformam poluentes, em biomassa, que pode

ser utilizada como alguma forma de bioenergia para a comunidade local (UNEP,

2004)

A absorção das macrófitas ocorre, principalmente, pelo sistema radicular. Algumas

espécies de macrófitas também absorvem nutrientes por meio das folhas

(ESTEVES, 1998). Os principais processos abióticos que atuam nas remoções de

nitrogênio e fósforo do efluente são a sedimentação, precipitação química e

adsorção.

Nas macrófitas podem ser observadas três zonas distintas. Na rizosfera, ao redor

das raízes e dos rizomas das plantas é formada uma zona aeróbia, nesta zona

existe uma intensa vida microbiológica. Esta é favorecida pela capacidade de

36

transporte do oxigênio atmosférico pelas plantas emergentes (folhas, caules e

hastes) até a zona de raízes, (figura 4) onde ocorre a oxidação da matéria orgânica

pelas bactérias heterotróficas e a oxidação do nitrogênio amoniacal a nitrito e a

nitrato pelas bactérias autotróficas, com a volatilização da amônia. (VALENTIM,

1999).

Figura 4: Transferência de O2 através do sistema radicular. Fonte: O autor

A remoção de nitrogênio do efluente oscila entre 16 e 75%. Na zona anóxica, ocorre

a transformação do nitrato em nitrito e posteriormente em nitrogênio gasoso, pelas

bactérias heterotróficas, com a oxidação da matéria orgânica utilizando o nitrato

como receptor de elétrons. Na zona anaeróbica, os índices de remoção de carga

orgânica são alcançados devido à alta capacidade de decomposição das bactérias

anaeróbicas. A remoção de fósforo é obtida por meio de remoção pelas plantas,

imobilização microbiana, retenção pelo subsolo e precipitação na coluna de água.

Diferentemente do nitrogênio e do carbono, o fósforo não pode ser perdido nas

enraizadas por processos metabólicos, não havendo perdas pela forma gasosa.

Desta forma, o fósforo tende a se acumular no sistema.

37

A quantidade de fósforo retido ou liberado no solo depende da concentração inicial e

dos processos bioquímicos funcionais do ambiente como adsorção, precipitação,

mineralização de compostos orgânicos e difusão. O fósforo armazenado nos detritos

das plantas é rapidamente transferido para a coluna de água durante a

decomposição. De qualquer forma, o fósforo que não fica com a biomassa vegetal e

que não está na coluna de água fica retido no solo das áreas alagadas por longo

tempo. Com a liberação de oxigênio pelas raízes na água, ocorre oxidação das

substâncias. Mas o processo mais importante que suporta a base científica do uso

das enraizadas é a simbiose entre as plantas e os microrganismos presentes. Como

na rizosfera ocorre uma justaposição entre uma região aeróbia e outra anóxica, com

a presença de nitrato, ocorre o desenvolvimento de várias bactérias que executam o

processo de nitrificação-desnitrificação (VALENTIM, 1999).

2.9.1 Remoção do Nitrogênio

A remoção do nitrogênio se faz por intermédio dos processos de nitrificação e

desnitrificação (REDDY et al., 1989; GERSBERG et al., 1987), quando a amônia (N-

NH3) é oxidada a nitrato (N-NO3), aerobicamente, pelas bactérias, sendo este

convertido a nitrogênio inorgânico (N2), anaerobicamente, por bactérias

desnitrificantes das zonas anóxicas. Parte do nitrogênio também é utilizado pelas

plantas e incorporado na biomassa das mesmas. A conversão de amônio (NH4+) em

gás amônia (NH3), com posterior volatilização, é um processo importante que ocorre

em sistemas em que a fotossíntese algal aumenta o pH da água (alta remoção de

CO2) até atingir valores maiores que (9,3) (EIGHMY e BISHOP, 1989).

As formas de nitrogênio de maior interesse e que são bioquimicamente

interconversíveis em águas naturais e águas residuárias são, em ordem decrescente

do estádio de oxidação, nitrato, nitrito, nitrogênio amoniacal e nitrogênio orgânico. A

soma dessas formas de nitrogênio é reportada como nitrogênio total (N-Total).

Analiticamente, o nitrogênio orgânico e o nitrogênio amoniacal podem ser

38

quantificados juntos, sendo o conjunto denominado “Nitrogênio Total Kjeldahl”

(NTK). O nitrogênio orgânico em águas residuárias pode estar nas formas solúvel ou

particulada, entre as quais se incluem as proteínas, ácido nucléico e uréia. As outras

espécies de nitrogênio são solúveis na água. O nitrogênio amoniacal pode ser

encontrado na forma não ionizada NH3 (amônia) e ionizada NH4 + (amônio),

dependendo da temperatura e pH da água. A forma ionizada é predominante em

sistemas Alagados Construídos (SAC). Em temperatura de 25°C e pH 7,0, a

percentagem de amônia é de, aproximadamente, 0,6 % do nitrogênio amoniacal

(USEPA, 2000a).

Em áreas alagadas construídas, a transformação do nitrogênio ocorre por meio da

ação de microrganismos, absorção e síntese pelos vegetais. A remoção de N-Total

do sistema ocorre por meio da colheita da vegetação e por perdas para a atmosfera.

Acredita-se que a maior parte do nitrogênio removido ocorra pelo segundo caminho,

ou seja, por meio dos processos de nitrificação e desnitrificação, sendo os

microrganismos os principais responsáveis por essas transformações (REED et al.,

1995; MANDER et al., 2004).

Segundo USEPA (2000a), considera-se baixas a remoção microbiana, via

nitrificação, e a absorção de 0,03 a 0,3 g m-2 d-1 de nitrogênio pelas plantas, em

comparação com as cargas de nitrogênio típicas aportadas em áreas alagadas

construídas. As áreas alagadas construídas incorporam reações anaeróbias de

biorreatores de crescimento aderido e, por meio dessas reações, o nitrogênio

orgânico interceptado dentro do leito cultivado sofre amonificação. O nitrogênio

amoniacal liberado pode ser disponibilizado para absorção das plantas, dependendo

da localização da raiz no sistema, uma vez que o escoamento abaixo da zona

radicular das plantas pode carrear o amônio para a jusante do sistema.

As macrófitas emergentes em áreas alagadas construídas absorvem

macronutrientes (p. ex.: N e P) e micronutrientes (incluindo metais) por meio de suas

raízes, durante o estádio de crescimento. No inicio da senescência, a maioria dos

39

nutrientes são translocados para o rizoma e raízes e uma significante proporção

pode ser, também, exsudada da planta.

Como as áreas alagadas construídas são ambientes predominantemente

anaeróbios, a nitrificação nesses sistemas fica comprometida, uma vez que, na

maioria dos casos, o processo é dependente da disponibilidade de O2 no leito de

tratamento, sendo necessários 4,6 g de O2 para oxidar 1 g de NH4+

a NO3 - (REED et

al., 1995) ou 5 g de O2 para converter 1 g de NH3 a NO3- (REED, 1993). Tão logo o

oxigênio se torne limitante, a nitrificação passa a gerar mais óxido nítrico e óxido

nitroso em lugar do NO3- (nitrato) (MYROLD, 1999), cessando a nitrificação quando

a concentração de oxigênio fica abaixo do nível crítico (0,2 mg O2 L-1). A ocorrência

de qualquer nitrificação em áreas alagadas construídas deve ser encontrada na

zona radicular, adjacente ao rizoma ou próxima à superfície do leito, onde pode

ocorrer alguma transferência de oxigênio para o sistema. Caso ocorra nitrificação,

esta deve ser processada mais na parte final do leito, onde a demanda por oxigênio

é menor (USEPA, 2000a).

A eficiência de remoção de nitrogênio em áreas alagadas construídas convencional

tem sido pouco expressiva e muito variada, apresentando melhores resultados,

quando se avalia a concentração de nitrogênio orgânico (RIVERA et al., 1997;

VALENTIM, 2003).

Quando se monitoram as formas inorgânicas do nitrogênio, os resultados podem ser

muito variáveis, em decorrência de transformações que ocorrem no meio. Em certos

períodos do ano, esses autores verificaram aumentos de nitrogênio amoniacal (NH3/

NH4+) no efluente, em relação ao afluente, como resultado de sua produção a partir

da mineralização do nitrogênio orgânico.

As áreas alagadas construídas modificadas por meio de mudanças operacionais,

como, por exemplo, por batelada (USEPA, 2000b) ou com aeração artificial

40

(WALLACE e KADLEC, 2004) podem alcançar alta taxa de transferência de oxigênio

para o meio e, desse modo, serem mais eficientes na remoção de nitrogênio

amoniacal via nitrificação (LABER et al.,1999), porém, menos eficientes que os

sistemas convencionais quanto à remoção de nitrato. Um ciclo de enchimento e

secagem (batelada) de um SAC, em Minoa, NY, proporcionou taxa de remoção de

nitrogênio amoniacal duas vezes maior que as registradas com operação contínua

(USEPA, 2000b).

2.9.2 Remoção de patógenos, metais-pesados, DBO, DQO e SST.

Os patógenos são removidos por sedimentação e filtração, de organismos mortos

em consequência natural da exposição a um ambiente desfavorável, visto que existe

a possibilidade de muitos dos metabólicos produzidos pelas raízes das macrófitas

terem efeito antibiótico para as bactérias. (GERSBERG et al., 1987; WATSON et al.,

1989)

Os metais pesados têm alta afinidade (adsorção e complexação) com materiais

orgânicos e se acumulam no sedimento, quando não são adsorvidos pelas plantas

ou transformados pelas bactérias (DINGES, 1978; DINGES e DOERSAM, 1987).

Os principais mecanismos para remoção de SST e DBO são a floculação, a

sedimentação e a filtração de sólidos suspensos e das partículas coloidais de maior

tamanho. As áreas alagadas construídas agem como filtro horizontal, de modo a

favorecer a separação de SST por sedimentação (discreta e floculenta), ocorrendo o

aprisionamento físico e adsorção sobre o biofilme aderido ao meio suporte e raízes

desenvolvidas nesse meio.

41

As áreas alagadas construídas são eficientes na remoção de SST e DBO por causa

da baixa velocidade de escoamento e a grande área específica do meio suporte

(USEPA, 2000a). Tipicamente, as áreas alagadas construídas são mais eficientes na

remoção de SST porque este mecanismo ocorre de modo essencialmente físico;

entretanto, a remoção de DBO é mais complexa. As partículas biodegradáveis

removidas por mecanismos físicos são, posteriormente, degradadas e convertidas

em partículas solúveis e coloidais, tornando-se fonte de DBO solúvel. Parte dos SST

será incorporada à massa microbiana desenvolvida no meio, enquanto a outra parte

será acumulada nas áreas alagadas construídas (USEPA, 2000a).

Tanner e Sukias (1995) reportaram menor acúmulo de sólidos no meio do que o

esperado, baseando-se na carga de sólidos afluente ao sistema. Bavor et al. (1989)

relataram que a maior parte dos sólidos foi removida na seção inicial das áreas

alagadas construídas. Estas observações reforçam a idéia de que o material

orgânico acumulado degrada-se com o passar do tempo, apresentando ciclo sazonal

nos processos de acumulação e remoção de SST e DBO nas áreas alagadas

construídas. Provavelmente, os SST e a DBO remanescente no efluente de uma

área alagada construída não sejam provenientes dos mesmos materiais lançados no

sistema, mas, certamente são materiais convertidos ou produzidos no meio.

Efetivamente, a remoção de DBO ocorre quando o material orgânico é

completamente convertido, por processos biológicos anaeróbios, em produtos

gasosos finais. Os dois caminhos anaeróbios mais comuns é a redução de sulfato e

a fermentação metanogênica (USEPA, 2000a).

No tratamento de efluentes domésticos, as áreas alagadas construídas têm sido

eficientes na remoção de carga orgânica, expressa em DQO, DBO e SST, em

condições climáticas variadas, desde temperadas até tropicais e de úmidas a áridas

e semi-áridas. Resultados obtidos em áreas alagadas construídas na República

Tcheca evidenciaram eficiência de remoção de 81%, 89% e 91% para DQO, DBO e

SST, respectivamente (VYMAZAL, 2004). Na Austrália, a média de eficiência de 13

sistemas atingiu 81% e 83% para DBO e SST, respectivamente (DAVISON et al.,

2004). No Irã, em clima árido, foram obtidas remoções de 86%, 90% e 89% para

42

DQO, DBO e SST, respectivamente (BADKOUBI et al., 1998). Na Espanha, em uma

região de clima semi-árido, remoções de 63% a 93%, 50% a 88% e 58% a 94%

foram obtidas para DQO, DBO e SST, respectivamente (SOLANO et al., 2004). No

Brasil, foram obtidas remoções de 48% a 77% e 40% a 81% para DQO e SST,

respectivamente (VALENTIM, 2003) e de 76% a 84% para DQO (SOUSA et al.,

2000).

2.9.3 Remoção de fósforo.

O fósforo ocorre em águas naturais e residuárias, principalmente na forma orgânica

particulada (e.g. ATP, DNA, nucleotídeos) e dissolvida, os quais podem ser

classificados em ortofosfatos e fosfatos constituintes de compostos orgânicos. Os

ortofosfatos estão em solução e as demais formas como particulados em suspensão

ou precipitados. As formas de P-orgânico são formados, primordialmente, por

processos biológicos, sendo encontrados em águas residuárias brutas, tais como

resíduos de alimentos e dejetos animais, bem como em águas residuárias tratadas,

como biota viva ou morta (ex: algas e bactérias de lagoas de tratamento). Os

fosfatos inorgânicos encontrados em águas residuárias são provenientes, em sua

maioria, de materiais de limpeza de domicílios residenciais e comerciais ou de

tratamento de água de caldeiras e fertilizantes (USEPA, 2000a). Nas águas

residuárias urbanas, o fósforo está, geralmente, presente em concentrações que

variam de 4 a 15 mg L-1 (REED et al., 1995).

A remoção do Fósforo ocorre principalmente por adsorção, complexação,

precipitação com Alumínio , Ferro , Cálcio e argila mineral, no sedimento (BAYLEY,

1985; SAH e MIKKELSEN, 1986). A assimilação pelas plantas também pode ser

significante, quando a velocidade de carga de efluentes é baixa (BREEN, 1990;

REDDY e DEBUSK, 1985).

43

Em áreas alagadas construídas, a separação físico-química de fósforo pode iniciar

com a deposição de sedimento, via sedimentação particulada, precipitação química

e pela constrição de raízes das plantas (USEPA, 2000a). Estes sedimentos

acumulam-se, como turfa, dentro e na superfície do meio suporte. O fosfato solúvel

pode ser adsorvido ao biofilme, que se desenvolve aderido ao meio suporte e às

raízes de plantas, ou nos sedimentos (SOUSA et al., 2001).

As trocas de fosfato solúvel e adsorvido ao biofilme ou sedimentos, ocorrendo por

difusão e processo de sorção/dessorção, constituem a principal forma de mobilidade

para fosfato solúvel em áreas alagadas construídas . Entretanto, os fosfatos podem

ser precipitados como fosfato insolúvel de ferro, de alumínio ou de cálcio, ou ainda

pode ser adsorvido às partículas de argila, de turfa orgânica ou de óxidos e

hidróxidos de ferro ou de alumínio, vindo a incorporar-se nos sedimentos (REED,

1995; ARIAS e BRIX, 2004).

A precipitação de fósforo com cálcio ocorre sob valores de pH neutro a alcalinos e,

com ferro ou alumínio, sob valores de pH ácido (TCHOBANOGLOUS e BURTON,

1991). O fosfato pode ser desprendido (dessorção) de complexos, dependendo do

potencial redox no meio.

A absorção de fosfatos por bactérias ocorre em curto tempo, representando um

mecanismo de ciclagem rápida de formas solúveis e insolúveis. A ciclagem devida

ao crescimento, à morte e ao processo de decomposição faz com que a maioria dos

fosfatos retorne para a massa de água. Nesse intermédio, alguns fosfatos são

desprendidos devido ao longo tempo requerido para efetiva cristalização em um

recém formado sedimento (USEPA, 2000a). À medida que alguns sais minerais

cristalizam-se no meio, mais difícil se torna sua ressolubilização.

A remoção de fósforo em áreas alagadas construídas é representada pela porção do

fósforo que sofre cristalização após ser liberado com a decomposição de plantas e

44

pelo fosfato recalcitrante que é separado do líquido residente e acumulado no

sistema. Contudo, tal acúmulo pode ser dependente das características do meio

suporte para adsorver, ligar ou precipitar o P (WOOD e McATAMNEY, 1996; ARIAS

e BRIX, 2004).

Para Reed et al. (1995), desde que deposição de sedimento é o principal caminho

para remoção de fósforo, o valor da taxa de remoção é função da área superficial do

SAC e da concentração de fósforo na água residuária. A USEPA (2000b) reportou

que a remoção de fósforo em todos os tipos de AAC, tratando águas residuárias

urbanas, sempre requer longo tempo de residência hidráulica (t) para gerar efluente

com baixa concentração de fósforo.

2.10 Chorume oriundo de resíduos de atividades agrícolas e florestais.

Em todas as regiões do mundo onde existem condições ambientais para

crescimento de árvores, a madeira se torna um recurso natural utilizado em todas as

escalas, do uso doméstico ao industrial devido à sua versatilidade como material

para fins diversos, como energia, construções, moveis, celulose e papel, arte, etc.

Contudo, como em toda atividade humana, também existem impactos ambientais.

Quer sejam plantios florestais ou exploração de florestas naturais, há impactos

ambientais são associados, ao plantio, tratos culturais, corte, transporte, estocagem,

descascamento, lavagem, corte. Mas há também uma significativa produção de

resíduos sólidos.. A magnitude e importância desses impactos da geração de

resíduos sólidos dependem, naturalmente, da escala e locação das operações,

espécies utilizadas, métodos de manuseio e medidas preventivas para reduzir os

impactos, em especial sobre recursos hídricos (Zenaitis et al., 2002), citados em

HEDMARK e SCHOLZ, 2008).

45

Um dos grandes problemas encontrados no gerenciamento de resíduos sólidos diz

respeito à produção e ao tratamento de chorume. O chorume é o nome dado ao

escoamento poluído, produto da degradação da matéria orgânica, em áreas de

deposição de resíduos e/ou aterros sanitários, altamente poluente, especialmente

para águas superficiais. Como exemplo, pode-se citar que a demanda bioquímica de

oxigênio (DBO520) varia normalmente entre 2.000 a 30.000 mg/L.

(TCHOBANOGLOUS et al., 1993).

A idade da fonte do chorume também pode afetar sua composição. Em um

monitoramento da composição de chorume oriundo de resíduos florestais a céu

aberto na Polônia, Kulikowska e Klimiuk (2008) sugerem que a concentração da

DQO decresceu de 1800 mg DQO L-1 no segundo ano de uso da área, para 610 mg

DQO L-1 sexto ano. A concentração de N-NH3 aumentou de 98 mg N-NH3 L-1 para

364 N-NH3 L-1 no mesmo período. Flutuações na concentração de outros poluentes

como P – Total, Cloretos, Mg+2, SO4-2, STD, elementos traço, BETEX (Benzeno,

Tolueno, Etilbenzeno e Xilenos; compostos voláteis encontrados no petróleo e seus

derivados, como a gasolina) dependeram mais da estação do ano (com maior

liberação no degelo e chuva da primavera e outono), do que a idade do lixão.

Entretanto os dados obtidos sugerem que, independente da idade do lixão, algumas

variáveis ambientais - como pH (mediana de 7,84), baixa relação DBO/DQO (<0,4) e

baixas concentrações de elementos traço – o lixão foi metanogênico desde o

começo do monitoramento. Segundo Mehmood et al. (2009), o chorume de resíduos

sólidos florestais contém usualmente poucas bactérias patogênicas, mas que lagoas

aeróbias podem eliminá-las com relativa facilidade, desde que as comunidades de

bacterioplâncton e protozoários estejam bem supridas com oxigênio e nutrientes.

Especialmente nos casos onde a área está situada em região com uma alta

pluviosidade, a produção de chorume é abundante, consequentemente o risco de

contaminação do solo, de lençóis freáticos e de leitos de rios é relativamente alto,

podendo gerar um forte impacto ambiental. Chorume de aterros sanitários e/ou

compostagem geralmente contêm altas concentrações de compostos orgânicos,

nitrogênio amoniacal e freqüentemente também contêm altas concentrações de

46

metais pesados e sais inorgânicos (GARCÍA et al., 1997; GÁRCIA-LLEDÓ et al.,

2010).

A poluição das águas pelo chorume pode provocar a disseminação de doenças

infecto-contagiosas e/ou intoxicações, na presença de organismos patogênicos e

substâncias tóxicas em níveis acima do permissível (SISINNO, 2000).

No caso específico da indústria florestal, uma revisão de Hedmark e Scholz (2008),

enfatiza que o chorume de restos de cascas e madeira de espécies de árvores de

regiões temperadas possuem potencial poluidor para a água superficial ao se

tornarem parte do escoamento superficial e subsuperficial do sítio de deposição.

Diferentes espécies investigadas possuem diferentes características no chorume em

áreas de corte ou estocagem e/ou depósitos de restos da fabricação de celulose.

Esses autores sugerem que os impactos ambientais de sítios de manuseio de

madeira incluem a emissão de sólidos em suspensão e compostos solúveis, tais

como ácidos orgânicos derivados polifenóis, além de N e P. Emissões de carbono

orgânico aumentam significativamente as concentrações de DBO520 e DQO e

reduzem o pH do escoamento superfcial.

Pela precipitação anual da região ser concentrada, a produção e qualidade de

escoamento superficial poluído deve seguir uma variação sazonal. Isto foi sugerido

por Ribé et al. (2009), ao estudar o chorume de cascas não tratadas de Pinus

silvestris.

Segundo Lima (1991) o chorume provém de três fontes principais: 1) umidade

natural do lixo, que se agrava sensivelmente nos períodos de chuva; 2) água de

constituição dos vários materiais, que sobra durante a decomposição; 3) líquido

proveniente da dissolução da matéria orgânica pelas enzimas expelidas pelas

bactérias.

47

Segundo Hackett (1999) as indústrias vêm sendo cobradas cada vez mais pelos

órgãos ambientais responsáveis, para que possam ser criadas alternativas de

disposição dos resíduos gerados na fábrica de uma forma que não trará

consequências ao meio ambiente.

48

3 MATERIAIS E MÉTODOS

3.1 Área de Estudo

O experimento foi realizado em uma área de compostagem inserida dentro de um

lote florestal denominado “projeto Marola,” pertencente Celulose Nipo- Brasileira

S.A. (CENIBRA) situada na região Leste de Minas Gerais, no município de Belo

Oriente ( 19°17`50,26``S - 42°24`40,98`` W).

A área da bacia em estudo (figura 5) é de 6,93 ha com um perímetro de 1218 m. A

altitude máxima é de 250 metros e a mínima de 220 metros. O comprimento do

talvegue é de 0,533 km e a sua declividade é de 0,0563m/m.

A área fica situada na micro-bacia do córrego do Café, afluente do rio Doce. Possui

uma área de mata nativa localizada em um plano topográfico elevado e o solo da

região pode ser caracterizado como silto-arenoso com a coloração avermelhada,

característica de solo residual de gnaisse.

Figura 5: Imagem da área de estudo. Fonte: Google Earth

49

Na TAB. 1. encontra-se os valores da precipitação durante o período da pesquisa,

os dados foram obtidos através da estação meteorológica da Cenibra situada

próximo ao experimento, os valores de precipitação obtidos durante a pesquisa

estiveram próximos dos registrados pela média histórica.

TABELA 1 - Precipitação pluviométrica (mm) nos anos de 2007 / 2008.

Mês 2007 2008

Jan 184,7 202,0

Fev 112,3 118,0

Mar 51,3 122,0

Abr 32,3 105

Mai 4,6 4,0

Jun 4,0 3,0

Jul 0,3 0,5

Ago 2,5 26,0

Set 13,2 30,0

Out 4,1 76,0

Nov 255,3 325,0

Dez 158,7 318,0

TOTAL 823,3 1329,5

3.2 Construção do Experimento

O experimento foi constituído por quatro leitos de superfície alagada livre (SAL), os

mesmos foram construídos em alvenaria e distribuídos paralelamente nas seguintes

dimensões: altura de 0,35 metros, largura 2,0 metros e comprimento 10,0 metros

conforme a figura 7. Cada tanque foi alimentado até altura de 0,30 metros, o que

representa uma capacidade de armazenamento de 6 m3.

50

No fundo dos tanques, foi instalada uma manta de plástico e acima da manta foram

realizadas compactações com argila, ambas as ações foram para evitar infiltração e

possível contaminação do lençol subterrâneo. Essa compactação foi feita com

auxilio de compactador manual antes da instalação dos tanques, a camada

compactada ficou em torno de 10 cm de altura. Sobre o solo compactado foi inserida

uma camada de solo para permitir o plantio das macrófitas emergentes (figura 6).

Figura 6: Leito vegetado de área construída de superfície alagada livre. Fonte: o autor Para melhor distribuição do fluxo de efluente tanto de entrada quanto da saída de

cada unidade, foi construído um compartimento e depositada uma camada de brita

de 30cm x 30cm nos 2 metros de largura dos tanques, o material possuía uma

granulometria variando de 15 a 20 mm.

3.3 Coleta e plantio das macrófitas Os espécimes de Typha dominguensis foram coletados em um lago natural

localizado na região de Caratinga – MG (Lagoa Silvana) no dia 13/12/2007 (figura

8). As macrófitas foram coletadas com o auxílio de uma cavadeira, que permitiu a

51

remoção da planta com o sistema radicular. As coletas foram realizadas mediante

permissão concedida pela autoridade responsável pela lagoa.

A - Serviço de terraplanagem

B - Construção do experimento

C- Sistema de alimentação

Figura 7: Etapas de construção do experimento. Fonte: o autor

52

A- Coleta e transporte das macrófitas

B- Plantio das macrófitas

C – Visão do experimento 60 dias após o plantio

Figura 8: Coleta, transporte, plantio e visão do pós-plantio das macrófitas. Fonte: o autor

53

As mudas foram transportadas até o local do experimento em sacos plásticos e

mantidas com água até o plantio, não sendo utilizado nenhum tipo de fertilizante ou

nutriente, o intervalo entre coleta e plantio foi de até 4 horas.

Dos quatro leitos construídos, dois foram plantados com indivíduos da macrófita

Thypa domingensis e dois foram usados como controle, ou seja, não possuíam

vegetação.

Para o plantio das macrófitas os leitos foram saturados com água, as mudas foram

selecionadas, e as plantas que não apresentava sinais de deformidades foram

plantadas. Após o plantio foi completado o volume dos tanques com água até a

altura de 30 cm. A densidade de plantio foi, em média, de 9 plantas/m2. Devido

algumas mudas não ter brotado, houve a necessidade de replantio, no dia

22/12/2007 foi realizado a reposição de 20 mudas, sendo 12 mudas no tanque de

tratamento 1 e 8 no tanque de tratamento 2. No dia 30/01/2008 foi iniciado a adição

de efluente nos leitos.

3.4 Funcionamento e Operação do Sistema

Uma parte do efluente superficial gerado na área de compostagem foi encaminhado

por gravidade para um tanque pulmão com capacidade de armazenamento com as

seguintes dimensões: 5 m de altura, 5 m de largura e 2 m de profundidade, o que

gerou uma capacidade de armazenamento de 50 m3. A utilização do tanque permitiu

regular o fluxo e decantar partículas pesadas.

A utilização do tanque pulmão propiciou aplicação contínua de efluente no sistema

de área alagada construída (AAC). Durante o período do estudo, uma alíquota do

54

efluente foi encaminhada para a planta piloto, através de tubulações independentes

de PVC com diâmetro de 50 mm. Na entrada de cada leito foi instalada válvula de

gaveta para regular o fluxo. A vazão foi regulada em 9,92 ml s-1 em cada leito para

permitir um tempo de residência de 7 dias nos leitos. Um esquema do tratamento é

demonstrado na figura 9.

Figura 9: Fluxograma de funcionamento do sistema de áreas alagadas construídas para o tratamento de efluentes de compostagem. Fonte: o autor

3.5 Monitoramento O monitoramento do projeto foi realizado no período de fevereiro a outubro de 2008

com freqüência semanal, pelo laboratório de pesquisa ambiental do Centro

Universitário do Leste de Minas Gerais UNILESTE-MG, e pelo laboratório de

Pesquisas da Cenibra.

As variáveis Temperatura, pH, O2 dissolvido, Saturação de O2, Potencial Redox,

foram realizados semanalmente, sendo determinadas no local do experimento

através de sonda de avaliação de qualidade de água ligada a um leitor da HACH

modelo HQ40d. As amostras foram coletadas em um Becker e imediatamente

analisada pelo equipamento previamente calibrado. A sonda foi mergulhada na água

até estabilização da leitura. (Figura 10).

55

Figura 10: Coleta de amostra e análises realizadas no local do experimento. Fonte: o autor

As variáveis DQO, DBO5, Sólidos Suspensos Totais, nitrogênio total Kjeldahl (NTK),

Fósforo total e Tubidez foram realizadas no laboratório de pesquisas da Cenibra por

métodos padronizados. (Tab. 2)

As amostras do experimento foram coletadas na entrada e saída do tratamento em

garrafas de polietileno com volume de 1 litro. Após a coleta as amostras eram

armazenadas sob refrigeração em caixas térmicas e transportadas para o

laboratório. As amostras não analisadas no mesmo dia eram preservadas e

conservadas em geladeira.

Todos os procedimentos de coleta, preservação e análise de um total de 927 dados

foram realizados conforme procedimentos descritos por APHA (2005).

56

TABELA 2 - Parâmetros físico-químicos monitorados, limites de detecção e referência metodológica.

Parâmetros Unidade Limite inferior de detecção

Referências

DQO mg L-1 50 NBR 10357 (1988)

DBO5 mg L-1 10 APHA (2005)

SST mg L-1 0,1 APHA (2005)

Turbidez NTU 0,02 APHA (2005)

N-kjeldahl mg L-1 1,044 APHA (2005)

Fósforo mg/L 0,008 mg L- APHA (2005)

3.6 Análises Estatísticas

Os dados obtidos durante o monitoramento foram agrupados e tratados através do

software Statistica 6.0. Esses testes são fundamentalmente utilizados em pesquisas

que tem como objetivo comparar condições experimentais já que os mesmos

fornecem respaldo científico na interpretação dos resultados. Como os dados

obtidos nesse trabalho não apresentaram uma distribuição normal, optou-se pela

realização do teste não-paramétrico, conforme recomendado por Callegari -Jacques

(2003).

Os resultados da estatística básica (média, desvio padrão e erro padrão da média),

juntamente com os outiliers e valores extremos foram determinados para todas as

variáveis analisadas nos efluentes.

57

3.7 Remoção de parte da biomassa.

Devido ao crescimento excessivo das macrófitas, aliado aos fortes ventos e ao peso

da inflorescência, algumas plantas começaram a tombar. Esse tombamento foi

sucedendo em maior número de plantas, o que levou à necessidade de remoção

das mesmas.

A remoção foi realizada no dia 09 de setembro de 2008 e foi feita em corte raso

(altura de 10 cm) de toda vegetação (figura 11), resultando uma produção de

biomassa de 280 kg de matéria úmida para os 36,8 m2 dos dois tanques

vegetados, o que correspondeu à uma produtividade de 77,34 ton ha-1. o material

foi incorporado no processo de compostagem.

Amostras de flores, caules, folhas e raízes foram encaminhadas para o laboratório

de pesquisa de solo da Cenibra para realização de análise seguindo metodologia

Embrapa (2009).

Na época da poda foi observado uma densidade média de 54 propágulos / m2 para o

tratamento 1 e 51 propágulos / m2 para o tratamento 2.

58

Figura 11: Detalhe da poda do sistema remoção da biomassa da taboa. Fonte: o autor

A exemplo do que foi observado por Valentim (2003) na fase de rebrota, observou-

se um maior número de emissões de brotos nas bordaduras dos tanques vegetados,

provavelmente onde os rizomas dispunham de maiores reservas nutricionais, devido

o efeito da bordadura.

59

4 RESULTADOS E DISCUSSÃO Uma vez que o chorume carrega consigo características do seu material de origem,

o chorume originado no processo de compostagem pode conter além da alta carga

orgânica, grandes quantidades de nutrientes e metais pesados, o que desta forma

poderá contaminar o solo e águas subterrâneas (WERNER, 1996). A caracterização

dos resíduos sólidos compõe um requisito importante para o dimensionamento do

sistema de tratamento. A caracterização desses resíduos realizada pelo laboratório

de pesquisa da CENIBRA está reportada na Tab. 3

TABELA 3 - Principais características dos resíduos sólidos utilizados para compostagem na área de estudo.

Variáveis Unidade Casca de

Eucalyptus

Lodo

Biológico

Cinza

Precipitador Dregs

pH - 6,2 7,15 12,5 11,7

Mat. Org. Total % 94,0 86,61 25,0 16,0

Carbono Total % 52,23 48,12 13,89 8,89

N -Total % 0,36 6,08 0,20 0,08

Fósforo % 0,13 1,63 2,00 0,40

Potássio % 0,36 0,56 3,42 1,60

Cálcio % 0,77 1,54 18,85 19,7

Ferro mg dm -3 700 7132 10450 2600

Os resultados sugerem que os 2 principais resíduos que compõe a compostagem,

cascas de Eucalyptus e lodo biológico são, em média, 90% de carbono orgânico, o

que pode resultar em uma alta atividade microbiológica nas áreas alagadas

construídas, pela assimilação e transformação desse carbono orgânico em CO2 ou,

dependendo das condições de concentração de O2 na água e sedimento, em CH4

contribuindo para diminuição no pH pela formação de ácidos húmicos (MAYES, et al.

2009).

60

Os macro nutrientes (N e P) diferem em termos de percentual em cada categoria de

resíduos, mas os 6,08% presentes no lodo biológico pode segundo Esteves ( 1998)

representar riscos, de eutrofizar ambientes aquáticos limitados por N.

O Fósforo esta presente em alto percentual na cinza do precipitador e no lodo

biológico. Sendo o principal promotor da eutrofização de ecossistemas aquáticos,

sua lixiviação dos depósitos de resíduos sem tratamento é uma ameaça aos

ecossistemas aquáticos adjacentes, pois, está frequentemente em concentrações

baixas em águas naturais tropicais. (ESTEVES, 1998)

As plantas aquáticas são compostas por 0,7% de N e 0,09% de P. Esses são os

elementos mais retirados das águas pelas atividades dos organismos

fotossintetizantes, sendo que cerca de 8 vezes mais N do que P é requerido pelas

plantas. O P, portanto, limita a eutrofização se a concentração de N for 8 vezes mais

abundante na água. O N limita a eutrofização se sua concentração for oito vezes

menor do que a do P na água (WALLACE, 2007).

A razão de Redfield, a qual é freqüentemente aceita como a razão entre os

elementos necessários para estímulo e contínuo crescimento das algas é de 16 N:1

P. Dois fatores são essencialmente importantes na prevalência do N em relação ao

P: Primeiro, uma parte do fosfato é adsorvida por argilas e se depositam nos

sedimentos. Segundo, algumas cianobactérias podem fixar nitrogênio dissolvido na

água, excretando amônia e assim aumentando a disponibilidade de nitrogênio em

águas doces (TUNDISI e TUNDISI, 2008).

61

O cátions básicos (Ca, K ) estão em percentuais elevados, particularmente o Ca,

com 18,8 e 19,7% nas cinzas e “Dregs”, respectivamente. Isso pode causar um

aumento na alcalinidade total dos efluentes, elevação de seu pH e limitar a ação dos

tratamentos com macrófitas sobre essa última variável (VAGSTAD et al., 2001).

Para (Budziak et al. (2004) e Vagstad et al. (2001) as indústrias de celulose e papel

possuem materiais essenciais para o processo de compostagem como fonte de

carbono e nitrogênio. Apesar de a compostagem ser um eficiente processo de

tratamento e com grandes resultados de adubação nos plantios, medidas de

controles deverão ser tomadas para minimizar os impactos ambientais da atividade.

Mara 2003 e Roque (1997) chamam a atenção para o problema de se empregar

técnicas sofisticadas de tratamento de esgotos sem que haja conhecimento local

para operá-los, e que para alcançar as metas da Organização Mundial da Saúde

de universalização dos serviços de água e esgoto até 2025, as tecnologias

empregadas deverão ser localmente apropriadas e, em particular, simples

disponíveis e sustentáveis.

Segundo Von Sperling (1996) as diferenças entre as conjunturas socioeconômicas

de países desenvolvidos e em desenvolvimento, têm forte influência na seleção dos

processos de tratamento de esgotos. Enquanto os custos de implantação e

operação, e a sustentabilidade são itens críticos na escolha de um sistema de

tratamento nos países em desenvolvimento, nos países desenvolvidos os itens mais

importantes a serem considerados são eficiência, confiabilidade, disposição de lodo

e requisitos de área.

4.1 Resultados das análises in situ.

Os resultados das variáveis medidas no local do experimento são mostrados e

discutidos a seguir (tab. 4), serão comparadas variações ocorridas entre a entrada e

62

saída dos leitos de tratamentos e de controles do sistema de Área Alagada

Construída para tratamento de efluentes de compostagem de resíduos de produção

de celulose Kraft de Eucalyptus.

TABELA 4 - Valores médios das variáveis físico-químicas na entrada e saída dos tanques controle e tratamento e a diferença percentual.

Temp.ºC

OD (mg/L)

Sat.O2(%)

pH Pot.Redox (mV)

Temp.ºC

OD (mg/L)

Sat.O2(%)

pH Pot.Redox (mV)

Entrada 23,8 1,1 12,2 8,0 -89,6 23,9 1,2 14,0 8,0 -90,1

Saída 24,1 1,6 19,9 8,2 -101,6 23,5 2,2 26,6 7,7 -70,3

Diferença (%)

1,2 31,3 38,7 2,4 11,8 -1,7 45,5 47,4 -3,9 -28,2

TRATAMENTOCONTROLE

A figura 12 mostra a variação do pH na entrada e saída dos controles e dos tratamentos.

Figura 12: Valores médios do pH na entrada (IO:E) e saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de tratamento (T1 e T2).

pH (

"- lo

g (H

+)"

Média Média + SE Média + SD Outliers ExtremosIO: E

C1 T1 C2 T27,0

7,2

7,4

7,6

7,8

8,0

8,2

8,4

8,6

8,8

9,0

9,2

IO: S

C1 T1 C2 T2E: EntradaS: Saída

63

Os resultados sugerem que o efluente tinha uma natureza básica, com uma média

de pH na entrada tanto do controle quanto do tratamento em torno de 8, 0 com picos

de 7.1 a 9,3, tanto nos controles quanto nos tanques com Typha dominguensis. O

efeito do tratamento (tanques com macrófitas), sobre o pH foi significativo, sugerindo

que houve uma redução real de 0,3 unidade de pH nos tratamentos, enquanto o pH

nos controles subiu ligeiramente (0,2 unidade de pH), apesar de não ser um

aumento significativo. Possivelmente, um dos maiores efeitos na diminuição dos

valores de pH veio da produção de ácidos orgânicos naturais por bactérias, como

subproduto da decomposição incompleta da matéria orgânica. (POLLARD, 2010).

Os valores elevados de pH de alguns dos resíduos de compostagem poderiam ter

mantido o pH elevado, mesmo na presença de ácidos orgânicos naturais, de fraca

acidez, mas a complexação deles com o Fe, presente em altas concentrações,

sugere uma inibição desse efeito. Mayes et al. (2009) registraram diminuições

maiores (2 a 3 unidades de pH), para efluentes com pH >8,0 em tratamento com

áreas alagadas de superfície livre plantadas com macrófitas.

Gschlöbl et al. (1998) verificaram que sistemas de áreas alagadas quando recebem

efluentes em faixa de pH alcalina, levam-no à neutralidade. Essa tendência foi

verificada nos tanques de tratamento plantados com macrófitas.

A figura 13 mostra a variação do potencial de oxi-redução, Eh, em mV na entrada e

saída do controle e do tratamento.

Os valores de potencial redox sempre estiveram negativos, indicando efluentes

redutores, não-tratados e tratados. Os valores de saída dos tanques de tratamento

foram significativamente (α = 0,05) maiores que os dos tanques sem macrófitas.

Esse efeito é, provavelmente devido ao aumento da concentração de O2. A elevada

afinidade por elétrons do oxigênio diminui o potencial redox. No presente estudo,

além da pouca elevação no O2 dissolvido, que será discutida posteriormente, a

64

decomposição de matéria orgânica no lixiviado e nos tanques produz elétrons em

quantidade superior à capacidade de ligação com o O2. Os valores encontrados

estão dentro do esperado para áreas alagadas naturais (-400 a +5 mV) e áreas

alagadas construídas (-400 a + 100 mV) segundo ( VON SPERLING,1996);

VERHOEVEN e MEULEMAN, 1999 e TUNDISI e TUNDIDI, 2008).

Figura 13: Valores médios do potencial redox (Eh), mV, na entrada (IO:E) e saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de tratamento (T1 e T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão.

(MITSCH et al., 2008; MITSCH e GOSSELINK, 2007 e ZHANG et al., 2010) para

latitudes tropicais, a temperatura da água em áreas alagadas construídas é mais

uma função do tamanho dos tanques, pela luminosidade mais ou menos constante

ao longo do ano e consequente exposição à radiação solar. Esses autores

encontraram variações de menos de 2 graus Celsius ao longo do ano em tanques de

AAC nos trópicos, independente da presença e/ou espécies utilizadas.

Pot

enci

al R

edox

, mV


C1 T1 C2 T2-160

-140

-120

-100

-80

-60

-40

-20

0

IO: S


65

A temperatura do efluente não mostrou diferenças significativas entre os tratamentos

e controles e entre a entrada e saída dos efluentes (figura 14). Entretanto, foi

possível verificar que a temperatura dos efluentes da saída dos tanques controle

(sem vegetação) apresentou ligeira elevação em relação à entrada e em relação

aos tanques de tratamento (com vegetação). Comportamentos semelhantes aos

observados por Tanner et al. (2002) que sugere que a temperatura da água em

áreas alagadas construídas é regulada pelo sombreamento e pela estação do ano.

Figura 14: Valores médios da temperatura na entrada (IO:E) e saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de tratamento (T1 e T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão. O oxigênio dissolvido é a segunda molécula mais importante em ecossistemas

aquáticos após a água, em si mesmos (Wetzel, 1983, citado em TUNDISI e

TUNDISI, 2008). A figura 15 mostra a variação da concentração de O2, em mg L-1,

na entrada e saída dos controles e dos tratamentos.

Tem

pera

tura

, °C


C1 T1 C2 T218

20

22

24

26

28

30

IO: S


66

Figura 15: Valores médios da concentração de oxigênio dissolvido na entrada (IO:E) e saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de tratamento (T1 e T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão.

Nas raízes das macrófitas, estão fixadas as bactérias que recebem oxigênio e

nitrogênio conduzidos pelos aerênquimas do caule até as raízes. Em troca, as

bactérias decompõem a matéria orgânica que é transformada em nutrientes que são

fornecidos para a planta.

Nos sistemas convencionais de tratamento de esgoto, o processo de decomposição

da matéria orgânica libera gases que produzem mau cheiro. No caso das áreas

alagadas construídas, o mau cheiro é evitado, porque as próprias raízes funcionam

como filtro, eliminando os maus odores. O oxigênio possui uma ação direta na

eliminação dos germes ou bactérias causadoras de doenças, eliminando facilmente

bactérias patogênicas e coliformes fecais. (VALENTIM, 1999; POLLARD, 2010).

Os compostos orgânicos solúveis são degradados aerobicamente, na maior parte,

por bactérias fixas às plantas e à superfície do sedimento, embora a degradação

anaeróbica também ocorra e possa ser, em alguns casos, significante. O oxigênio

O2, m

g/L

Média Média + SE Min-Max Outliers ExtremosIO: E

C1 T1 C2 T20,0

0,5

1,0

1,5

2,0

2,5

3,0

3,5

4,0

4,5

5,0

IO: S


67

necessário à decomposição aeróbica provém da atmosfera (difusão), da produção

fotossintética e da liberação pelas raízes das macrófitas (MOORHEAD e REDDY,

1990).

Nos alagados, a troca gasosa entre o sedimento e a atmosfera é muito reduzida

(BRIX, 1990) e, como resultado, a maioria dos sedimentos são anóxicos ou

anaeróbicos, o que determina baixas taxas de decomposição da matéria orgânica

produzida e, portanto, acúmulo desta na superfície do sedimento. Este sedimento

orgânico resultante tem altas capacidades de retenção de água e de troca catiônica.

As camadas superficiais do sedimento, bem como as macrófitas emergentes provêm

uma extensa área de superfície para o crescimento de micro-organismos; assim, os

alagados têm alto potencial para acumular e transformar materiais orgânicos e

nutrientes ( REDDY et al., 1989).

O tratamento biológico do efluente está associado aos processos desempenhados

pelos microorganismos que vivem ao redor das macrófitas e pela remoção de

poluentes, diretamente por assimilação pelos tecidos da própria planta (BREEN,

1990; POLLARD, 2010).

A transferência de oxigênio pelas plantas, para a região da rizosfera, é um requisito

importante para a remoção efetiva de alguns poluentes pelos microorganismos

(REDDY et al., 1989; MOORHEAD e REDDY, 1990).

A análise de variância (α = 0,05) sugere um aumento significativo das médias da

concentração de O2 dissolvido (cerca de 1,0 mg O2 L-1) dos tratamentos T1 e T2 e

para o tanque controle C1. Em C2 os valores de O2 dissolvido foram baixos,

sugerindo elevado consumo para oxidação de compostos orgânicos. O aumento da

concentração de O2 dissolvido se deve, provavelmente, à produção por microalgas.

A razão do mesmo processo não ter acontecido em C2 é desconhecida, mas a

herbivoria por organismos zooplactônicos pode ter sido mais intensa em C2.

68

Herbivoria por zooplâncton já mostrou afetar a concentração de O2 dissolvido em

lagos rasos tropicais (ESTEVES, 1998; TUNDISI, 2002; TUNDISI et al., 2002;

TUNDISI e TUNDISI, 2008);

A Figura 16 mostra a variação da concentração de O2, em % saturação, na entrada

e saída dos controles e dos tratamentos.

Figura 16: Valores médios da saturação de oxigênio dissolvido na entrada (IO:E) e saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de tratamento (T1 e T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão.

A saturação de O2 seguiu a variação das concentrações de oxigênio e foram baixas.

Os déficits de saturação variaram entre 80,1% nos tanques de controle a 73,4 % nos

tanques de tratamento. Tais déficits estão ligados às elevadas concentrações de

DBO (59 mg L-1 ) e DQO (574 mg L-1) registradas e discutidas abaixo. Os resultados

estatísticos para O2 dissolvido foram os mesmos para os valores expressos em % de

saturação.

Sat

uraç

ão O

2, %


C1 T1 C2 T20

5

10

15

20

25

30

35

40

45

IO: S


69

Os resultados dessa pesquisa foram abaixo dos encontrados por Toet et al. (2005),

ao estudar o uso de áreas alagadas para pós-tratamento de efluentes de estações

de tratamento de esgotos, onde a concentração de O2 dissolvido aumentou de 3

para 12 mg O2 L-1 após passagem por uma área alagada construída de superfície

livre. Os autores atribuem esse desempenho ao fato do Carbono orgânico recebido

pelas áreas alagadas construídas estar em pequena concentração (<1 mg C L-1), já

em fase dissolvida, o que facilitou sua degradação sem grande consumo de

oxigênio.

4.2 Análises de laboratório. Nesta seção são mostrados (tab. 5) e discutidos os valores médios das variáveis

medidas em laboratório, para se avaliar a eficiência da remoção de poluentes e de

depuração dos efluentes de compostagem de resíduos de produção de celulose

Kraft de Eucalyptus.

TABELA 5 - Valores médios de Demanda Química e Bioquímica de Oxigênio (DQO e DBO), (SST), Fósforo Total (PT), Nitrogênio Total Kjeldahl (NTK) e Turbidez (Turb.) na entrada (E) e saída (S), e a eficiência de remoção (ER) nos tanques de controle e tratamento.

DQO (mg/L)

DBO(mg/L)

SST (mg/L)

PT(mg/L)

NTK(mg/L)

Turb. (NTU)

DQO (mg/L)

DBO(mg/L)

SST (mg/L)

PT(mg/L)

NTK(mg/L)

Turb. (NTU)

E 575 58 63 0,20 6,1 138 572 59 62 0,23 9,0 135

S 527 42 30 0,15 5,4 57 418 34 12 0,1 5,8 38

ER (%)

8,3 27,6 52,4 25,0 11,5 58,7 26,9 42,4 80,6 56,5 35,6 71,9

CONTROLE TRATAMENTO

4.2.1 DQO e DBO

Os valores de Demanda Química de Oxigênio (DQO) sugerem uma eficiência média

de remoção de 8,3% para os tanques controle (sem vegetação), em comparação

com 26,9% de eficiência para os tratamentos. A tab. 6 demonstra que os tanques

70

vegetados foram mais eficientes em relação aos tanques sem macrófitas, sugerindo

a importância da typha dominguensis na depuração do efluente.

TABELA 6 - Valores de eficiência de remoção do tratamento em relação ao controle (ERTC) para os parâmetros Demanda Química e Bioquímica de Oxigênio (DQO e DBO), (SST), Fósforo Total (PT), Nitrogênio Total Kjeldahl (NTK) e Turbidez (TURB).

DQO DBO SST PT NTK TURB.

ERTC ( % )

69,0 34,9 35,0 55,8 67,7 18,3

A figura 17 mostra a variação da concentração de DBO, expressa como mg O2 L-1,

na entrada e saída dos controles e dos tratamentos.

Figura 17: Valores médios da concentração de DQO expressa como mg O2 L-1 na entrada (IO:E) e saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de tratamento (T1 e T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão.

Para a Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) houve uma eficiência média de

remoção de 27,6% para os tanques controle (sem vegetação), enquanto que nos

DQ

O, m

g/L


C1 T1 C2 T20

200

400

600

800

1000

1200

IO: S


71

tratamentos houve uma eficiência de 42,4%. Apesar dos tanques vegetados serem

34,9% mais eficientes em relação aos tanques sem macrófitas, a diferença foi

inferior em relação à DQO. (figura 18).

Sendo a DBO um “roubo” de oxigênio de ambientes aquáticos pela degradação da

matéria orgânica carbonácea (VON SPERLING, 1996), as elevadas concentrações

de carbono nos efluentes de entrada sugerem uma possível explicação para o

observado. Nas áreas controle, algas planctônicas possivelmente supriram parte do

oxigênio dissolvido necessário. Garcia et al. (2008) não encontrou diferenças

significativas na eficiência de remoção de DBO (74%) entre áreas alagadas

plantadas com macrófitas e áreas alagadas construídas colonizadas por microalgas

na Espanha, recebendo efluente poluído agrícola. Esse resultado parece ressaltar o

papel crucial das algas em áreas alagadas construídas.

Figura 18: Valores médios da concentração de DBO5 na entrada (IO:E) e saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de tratamento (T1 e T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão.

DB

O5, m

g/L

Média Média + SE Média + SD Outliers ExtremesIO: E

C1 T1 C2 T20

10

20

30

40

50

60

70

80

90

IO: S


72

Amostras de escoamento superficial de restos de casca e madeira de Picea abies

(L.), ou Pinheiro da Noruega, registraram concentrações de DQO entre 2475 a 6563

mg L-1, pH variando de 4,0 a 4,6, N-Total entre 0.07a1.19 mg N L-1 e concentrações

de P-Total entre 0.23 e 3.15 mg P L-1. Para Populus tremuloides a concentração de

DBO520, em amostras de água de chuva que atravessou pilhas de resíduos dessa

espécie variou de 500 a 5000 mg L-1.

4.2.2 Remoção de Sólidos Suspensos Totais (SST) e Turbidez Na tab. 7 encontra-se uma comparação da eficiência de remoção de SST por outras

áreas alagadas construídas com este estudo. A figura 19 mostra a variação da

concentração de SST, expressa como mg O2 L-1 , na entrada e saída dos controles

e dos tratamentos.

TABELA 7 - Comparação de eficiências de remoção de SST entre os resultados desse estudo com tratamentos para efluentes municipais e de lixiviado de aterro sanitário. Concentrações em mg SST L-1.

Tipos de efluentes

Entrada

Saída

Eficiência (%)

Referências

Tratamento

terciário de

efluentes

municipais

20,0 7,5 62,5 Ghermandi et al.,

2007

Lixiviado de

aterros sanitários

512 146,4 71,1 Campos et al., 2002

Lixiviado de

compostagem de

resíduos de

celulose

61,7 12,0 80,6 Este estudo

73

Figura 19: Valores médios da concentração de SST na entrada (IO:E) e saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de tratamento (T1 e T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão. A turbidez, ou a capacidade da água em absorver luz (VON SPERLING, 1996), foi

reduzida significativamente em todos os tanques, com e sem macrófitas (figura 20)

Figura 20: Valores médios da turbidez na entrada (IO:E) e saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de tratamento (T1 e T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão.

Tur

bide

z, N

TU


C1 T1 C2 T220

40

60

80

100

120

140

160

180

200

IO: S


SS

T, m

g/L


C1 T1 C2 T20

20

40

60

80

100

120

140

160

IO: S


74

Diversos autores afirmam que sistemas de tratamento por áreas alagadas

construídas são bastante eficientes na remoção de sólidos em suspensão (SST) e

conseqüentemente da turbidez. A redução desses valores nesses sistemas é devido

principalmente á processos físicos que retêm colóides e partículas milimétricas

contidas nos efluentes. O desenvolvimento do sistema de raízes das plantas que,

aliado ao tempo de retenção, é fundamental no processo de retenção das partículas.

O desenvolvimento das raízes no meio também estabilizou o leito evitando a

formação de caminhos preferenciais de fluxo, e reduziu a variação dos valores do

efluente tratado. (GSCHLÖBL et al., 1998; NERALLA et al., 2000; CAMPOS et al.,

2002; SOLANO et al., 2004).

4.2.3 Remoção de fósforo e nitrogênio.

A Figura 21 mostra a variação da concentração de Fósforo, expressa como mg O2 L-

1, na entrada e saída dos controles e dos tratamentos.

Figura 21: Valores médios da concentração de fósforo na entrada (IO:E) e saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de tratamento (T1 e T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão.

Fós

foro

, mg/

L


C1 T1 C2 T20,00

0,05

0,10

0,15

0,20

0,25

0,30

0,35

IO: S


75

Em áreas alagadas construídas pode-se obter até 95% de remoção de fósforo nos

primeiros anos de operação (REED, 1993). Wood e Mcatamney (1996) avaliaram

áreas alagadas construídas com substrato constituído por laterita granulada, rica

em óxidos de ferro e alumínio, como meio suporte e obtiveram remoção de 96% do

fósforo.

A eficiência de remoção de fósforo nas saídas dos tanques de tratamentos

plantados com Typha Dominguensis foi em média 56,5%. Esses valores foram

superiores aos valores encontrados por Toet et al. (2005), que estudando áreas

alagadas construídas de água livre observou uma redução de 26% de N e 5% de

redução de fósforos.

Pollard (2010), experimentando com baixa e alta carga de P em áreas alagadas

construídas de água livre, (tabela 8) achou os seguintes resultados:

TABELA 8 - Concentrações de N e P em baixa e alta carga.

Alta carga de P- total

Baixa carga de P- total

Entrada

Saída

Entrada

Saída

P- total 2,9 1.4 8,3 6,5

N- orgânico 31,0 9,8 34,5 9,4

N-NH4 30,5 9,0 30,5 6,8

N-NO3 1,4 0,1 0,8 0,0

O fósforo presente nas águas residuárias, quer seja na forma iônica ou complexada,

encontra-se, geralmente, como fosfato e sua remoção por disposição dos esgotos

em áreas alagadas é controlada pelos processos biótico e abiótico (REDDY e

D’ANGELO,1997).

76

Muitos estudos têm relatado que a remoção de fósforo através da assimilação pelas

plantas é baixo comparado as cargas usuais deste nutriente entrando em sistemas

de alagados (DRIZO et al., 1997; STOTTMEISTER et al., 2003 e NERALLA et al.,

2000).

A remoção de fósforo se deve principalmente a precipitação das formas solúveis

com metais como ferro e alumínio principalmente (MERZ, 2000), e adsorção de

partículas ao material constituinte do leito, como argila, silte, pedras, entre outros

(DRIZO et al., 1997 e MERZ, 2000). Por conseqüência, a capacidade de retenção e

remoção de fósforo em uma área alagada construída é limitada e exaure após um

certo tempo que varia em função principalmente, das características químicas do

meio suporte.

Para Reed al. (1995), desde que deposição de sedimento é o principal caminho para

remoção de fósforo, o valor da taxa de remoção é função da área superficial da AAC

e da concentração de fósforo na água residuária. A US EPA (2000b) reportou que a

remoção de fósforo em todos os tipos de AAC, tratando águas residuárias urbanas,

sempre requer tempo de residência hidráulica para gerar efluente com baixa

concentração de fósforo.

Os valores de nitrogênio (mg N-Total L-1) obtidos durante o monitoramento para

entrada e saída dos controles e dos tratamentos são mostrados na figura 22.

77

Figura 22: Valores médios da concentração de nitrogênio na entrada (IO:E) e saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de tratamento (T1 e T2). Com a liberação de oxigênio pelas raízes na água, ocorre oxidação das substâncias.

Mas o processo mais importante que suporta a base científica do uso das macrófitas

é a simbiose entre as plantas e os microrganismos presentes. Como na rizosfera

ocorre uma justaposição entre uma região aeróbia e outra anóxica, com a presença

de nitrogênio em suas diversas formas, ocorre o desenvolvimento de várias

bactérias que executam o processo de nitrificação-desnitrificação (VALENTIM,

1999).

A remoção de nitrogênio nas saídas dos tanques de tratamentos plantados com

Typha Dominguensis foi em média 35,6%, enquanto que nos tanques usados como

controle (sem plantas) a remoção foi de 11,5%. Os dados apresentados mostraram

que o abastecimento de oxigênio no leito pode ter sido insuficiente ou não bem

distribuído. Isto pode ser concluído pela baixa remoção de nitrogênio amoniacal e

Kjeldahl obtidas no processo, pois vários trabalhos reportam a nitrificação-

denitrificação como sendo uma das principais vias de recuperação de nitrogênio dos

esgotos em áreas alagadas construídas de fluxo superficial e subsuperficial

(MCBRIDE e TANNER, 2000; TANNER et al., 2002).

Nitr

ogên

io T

otal

, mg/

L


C1 T1 C2 T20

2

4

6

8

10

12

14

16

18

20

22

24

IO: S


78

O valor menor de redução nitrogênio na saída dos controles, em relação aos

tanques de tratamento pode ser atribuído à presença de Cyanobactérias, fixando N2

dissolvido na água e excretando-o como N-orgânico ou como produto de lise celular.

As condições para fixação de N2 por Cyanobactérias diminuem nos tanques de

tratamento, pelo sombreamento e maior competição por nutrientes com as plantas e

algas perifíticas.

4.2.4 Resultados das análises de concentração de nutrientes nos tecidos da Typha dominguensis.

As análises realizadas nos tecidos das plantas para verificar a concentração de

nutrientes nas flores, caules, folhas e raízes de Typha dominguensis (Tab. 9 e 10)

sugerem que há diferenças entre os tanques de tratamento e entre as partes das

plantas.

TABELA 9 - Percentual de nutrientes encontrados em diferentes partes do tecido de Typha Dominguensis para o tratamento 1.

Nitrogênio Fósforo Potássio Calcio

Flores 1,80 0,40 1,66 0,75

Caule 0,85 0,21 5,22 0,89

Folha 1,84 0,19 4,57 0,65

Raiz 0,73 0,14 2,19 1,04

79

TABELA 10 - Percentual de nutrientes encontrados em diferentes partes do tecido de Typha Dominguensis para o tratamento 2.

Nitrogênio Fósforo Potássio Calcio

Flores 1,41 0,34 1,76 0,42

Caule 1,46 0,21 4,46 1,58

Folha 1,59 0,19 4,68 0,67

Raiz 1,05 0,12 2,30 0,86

Com o desenvolvimento das plantas, a biomassa acima e abaixo do sedimento

aumentou significativamente durante o experimento, fornecendo uma oportunidade

de medir a concentração de nutrientes em seus tecidos. A Typha Dominguensis

mostrou diferenças para todas as partes da planta analisada, entre os tanques de

tratamento 1 e 2, sugerindo uma interação das raízes com a microflora do sedimento

com assimilação dos nutrientes. Larue et al. (2010) encontrou diferenças na

concentração de N em três espécies de macrófitas (Iris pseudacorus, Typha latifolia

e Phragmites australis), tanto nas partes aéreas quanto raízes, atribuindo isso às

concentrações de polifenóis nesses diferentes tecidos, que formavam complexos

com o Nitrogênio.

O fósforo apresentou resultados semelhantes para os tratamentos 1 e 2 e entre

tecidos analisados. Pelton et al. (1998), utilizando 32P atribuíram a ausência de

diferença nas concentrações de P em Typha dominguensis à pouca mobilidade do P

no sedimento e a necessidade do mesmo em todas os tecidos vegetais.

Também para as bases (K, Ca), os resultados dos testes sugerem uma diferença

significativa entre os tanques de tratamento e na concentração dos tecidos.

Baldantoni et al. (2004) encontraram diferenças significativas para macro e micro

nutrientes em raízes e caules de Phragmites communis e Najas marina. Esses

autores sugerem que diferenças sutis no substrato e na comunidade microbiana da

rizosfera podem induzir a diferentes taxas de absorção de nutrientes, enquanto

80

pressões ambientais (temperatura do ar, vento, herbivoria e competição intra-

específica) modificam a distribuição dos elementos nos tecidos.

Para o presente estudo, o tempo do experimento foi curto para avaliar com mais

precisão as taxas de absorção de nutrientes pelas macrófitas. Entretanto, elas

desempenham um importante papel na depuração dos efluentes, especialmente do

nitrogênio e fósforo.

81

5 CONCLUSÕES

Diante dos resultados obtidos com a aplicação de áreas construídas de Superfície

Alagada Livre (SAL) no tratamento de efluente superficial para tratamento de

efluentes superficiais de pátios de compostagem da indústria de celulose, é possível

apresentar as seguintes conclusões:

• O pH foi favoravelmente afetado pela passagem pelas áreas alagadas

plantadas;

• Houve diferenças nas eficiências de remoção de nutrientes entre os tanques

vegetados com macrófitas, em relação aos tanques denominados controle

sem vegetação, que sugerem um efeito benéfico na depuração deste tipo de

efluente de resíduos de polpação Kraft de Eucalyptus.

• O sistema de áreas construídas de superfície alagada livre (sal) plantado com

taboa, para tratamento do efluente superficial de pátios de compostagem,

apresentou bons resultados de remoção sendo: 26,9 % de DQO, 42,4 % de

DBO5, 80,6 % de Sólidos Suspensos Totais, 35,6 % de Nitrogênio total

Kjeldahl, 56,5 % de Fósforo total e 71,9 % de Tubidez.

• Houve um acréscimo significativo, ainda que pequeno, nos valores de

oxigênio dissolvido nos efluentes dos tanques vegetados pela transferência

de oxigênio para o leito.

• A Typha dominguensis mostrou potencialidade para tratamento de efluente

de resíduos de polpação Kraft de Eucalyptus, com resistência aos efluentes

superficiais.

• Os resultados obtidos com esse experimento parecem corroborar a

experiências em outras partes do mundo com áreas alagadas construídas;

• Em locais onde exista disponibilidade de área para a sua instalação, são

alternativas eficientes para integrar sistemas de tratamento de lixiviados, com

custos de implantação e operação relativamente baixos, compatíveis com a

realidade principalmente em países em desenvolvimento;

• Além da obtenção de resultados, considerados satisfatórios, as áreas

alagadas podem ser utilizadas para atividades de educação ambiental,

82

especialmente aquelas relativas à reflexão sobre a importância da

preservação e gerenciamento dos recursos hídricos;

83

6 RECOMENDAÇÕES

• Realizar experimentos em sistema de fluxo subsuperficial para verificação da eficiência de remoção de carga, com maior tempo de residência, pelo menos em três ciclos hidrológicos e com outras espécies;

• Construir sistema em série para verificar a performance de tratamento;

• Monitorar todas as formas de nitrogênio e fósforo, especialmente as dissolvidas e estimar o fluxo de N na forma de N2 e N2O;

• Monitorar a produção de CO2; CH4 e H2S;

• Testar a utilização da macrófita na produção de composto orgânico;

• Procurar estender o experimento a mais sítios, para se ter informações sobre a influência de outras condições climáticas e de relevo sobre o desempenho do sistema;

• Testar a utilização da macrófita como ração animal e material de construção, devido à elevada produtividade observada.

84

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315CIE ALAGADA LIVRE SAL PARA TRATAMENTO DE EFLUENTES ... · mestrado em engenharia industrial. ... alagada livre (sal) para tratamento de efluentes ... nitrogênio total kjeldahl,

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