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
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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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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
AVALIAÇÃO DO USO DE ÁREAS CONSTRUÍDAS DE SUPERFÍCIE
ALAGADA LIVRE (SAL) PARA TRATAMENTO DE EFLUENTES
SUPERFICIAIS DE PÁTIOS DE COMPOSTAGEM DA INDÚSTRIA DE
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.
AVALIAÇÃO DO USO DE ÁREAS CONSTRUÍDAS DE SUPERFÍCIE
ALAGADA LIVRE (SAL) PARA TRATAMENTO DE EFLUENTES
SUPERFICIAIS DE PÁTIOS DE COMPOSTAGEM DA INDÚSTRIA DE
CELULOSE.
Por
SEBASTIÃO TOMAS CARVALHO.
Dissertação de mestrado aprovada para obtenção do grau de Mestre em
Engenharia Industrial, pela Banca examinadora formada por:
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
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
3.7 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
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:
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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
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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
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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.
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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
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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.
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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
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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.
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
Média Média + SE Média + SD Outliers ExtremosIO: E
C1 T1 C2 T2-160
-140
-120
-100
-80
-60
-40
-20
0
IO: S
C1 T1 C2 T2E: EntradaS: Saída
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
Média Média + SE Média + SD Outliers ExtremosIO: E
C1 T1 C2 T218
20
22
24
26
28
30
IO: S
C1 T1 C2 T2E: EntradaS: Saída
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
C1 T1 C2 T2E: EntradaS: Saída
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
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, %
Média Média + SE Média + SD Outliers ExtremosIO: E
C1 T1 C2 T20
5
10
15
20
25
30
35
40
45
IO: S
C1 T1 C2 T2E: EntradaS: Saída
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.
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
Média Média + SE Média + SD Outliers ExtremosIO: E
C1 T1 C2 T20
200
400
600
800
1000
1200
IO: S
C1 T1 C2 T2E: EntradaS: Saída
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
C1 T1 C2 T2E: EntradaS: Saída
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
Média Média + SE Média + SD Outliers ExtremosIO: E
C1 T1 C2 T220
40
60
80
100
120
140
160
180
200
IO: S
C1 T1 C2 T2E: EntradaS: Saída
SS
T, m
g/L
Média Média + SE Média + SD Outliers ExtremesIO: E
C1 T1 C2 T20
20
40
60
80
100
120
140
160
IO: S
C1 T1 C2 T2E: EntradaS: Saída
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
Média Média + SE Média + SD Outliers ExtremesIO: E
C1 T1 C2 T20,00
0,05
0,10
0,15
0,20
0,25
0,30
0,35
IO: S
C1 T1 C2 T2E: EntradaS: Saída
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
Média Média + SE Média + SD Outliers ExtremesIO: E
C1 T1 C2 T20
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
22
24
IO: S
C1 T1 C2 T2E: EntradaS: Saída
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
7 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
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