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UNIVERSIDADE ESTADUAL DE CAMPINAS
FACULDADE DE ENGENHARIA CIVIL,
ARQUITETURA E URBANISMO
PLANTAS ORNAMENTAIS NO PÓS-TRATAMENTO DE
EFLUENTES SANITÁRIOS: WETLANDS-
CONSTRUÍDOS UTILIZANDO BRITA E BAMBU COMO
SUPORTE
Luciano Zanella
Campinas
2008
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UNIVERSIDADE ESTADUAL DE CAMPINAS
FACULDADE DE ENGENHARIA CIVIL, ARQUITETURA E URBANISMO
Luciano Zanella
PLANTAS ORNAMENTAIS NO PÓS-TRATAMENTO DE EFLUENTES
SANITÁRIOS: WETLANDS-CONSTRUÍDOS UTILIZANDO BRITA E
BAMBU COMO SUPORTE
Tese apresentada à Comissão de Pós-
graduação da Faculdade de Engenharia
Civil, Arquitetura e Urbanismo da
Universidade Estadual de Campinas,
como parte dos requisitos para obtenção
do título de Doutor em Engenharia Civil,
na área de concentração de Saneamento
e Ambiente
Orientador: Edson Aparecido Abdul Nour
Campinas
2008
FICHA CATALOGRÁFICA ELABORADA PELA
BIBLIOTECA DA ÁREA DE ENGENHARIA E ARQUITETURA - BAE - UNICAMP
Z16p
Zanella, Luciano
Plantas ornamentais no pós-tratamento de efluentes
sanitários: Wetlands-construídos utilizando brita e
bambu como suporte / Luciano Zanella.--Campinas, SP:
[s.n.], 2008.
Orientador: Edson Aparecido Abdul Nour
Tese (Doutorado) - Universidade Estadual de
Campinas, Faculdade de Engenharia Civil, Arquitetura e
Urbanismo.
1. Leitos Cultivados. 2. Plantas ornamentais. 3.
Bambu. 4. Tratamento de efluentes. 5. Esgotos. 6.
Saneamento. I. Nour, Edson Aparecido Abdul. II.
Universidade Estadual de Campinas. Faculdade de
Engenharia Civil, Arquitetura e Urbanismo. III. Título.
Título em Inglês: Domestic wastewater post-treatment using ornamental plants:
Constructed-Wetlands with gravel and bamboo as substrate
Palavras-chave em Inglês: Constructed-wetlands, Ornamental plants, Bamboo,
Wastewater post-treatment, Ecological sanitation.
Área de concentração: Saneamento e Ambiente
Titulação: Doutor em Engenharia Civil
Banca examinadora: Denis Miguel Roston, Luiz Sérgio Philippi, José Euclides
Stipp Paterniani, Roberto Feijó de Figueiredo
Data da defesa: 25/04/2008
Programa de Pós-Graduação: Engenharia Civil
Campinas, 25 de abril de 2008
A todos aqueles que acreditam que a busca
do novo é o que move a humanidade e que
pequenos atos e idéias podem ter grandes
resultados, eu dedico esse trabalho.
Agradecimentos
À Faculdade de Engenharia Civil, Arquitetura e Urbanismo e à Faculdade de
Engenharia Agrícola pela acolhida da pesquisa em suas instalações.
À Finep pelo apoio financeiro concedido ao trabalho por intermédio do Prosab
(Programa de Pesquisa em Saneamento Básico), edital 4, rede 5.
Ao amigo e orientador prof. Dr. Edson A. Abdul Nour pelas muitas horas de conversa,
por acreditar em uma proposta de trabalho que fugia às tradicionais e pela liberdade
concedida na condução da pesquisa.
Ao prof. Dr. Denis M. Roston pelas informações e troca de idéias a respeito do sistema
de wetlands-construídos.
Aos membros da banca, prof. Dr. Jose Euclides Stipp Paterniani, Prof Dr. Roberto Feijó
de Figueiredo e Prof Dr. Luiz Sérgio Philippi pela atenção e contribuições.
Agradeço, em especial, à Sandra A. R. Camargo pela extraordinária colaboração no
laboratório, construção e manutenção do sistema experimental, colaboração sem a qual
o presente trabalho não seria possível.
Aos professores Maria do Carmo Estanislau do Amaral e Volker Bittrich do Instituto de
Biologia da Unicamp pelas diversas dicas sobre espécies vegetais aquáticas e
palustres.
À Sra. Shigueko Mogui pela atenção, simpatia e por proporcionar a possibilidade de
conhecer de perto plantações de lótus de Mombuco em Guatapará – SP.
À equipe do Cepagri (Centro de Pesquisas Meteorológicas e Climáticas Aplicadas à
Agricultura), em especial ao pesquisador Dr Jurandir Zullo Junior e à Sra. Edilene
Carneiro da Silva, por permitirem o acesso aos dados meteorológicos.
Ao Instituto Agronômico (IAC) pelo bambu utilizado no sistema de wetlands-construídos.
Aos amigos do Laboratório de Saneamento da FEC, Lígia, Enelton e a todos os
bolsistas.
À amiga Elcy pelo auxílio em traduções.
Aos meus pais e amigos por todo o apoio e dedicação.
“A mente que se abre a uma nova
idéia jamais volta ao seu tamanho
original.”
Albert Einstein
Resumo
ZANELLA, Luciano. Plantas ornamentais no pós-tratamento de efluentes sanitários:
Wetlands-construídos utilizando brita e bambu como suporte. Campinas: Faculdade de
Engenharia Civil, Arquitetura e Urbanismo – UNICAMP, 2008. 213p. Tese (Doutorado) –
Faculdade de Engenharia Civil, Arquitetura e Urbanismo, UNICAMP, 2008.
Sistemas de pós-tratamento de efluentes de reatores anaeróbios possibilitam a melhoria na
qualidade do esgoto tratado de forma simplificada nas mais diversas condições, incluindo o
atendimento local de pequenas comunidades não servidas por sistemas convencionais de
coleta e tratamento. A opção pelo sistema de wetlands-construídos possibilita tirar proveito de
condições secundárias do sistema de tratamento de efluentes como o efeito paisagístico do
maciço vegetal, diminuição nos índices de rejeição do sistema pela população e, com a
introdução de espécies de interesse comercial, a possibilidade de geração de trabalho e renda
para a população circunvizinha. São várias as espécies de interesse ornamental que podem ser
adaptadas aos sistemas de pós-tratamento de esgoto dentre elas a Zantedeschia aethiopica
(copo de leite), Cyperus papyrus (papiro), Canna x generalis (biri) e Cyperus isocladus (mini
papiro) e a mesma versatilidade pode ser aplicada aos materiais utilizados como meio-suporte
como, por exemplo, o bambu, testado em comparação à brita no sistema avaliado em
Campinas, SP, para pós-tratamento de efluente de reator compartimentado anaeróbio. As
espécies ornamentais se adaptaram bem ao sistema de pós-tratamento mostrando-se viáveis
para sistemas de wetlands-construídos. O bambu mostrou-se como uma alternativa aos meios-
suportes tradicionais embora com resultados inferiores àqueles obtidos quando do uso da brita.
Análises estatísticas indicam que, para as condições impostas ao sistema testado, o meio
suporte tem maior significância que a espécie vegetal na eficiência do sistema. Embora operado
com tempo de detenção hidráulico significativamente inferior ao ideal, o sistema de pós-
tratamento foi responsável, em média, por cerca de 30% da remoção tanto dos sólidos em
suspensão totais quanto da DQO em relação ao total obtido no sistema: reator
compartimentado e wetlands-construídos. O wetland-construído de leito de brita e vegetado
com papiro alcançou valores médios de remoção de fósforo total de 27,7%. O resultado médio
obtido para a remoção de coliformes totais e para a remoção de coliformes termotolerantes foi
de cerca de 1 log de decaimento, abaixo do desejável. O uso de sistemas vegetados faz com
que ocorra significativa perda de água por evapotranspiração e incorporação na massa vegetal,
em média, 44,8% durante o período de acompanhamento.
Palavras Chave: wetlands-construídos, plantas ornamentais, bambu, pós-tratamento de
esgotos, saneamento ecológico.
Abstract
ZANELLA, Luciano. Domestic wastewater post-treatment using ornamental plants:
Constructed-Wetlands with gravel and bamboo as substrate. Campinas: Faculdade de
Engenharia Civil, Arquitetura e Urbanismo – UNICAMP, 2008. 213p. Tese (Doutorado) –
Faculdade de Engenharia Civil, Arquitetura e Urbanismo, UNICAMP, 2008.
Anaerobic reactor’s effluent post-treatment systems make possible the improvement of
anaerobic-treated wastewater characteristics in diverse conditions in a simple way. This post-
treatment design flexibility will be able to support small communities to have better
environmental conditions even if they did not have a traditional wastewater plant previously. The
option for a constructed-wetland wastewater treatment system takes in consideration another
advantages, as such as the effect on the landscape, that may change the main focus of the
treatment plant from the wastewater, decreasing the plant rejection. The vegetal specie may be
used to attend commercial and ornamental interests, and they might improve the income of
people and create new places of job in the neighborhood as well. Several species with
ornamental or economical value can be adapted to wastewater post-treatment systems like
Zantedeschia aethiopica (calla lilly), Cyperus papyrus (papyrus), Canna x generalis (canna lilly)
and Cyperus isocladus (dwarf papyrus). As it occurs to vegetation, many different materials can
be used as substrates in constructed-wetlands systems like bamboo rings, material that was
selected to be compared with a gravel bed constructed-wetland located at UNICAMP in
Campinas, SP, Brazil, as an anaerobic baffled reactor post-treatment system. The ornamental
species were well adapted to the wastewater post-treatment system. Bamboo rings can be used
as substrate, but when gravel is used the system efficiency reached better results. Statistical
tests show that, for the conditions imposed to the tested system, the substrate material is more
important than the vegetal species to obtain better treatment efficiency. Although the used
hydraulic detention time was considerably smaller than desirable, the post-treatment system
contributed with about 30% of the wastewater treatment system COD and suspended solids
removal efficiency results. The best medium total phosphorous removal efficiency value was
27.7% for the gravel and papyrus constructed wetland. The efficiency of total and thermotolerant
coliforms removal was about 1 log decay. The use of a vegetated system caused an intense loss
of water by evapotranspiration, in average, 44.8%, during research period. This loss covers up
the system real capacity in regard to the removal of several parameters, when only compared
the affluent and effluent concentrations. The evaluation of the system's efficiency must be
verified considering the load removal, instead of the current methods of analysis based on
concentration.
Key words: constructed-wetlands, ornamental plants, bamboo, wastewater post-treatment,
ecological sanitation.
i
ii
Sumário
Sumário........................................................................................................................... ii
Lista de siglas, símbolos e abreviaturas......................................................................... iv
Lista de figuras..............................................................................................................viii
Lista de tabelas .............................................................................................................xiv
1. Introdução ................................................................................................................... 1
2. Objetivos ..................................................................................................................... 5
2.1. Objetivos específicos ........................................................................................... 5
3. Justificativa.................................................................................................................. 7
4. Revisão bibliográfica ................................................................................................... 9
4.1. Processos anaeróbios........................................................................................ 10
4.2. Os reatores anaeróbios...................................................................................... 11
4.3. Características do processo anaeróbio.............................................................. 18
4.4. Pós-tratamento de esgotos ................................................................................ 19
4.4.1. Principais tipos e possibilidades................................................................... 19
4.4.2. Sistemas naturais......................................................................................... 22
4.4.2.1. Sistemas solo-planta.............................................................................. 24
4.4.2.2. Wetlands-construídos............................................................................. 28
Wetlands de fluxo superficial............................................................................ 31
Wetlands de fluxo superficial e vegetação emergente ..................................... 33
Wetlands de fluxo superficial e vegetação flutuante ........................................ 34
Wetlands de fluxo superficial e vegetação fixa de folhas flutuantes................. 35
Wetlands de fluxo superficial e vegetação submersa ...................................... 36
Wetlands de fluxo sub superficial..................................................................... 38
Wetlands com fluxo horizontal combinado....................................................... 39
iii
Wetlands com fluxo vertical.............................................................................. 40
4.4.2.3. Vegetação .............................................................................................. 41
4.4.2.4. Material suporte .....................................................................................53
4.4.2.5. Experiências com wetlands.................................................................... 55
5. Material e métodos.................................................................................................... 69
5.1. Sistema de tratamento de esgotos..................................................................... 69
5.2. Wetlands-construídos ........................................................................................ 73
5.2.1. Dispositivos de entrada e saída ................................................................... 75
5.2.2. Meio suporte ................................................................................................ 78
5.2.3. Vazões e tempo de detenção hidráulico ...................................................... 81
5.2.4. Vegetação.................................................................................................... 82
5.3. Monitoramento do sistema e análise dos resultados ......................................... 86
6. Resultados ................................................................................................................ 89
6.1 Vegetação........................................................................................................... 89
6.2 Material suporte ................................................................................................ 102
6.3 Dados meteorológicos ...................................................................................... 107
6.4 Controle do sistema e eficiência de tratamento ................................................ 110
6.4.1 Controle de vazão ....................................................................................... 110
6.4.2 Análise por concentração x análise por carga............................................. 113
6.4.3 Remoção de matéria orgânica .................................................................... 115
6.4.4 Remoção de sólidos.................................................................................... 124
6.4.5 Cor e turbidez.............................................................................................. 139
6.4.6 Oxigênio dissolvido ..................................................................................... 145
6.4.7 pH, condutividade, alcalinidade e ácidos orgânicos.................................... 147
6.4.8 Nutrientes.................................................................................................... 155
6.4.9 Grupo coliforme........................................................................................... 166
7. Conclusões.............................................................................................................. 173
8. Recomendações e sugestões ................................................................................. 179
Referências bibliográficas ........................................................................................... 181
iv
Lista de siglas, símbolos e abreviaturas
α
erro aceitável
µm micrômetro
ABR anaerobic baffled reactor
ABNT Associação Brasileira de Normas Técnicas
AM Amazonas
APHA American Public Health Association
CEPAGRI Centro de Pesquisas Meteorológicas e Climáticas Aplicadas a Agricultura
Cd cádmio
CH
4
metano
cm centímetro
CO
2
gás carbônico
COT carbono orgânico total
Cr cromo
Cu cobre
d
10
diâmetro efetivo
DBO demanda bioquímica de oxigênio
DQO demanda química de oxigênio
EPA Environmental Protection Agency
ETAR estação de tratamento de águas residuárias
ETE estação de tratamento de esgotos
Fe ferro
v
FEAGRI Faculdade de Engenharia Agrícola
FEC Faculdade de Engenharia Civil, Arquitetura e Urbanismo
FUNASA Fundação Nacional de Saúde
h hora
IAC Instituto Agronômico de Campinas
IWA International Water Association
Kg quilograma
L litro
m metro
MA Maranhão
mg miligrama
mL mililitro
min minuto
mm milímetro
Mn manganês
MPa mega pascal
MT Mato Grosso
N nitrogênio
n° número
NBR norma brasileira de referência
NH
3
amônio
NH
4
amônia
Ni níquel
NMP número mais provável
NO
2
nitrito
NO
3
nitrato
NPK nitrogênio, fósforo, potássio
NTK nitrogênio total Kjeldahl
OD oxigênio dissolvido
P fósforo
P P-valor, grau de significância estatística, probabilidade de cometer o erro
Pb chumbo
pH potencial hidrogeniônico
vi
prof. professor
PROSAB Programa de Pesquisa em Saneamento Básico
Pt platina
PVC policloreto de vinila
R$ real
RAC reator anaeróbio compartimentado
RS Rio Grande do Sul
SC Santa Catarina
Sebrae Serviço Brasileiro de Apoio às Micro e Pequenas Empresas
SS sólidos em suspensão
SSF sólidos em suspensão fixos
SST sólidos em suspensão totais
SSV sólidos em suspensão voláteis
ST sólidos totais
SV sólidos voláteis
TDH tempo de detenção hidráulica
TO Tocantins
U uniformidade
UASB upflow anaerobic sludge blanket
UNICAMP Universidade Estadual de Campinas
UNT unidade nefelométrica de turbidez
USEPA United States Environmental Protection Agency
Zn zinco
vii
viii
Lista de figuras
Figura 4.1 Representação esquemática de sistema de infiltração 25
Figura 4.2 Representação esquemática de sistema de irrigação 26
Figura 4.3 Representação esquemática de sistema de escoamento superficial 27
Figura 4.4 Representação esquemática de um wetland natural 30
Figura 4.5
Representação esquemática de wetlands-construídos de fluxo superficial e
vegetação emergente 33
Figura 4.6
Representação esquemática de wetlands-construídos de fluxo superficial e
vegetação flutuante 34
Figura 4.7
Representação esquemática de sistema de wetland-construído com fluxo
horizontal superficial e vegetação fixa de folhas flutuantes
36
Figura 4.8
Representação esquemática de wetland-construído com fluxo horizontal
superficial e vegetação submersa fixa 37
Figura 4.9
Representação esquemática de wetland-construído de fluxo horizontal
subsuperficial 39
Figura 4.10 Wetland-construído de fluxo horizontal combinado 40
Figura 4.11 Representação esquemática de wetland-construído de fluxo vertical 41
Figura 4.12 Ilha artificial e construções feitas com totora – lago Titicaca, Peru 42
Figura 4.13 Copo de leite (Zantedeschia aethiopica) 46
Figura 4.14 Papiro (Cyperus papyrus) 46
Figura 4.15 Mini papiro (Cyperus isocladus) 47
Figura 4.16 Biri (Canna x generalis) 47
Figura 4.17 Guaimbê (Philodendron bipinnatifidum) 48
Figura 4.18 Artesanato e mobiliário confeccionado com fibras naturais
(a) rede, almofadas e esteiras de taboa
(b) cadeira e cesta de taboa
(c) potes e bolsas de “barba de bode”
(d) mesa e pufes de taboa
51
ix
Figura 5.1 Representação esquemática da planta geral de tratamento 71
Figura 5.2 Reator compartimentado anaeróbio 72
Figura 5.3 Tanque de macrófitas 73
Figura 5.4 Representação esquemática em corte de um wetland-construído 74
Figura 5.5 Representação esquemática, em planta, do dispositivo de entrada dos wetlands 75
Figura 5.6 Dispositivo de entrada implantado no sistema 76
Figura 5.7 Representação esquemática, em planta, do dispositivo de saída dos wetlands 76
Figura 5.8 Detalhe do coletor implantado na saída do sistema 77
Figura 5.9 Sistema de saída e controle de nível instalado no sistema 77
Figura 5.10 Anéis de bambu - detalhe 78
Figura 5.11 Bambusa tuldoides – espécie utilizada com meio suporte 79
Figura 5.12 Espécies em teste no sistema de pós-tratamento com wetlands
(a) Zantedeschia aethiopica
(b) Cyperus papyrus
82
Figura 5.13 Plantas em teste paralelo quanto ao crescimento sob as condições impostas
pelo sistema de tratamento de esgotos
a. Alpinia purpurata
b. Alpinia zerumbet
c. Zigiber spectabili
d. Iris germânica
83
Figura 5.14
Neomarica caerulea
84
Figura 5.15 Representação esquemática da distribuição das mudas no plantio inicial 84
Figura 5.16 Espécies adicionais incluídas no sistema
a. Nelumbo nucifera
b. Agapanthus africanus
c. Heliconia psittacorum
d. Dietes bicolor 85
Figura 6.1 Evolução da vegetação no wetland-construído com leito de brita e vegetado
com papiro – tanque 1 94
Figura 6.2 Evolução da vegetação no wetland-construído com leito de brita e vegetado
com plantas mistas – tanque 2 94
Figura 6.3 Evolução da vegetação no wetland-construído com leito de bambu e vegetado
com plantas mistas – tanque 3
95
Figura 6.4 Evolução da vegetação no wetland-construído com leito de bambu e vegetado
com papiro – tanque 4 95
Figura 6.5 Comparação entre o maciço vegetal formado pelo papiro nos wetlands-
construídos com leito de brita e de bambu em 11 de novembro de 2005, 204
dias de operação
96
Figura 6.6 Florada de biri (Canna x generalis) nos wetlands-construídos. Ao fundo, papiro 99
Figura 6.7 Florada de copo de leite (Zantedeschia aethiopica) nos wetlands-construídos 99
Figura 6.8 Mini papiro no wetland-construído com leito de bambu 100
x
Figura 6.9 Espécies introduzidas ao final do experimento
a. cavalinha (Equisetum hyemale)
b. espada de são jorge (Sansevieria trifasciata)
c. guaimbê (Monstera deliciosa)
d. bananeira ornamental (Heliconia rostrata)
102
Figura 6.10 Comparação visual do crescimento do papiro utilizado nos leitos de brita e
bambu
a. 15.07.2005 (85 dias)
b. 30.09.2005 (162 dias)
c. 13.01.2006 (267 dias)
105
Figura 6.11 Comparação visual do crescimento das plantas mistas utilizadas nos leitos de
brita e bambu
a. 15.07.2005 (85 dias)
b. 30.09.2005 (162 dias)
c. 13.01.2006 (267 dias) 106
Figura 6.12 Temperaturas do ar, máxima e mínima, para o período de acompanhamento
dos wetlands-construídos 108
Figura 6.13 Precipitação diária (mm) durante o tempo de acompanhamento do sistema 108
Figura 6.14 Precipitação diária (mm) durante o tempo de acompanhamento do sistema 109
Figura 6.15 Tempo de detenção hidráulico aplicado aos wetlands-construídos 111
Figura 6.16 Concentração de DBO verificada nos pontos de amostragem 115
Figura 6.17 Eficiência de remoção de DBO para os wetlands-construídos 116
Figura 6.18 Valores de DQO ao longo dos últimos 300 dias de operação 119
Figura 6.19 Concentração de DQO verificada nos pontos de amostragem 119
Figura 6.20 Eficiência de remoção de DQO, em termos de concentração, para o sistema de
tratamento de esgotos – RAC seguido de wetlands-construídos 120
Figura 6.21 Eficiência de remoção de DQO, em termos de concentração, para o sistema de
pós-tratamento de esgotos – wetlands-construídos 120
Figura 6.22 Eficiência relativa de remoção de DQO para o sistema global – participação do
wetland-construído X participação do RAC
a. wetland brita + papiro X RAC
b. b. wetland brita + mistas X RAC
c. wetland brita + branco X RAC
d. wetland bambu + papiro X RAC
e. wetland bambu + mistas X RAC
f. wetland bambu + branco X RAC
123
Figura 6.23 Concentração de sólidos para o esgoto bruto ao longo do tempo 125
Figura 6.24 Concentração de sólidos para o efluente do RAC ao longo do tempo 125
Figura 6.25 Eficiência de remoção de SST, em termos de concentração, para o sistema de
pós-tratamento de esgotos – wetlands-construídos 127
xi
Figura 6.26 Eficiência relativa de remoção de SST para o sistema global – participação do
wetland-construído X participação do RAC
a. wetland brita + papiro X RAC
b. wetland brita + mistas X RAC
c. wetland brita + branco X RAC
d. wetland bambu + papiro X RAC
e. wetland bambu + mistas X RAC
f. wetland bambu + branco X RAC
129
Figura 6.27 Eficiência de remoção de SSF, em termos de concentração, para o sistema de
pós-tratamento de esgotos – wetlands-construídos
130
Figura 6.28 Comportamento das várias unidades do sistema quanto à concentração de SSF 131
Figura 6.29 Eficiência relativa de remoção de SSF para o sistema global – participação do
wetland-construído X participação do RAC
a. wetland brita + papiro X RAC
b. wetland brita + mistas X RAC
c. wetland brita + branco X RAC
d. wetland bambu + papiro X RAC
e. wetland bambu + mistas X RAC
f. wetland bambu + branco X RAC
132
Figura 6.30 Variação na concentração de SSV no efluente das diversas unidades de
tratamento 133
Figura 6.31 Eficiência de remoção de SSV, em termos de concentração, para o sistema
global de tratamento de esgotos – RAC + wetlands-construídos 134
Figura 6.32 Eficiência de remoção de SSV, em termos de concentração, para o sistema de
pós-tratamento de esgotos – wetlands-construídos 135
Figura 6.33 Eficiência relativa de remoção de SSV para o sistema global – participação do
wetland-construído X participação do RAC
a. wetland brita + papiro X RAC
b. wetland brita + mistas X RAC
c. wetland brita + branco X RAC
d. wetland bambu + papiro X RAC
e. wetland bambu + mistas X RAC
f. wetland bambu + branco X RAC
136
Figura 6.34 Cor aparente ao longo do tempo para o efluente do sistema de pós-tratamento
de esgotos 139
Figura 6.35 Cor aparente para o efluente do sistema de pós-tratamento de esgotos 140
Figura 6.36 Efluente dos wetlands-construídos com leito de bambu e brita em 06/10/2005 141
Figura 6.37 Turbidez para o efluente do sistema de pós-tratamento de esgotos 143
Figura 6.38 Concentração de oxigênio dissolvido para os efluentes das diversas unidades
do sistema de pós-tratamento de esgotos 146
Figura 6.39 Valores de pH para o sistema global de tratamento de efluentes 148
Figura 6.40 Comportamento do pH para o sistema global de tratamento de efluentes 149
Figura 6.41 Valores de alcalinidade para o sistema global de tratamento de efluentes 150
xii
Figura 6.42 Concentração de ácidos orgânicos nos efluentes coletados no sistema global de
tratamento
152
Figura 6.43 Valores de condutividade verificados nos pontos de amostragem 153
Figura 6.44 Eficiência de remoção de fósforo total nas unidades do sistema de pós-
tratamento de efluentes 156
Figura 6.45 Eficiência de remoção de nitrogênio orgânico nas unidades do sistema de pós-
tratamento de efluentes
160
Figura 6.46 Remoção de nitrogênio amoniacal no sistema de pós-tratamento de efluentes 161
Figura 6.47 Concentração de nitrito verificada nos pontos de amostragem 163
Figura 6.48 Concentração de nitrito verificada nos pontos de amostragem 165
Figura 6.49 Valores obtidos para coliformes totais nos pontos de amostragem 167
Figura 6.50 Valores obtidos para eficiência de remoção de coliformes totais nos pontos de
amostragem
168
Figura 6.51 Valores médios de eficiência de remoção de coliformes totais 169
Figura 6.52 Valores obtidos para coliformes termotolerantes nos pontos de amostragem 170
Figura 6.53 Valores obtidos para eficiência de remoção de coliformes termotolerantes nos
pontos de amostragem 171
Figura 6.54 Valores médios de eficiência de remoção de coliformes totais 171
xiii
xiv
Lista de tabelas
Tabela 4.1 Membranas para tratamento de água e esgoto 21
Tabela 4.2 Principais espécies de macrófitas utilizadas em wetlands 44
Tabela 4.3 Eficiência de remoção de DBO, DQO, P
total
e N
total
para diversas espécies
vegetais em diferentes TDH
59
Tabela 4.4 Remoção média de nitrogênio total e fósforo total para diversas
configurações de wetlands-construídos em diversas partes do mundo 65
Tabela 5.1 Caracterização média do esgoto bruto afluente ao sistema de tratamento
entre os meses de março e maio de 2005 70
Tabela 5.2 Valor médio do índice de vazios para os meios suportes utilizados nos
wetlands 80
Tabela 5.3 Valores de TDH e vazões necessárias à sua manutenção 81
Tabela 6.1 Espécies vegetais pré-selecionadas para teste em sistema de wetlands-
construídos
89
Tabela 6.2 Aproveitamento das mudas para o primeiro plantio realizado 92
Tabela 6.3 Espécies vegetais utilizadas em complementação à cultura de
Zantedeschia aethiopica nos wetlands-construídos 2 e 3
93
Tabela 6.4 Variação da eficiência do sistema de wetland-construído com leito de brita
com base no tipo de análise dos dados 114
Tabela 6.5 Variação da eficiência do sistema de wetland-construído com leito de
bambu com base no tipo de análise dos dados 114
Tabela 6.6 Eficiência média de remoção de DQO, em concentração, para o sistema
global de tratamento de esgotos e para o sistema de pós-tratamento
121
Tabela 6.7 Eficiência média de remoção de sólidos, em concentração, para o sistema
de pós-tratamento de esgotos
127
Tabela 6.8 Eficiência média de remoção de SSV, em concentração, para o sistema
global de tratamento de esgotos e para o sistema de pós-tratamento 135
Tabela 6.9 Valores de cor aparente obtidos para o sistema de pós-tratamento 141
Tabela 6.10 Valores de turbidez obtidos para o sistema de pós-tratamento 144
xv
Tabela 6.11 Valores de turbidez obtidos para o sistema de pós-tratamento entre 15 e 19
de agosto de 2005
144
Tabela 6.12 Valores de concentrações de oxigênio dissolvido nos efluentes das
diversas unidades do sistema de pós-tratamento
146
Tabela 6.13 Valores de alcalinidade nos diversos efluentes coletados ao longo do
sistema de tratamento 150
Tabela 6.14 Eficiência de remoção de ácidos orgânicos, em termos de concentração,
para os efluentes das unidades do sistema de pós-tratamento 152
Tabela 6.15 Valores médios de condutividade nos pontos de amostragem 154
Tabela 6.16 Concentração média de fósforo observada ao longo do sistema de
tratamento 156
Tabela 6.17 Eficiência de remoção de fósforo total, em termos de concentração, para o
sistema de pós-tratamento
157
Tabela 6.18 Concentração de nitrogênio orgânico observada ao longo do sistema de
tratamento 159
Tabela 6.19 Concentração média de nitrogênio amoniacal observada ao longo do
sistema de tratamento 160
Tabela 6.20 Eficiência global de remoção de nitrogênio amoniacal ao longo do sistema
de tratamento a partir do esgoto bruto
162
Tabela 6.21 Concentração média de nitrito nos pontos de amostragem 163
Tabela 6.22 Eficiência de remoção média de nitrito nos pontos de amostragem
considerando o sistema global de tratamento e o sistema de pós-
tratamento isolado 164
Tabela 6.23 Eficiência de remoção de nitrato, em concentração, para o sistema de pós-
tratamento 165
1
PLANTAS ORNAMENTAIS NO PÓS-TRATAMENTO DE EFLUENTES
SANITÁRIOS: WETLANDS-CONSTRUÍDoS UTILIZANDO BRITA E
BAMBU COMO SUPORTE
1. Introdução
As formas com que as diversas culturas enxergam as estruturas necessárias para o
atendimento de questões mínimas de salubridade são as mais diversas e inesperadas
possíveis, algumas, tangenciando o cômico, povoam o folclore do saneamento
nacional.
Alguns dos casos mais conhecidos no folclore do saneamento incluem a utilização de
vasos sanitários para o cultivo de plantas e flores no interior dos banheiros, em
conjuntos habitacionais onde a população estava habituada às fossas negras e não aos
vasos sanitários. Parte da confusão provém do próprio nome do aparelho, vaso
sanitário.
Relatos de funcionários da FUNASA indicam que, após a instalação de um sistema
simplificado de tratamento de água em algumas aldeias indígenas no norte do país, o
sistema foi violentamente destruído pelos habitantes que responsabilizaram a “magia do
homem branco” por surtos de dengue que aconteceram naturalmente na região. A
diferença do aspecto visual das instalações em comparação ao que a população estava
acostumada foi um dos principais fatores dessa revolta. Uma estrutura desse tipo, numa
grande cidade passaria desapercebida, mas em uma aldeia indígena era o foco
principal de atenção.
2
Já em áreas urbanas, são comuns os casos de reclamações, por parte da população
vizinha, sobre o cheiro emitido por estações de tratamento de esgoto, mesmo durante a
sua construção, antes de iniciado o funcionamento.
O fator de rejeição que as estações de tratamento de esgotos induzem na população é
uma quase unanimidade, independente da cultura, já que muitas estações de
tratamento de efluentes não contam com o cuidado e com a manutenção necessária.
A rejeição não é um fator exato. É maior ou menor dependendo das características do
sistema e de fatores externos ao tratamento de esgotos em si. Quando a exigência da
construção de uma estação implica em ganhos ou mitigação de perdas para a
população, o fator de rejeição pode ser, mesmo que temporariamente, relegado a
segundo plano.
Como exemplo pode ser citado a ETE do bairro do Pinheirinho em São Bernardo do
Campo, Região Metropolitana de São Paulo, bairro localizado às margens da represa
Billings. A manutenção das habitações no local dependia do tratamento terciário dos
esgotos produzidos no bairro que, até então, eram dispostos na represa. Neste caso,
mesmo localizada nas proximidades das casas, a estação foi mais que uma exigência –
uma necessidade – para a permanência dos moradores no local, mitigando os prejuízos
de um despejo judicial.
Outras vezes as populações desconhecem a necessidade do tratamento dos esgotos.
No sul do estado de São Paulo, região conhecida como Vale do Ribeira, existem várias
comunidades quilombolas, tradicionais agricultores de banana. Com a concorrência
gerada pela produção de bananas com técnicas mais avançadas, a solução encontrada
pelos agricultores da região foi a mudança do cultivo tradicional para o cultivo orgânico,
como originalmente era realizado na região. O principal foco da produção de banana
orgânica seria o mercado externo, principalmente o europeu, que busca cada vez mais
produtos livres de agro-químicos. Apesar do caminho encontrado, a União Européia tem
exigências severas quanto a importação de produtos agrícolas com a designação de
orgânico. Uma das exigências feitas era que todo o esgoto produzido pela comunidade
fosse tratado e corretamente disposto. Outra solução apontada para a retomada
econômica da região seria a mudança do produto de cultura, trocar o cultivo da banana
pelo cultivo de alguma espécie vegetal com maior valor de mercado, como as plantas
ornamentais da mata atlântica.
3
Para muitos prefeitos, a implantação de uma estação de tratamento de esgotos em seu
município também é vista como uma exigência legal, já que os ganhos ambientais
decorrentes do tratamento dos efluentes, a melhoria sanitária que acompanha essa
atividade e a economia no tratamento das águas de abastecimento a montante
raramente são contabilizados. As ETEs são, via de regra, encaradas como fonte de
despesas e não fonte de benefícios pelos administradores.
Apesar da grande diversidade de culturas e situações encontradas no Brasil, existe a
necessidade de regulamentar as exigências mínimas que mantenham o ambiente
salubre em todas as regiões. Para tanto, existem leis que regem a implementação das
estações de tratamento de efluentes. A partir dessa legislação, já estabelecida, a
eficiência no tratamento dos esgotos é fiscalizada pelos órgãos competentes de modo a
proporcionar qualidade da água de forma a não agredir severamente o ambiente.
Mesmo, à primeira vista, parecendo totalmente desconexos, os pontos ressaltados
podem e devem ser aglutinados quando se pensa em uma estação de tratamento de
efluentes:
• Devem ser integradas ao ambiente local e agradáveis esteticamente;
• Devem contar com fatores que as tornem aceitáveis pela população, fatores
positivos associados às estações devem ser ressaltados;
• Não devem representar um ônus, e sim um bônus à população;
• Devem obedecer à legislação ambiental pertinente, etc.
A partir dos estudos dos casos citados, surgiu a idéia de promover a união desses
vários fatores, o que resultou no sistema proposto no presente trabalho, um sistema o
mais próximo possível do que ocorre na natureza, agradável ao olhar, que possa ter
uma utilidade paralela além do tratamento de esgotos o que facilitaria à sua aceitação
por parte da população e, se possível, que fosse capaz de gerar algum tipo de renda ou
envolvimento da população, sem perder de vista à sua função inicial: melhorar a
qualidade da água residuária.
Optou-se, portanto, pelos wetlands-construídos utilizando-se plantas ornamentais que
além de proporcionar o polimento das águas previamente tratadas em um reator
anaeróbio, podem ser executadas de forma a assemelharem-se a um jardim ou a um
4
banhado natural. A utilização das plantas ornamentais deixará o sistema mais
agradável visualmente e poderá funcionar como uma renda extra, mesmo que pequena,
à população circunvizinha.
Além dos fatores já citados, com o objetivo de tornar o sistema aplicável aos mais
diversos povoados brasileiros, como meio suporte às plantas e aderência aos
microrganismos foi utilizado bambu cortado na forma de anéis. O bambu é facilmente
encontrado em todo o território nacional e pode ser de mais fácil acesso que a pedra
britada, meio suporte tradicionalmente utilizado nesse tipo de sistema, em algumas
regiões mais isoladas.
5
2. Objetivos
Avaliar a viabilidade do pós-tratamento de esgotos sanitários com o sistema de
wetlands-construídos de fluxo subsuperficial utilizando-se plantas ornamentais de
interesse comercial e bambu como meio suporte em comparação com pedra britada.
2.1. Objetivos específicos
• Identificar, a partir de espécies pré-selecionadas de cultivo em solos úmidos,
espécies vegetais ornamentais ou de interesse comercial que se adaptem ao
cultivo em wetlands-construídos de fluxo subsuperficial tratando esgotos.
• Verificar a eficiência do processo de pós-tratamento de efluentes utilizando-se
plantas ornamentais;
• Avaliar a possibilidade de utilização de anéis de bambu como meio suporte em
wetlands-construídos, comparando-os com pedra britada, material
tradicionalmente utilizado para esse tipo de tratamento em todo o mundo.
6
7
3. Justificativa
O Brasil é um dos países de grande destaque mundial em pesquisas e implementação
de tecnologias anaeróbias para o tratamento de esgotos sanitários devido aos bons
requisitos ambientais encontrados em nosso território como temperatura e insolação,
adequados ao bom funcionamento do sistema.
Sabe-se, porém, que o tratamento de efluentes por processos anaeróbios necessita de
tratamento complementar, ou sistemas de pós-tratamento, que possibilitem a
adequação do efluente aos parâmetros legais exigidos para o despejo.
Os wetlands-construídos despontam como uma alternativa potencialmente viável nesse
quesito devido, principalmente, aos baixos custos de operação envolvidos e ao apelo
ecológico que possuem.
Com a introdução de plantas ornamentais no processo de tratamento busca-se, além do
polimento dos efluentes pelo consumo de nutrientes, ganhos estéticos e a possibilidade
de obtenção de recursos financeiros.
Vantagens em potencial do sistema:
• Esgoto: possibilidade de pós-tratamento, ou até mesmo tratamento, de esgotos
de origem doméstica com adequação de parâmetros às exigências legais.
• Estética: pode haver melhoria significativa no fator estético de estações com a
utilização de plantas ornamentais para o tratamento de esgotos, deixando de
lado a sina de local inóspito podendo, por exemplo, com devidos cuidados
8
tomados, ser transformadas em parques para visitação e passeio público,
facilitando sua aceitação por parte da população.
• Água de irrigação: economia de água de irrigação das culturas vegetais aliadas
ao tratamento de efluentes;
• Fertilizantes: o esgoto pode ser uma boa fonte de nutrientes, entrando no lugar
de fertilizantes industrializados em culturas, podendo propiciar bons resultados
de crescimento vegetal a baixos custos. Como exemplo cita-se a utilização dos
resíduos da produção de álcool para a irrigação da cultura de cana de açúcar;
• Fonte de renda: no caso de uso de plantas ornamentais e valor comercial, existe
a possibilidade de venda das flores de corte cultivadas ou de artesanato
produzido com fibras ou folhagens, gerando divisas. O cultivo de flores com a
utilização de esgoto como um dos insumos da cultura poderá, por exemplo,
tornar-se uma atividade remuneratória alternativa em pequenas comunidades,
servindo como uma pequena fonte auxiliar de renda.
A utilização do efluente doméstico em irrigação controlada também pode ser
caracterizada como sistema de reúso de água no próprio sistema de tratamento, tema
que vem tomando importância no meio científico e tecnológico nos últimos anos.
O sistema poderá ser empregado, além de áreas urbanas, em áreas rurais, onde o
saneamento ainda é tratado de maneira secundária e elementar.
A utilização de anéis de bambu como meio suporte nos wetlands-construídos pode
facilitar, ainda mais, a sua utilização em áreas rurais, já que o bambu é facilmente
encontrado em todo o território nacional.
9
4. Revisão bibliográfica
Para o tratamento de efluentes de origem doméstica, os processos biológicos são os
mais freqüentemente utilizados, com destaque para os sistemas que empregam
processos anaeróbios. Com o aumento na utilização de sistemas de tratamento de
esgotos, surgiu a necessidade da regulamentação desses sistemas, a legislação, quer
seja estadual ou federal trouxe consigo exigências que alguns processos ou
configurações de tratamento sozinhos não são capazes de alcançar. Para propiciar a
adequação de uma estação que empregue processos anaeróbios aos padrões exigidos
pela lei existe a necessidade de sistemas de pós-tratamento dos esgotos, sistemas
responsáveis pelo chamado polimento do esgoto tratado, que tornam o esgoto
adequado às condições exigidas legalmente. Dentre esses processos de pós-
tratamento destacam-se os sistemas naturais que não necessitam de aporte energético
elevado além de serem isentos da utilização de substâncias químicas para seu
funcionamento. Os sistemas conhecidos por wetlands-construídos, que estão dentro
dessa classificação, são sistemas que contam com um leito filtrante que serve como
suporte para vegetação. O efeito combinado das diversas colônias de microrganismos
com a vegetação é o responsável pelo polimento do esgoto. O sistema de wetlands-
construídos ainda pode proporcionar a geração de biomassa agrícola que pode ser
aproveitada para a melhoria da qualidade estética da estação de tratamento de esgotos
ou colaborar para a geração de atividade econômica para a comunidade circunvizinha.
10
4.1. Processos anaeróbios
Os processos anaeróbios de estabilização de matéria orgânica são fenômenos que
ocorrem naturalmente nos ambientes aquáticos como fundo de rios e lagos.
Em sistemas projetados especificamente para o tratamento de resíduos busca-se a
otimização e o controle das reações que ocorrem na natureza fazendo com que o
tempo necessário para que a metabolização do esgoto ocorra seja inferior àquele
necessário em ambiente natural.
A partir da década de 1970 os sistemas anaeróbios de tratamento de esgotos têm
ganhado impulso e confiabilidade no Brasil, não somente no meio acadêmico, mas
também entre projetistas, governantes e até mesmo entre a população que já vê com
bons olhos esse tipo de processo.
Inicialmente os sistemas anaeróbios ganharam seu lugar de destaque nas pesquisas
devido a uma característica intrínseca ao processo – a geração de gás metano (CH
4
)
como um dos produtos finais da decomposição da matéria orgânica presente no esgoto.
Nessa época, meados dos anos de 1970, a ocorrência de uma crise internacional no
abastecimento de petróleo fez surgir o interesse por combustíveis alternativos, dentre
eles o metano, impulsionando, então, as pesquisas com os sistemas anaeróbios.
Embora ainda citados por muitos autores como uma das vantagens da utilização de
processos anaeróbios para o tratamento de efluentes, a produção de metano a partir de
esgoto doméstico, até o presente, não se mostrou como uma alternativa
economicamente viável de combustível alternativo, além de ser apontada por um outro
ramo da ciência como um dos prováveis colaboradores para o aumento efeito estufa e a
conseqüente elevação da temperatura global.
Apesar do seu abandono como processo de produção de combustível renovável, os
sistemas anaeróbios para tratamento de esgotos adaptaram-se muito bem às condições
climáticas brasileiras e apresentaram outras vantagens interessantes, como baixa
produção de lodo, pequeno consumo de energia elétrica e simplicidade das instalações,
fazendo com que as pesquisas prosseguissem até a atualidade possibilitando que
estações de grande porte operem com reatores anaeróbios como principal unidade de
tratamento.
11
A versatilidade dos reatores anaeróbios foi posta a prova e mostrou-se apta ao
tratamento dos mais variados tipos e concentrações de poluentes. São das mais
variadas as concepções de reatores anaeróbios, desde o clássico tanque séptico, que
teve seu desenho pouco mudado desde 1881 quando Jean Louis Mouras depositou seu
pedido de patente na cidade francesa de Vezel, até os conceitos mais ambiciosos de
reatores de leito granular expandido ou estações que contam com reatores UASB
capazes de tratar o esgoto gerado por uma população superior a 200.000 habitantes.
A valorização do processo anaeróbio elevou significativamente o número de alternativas
de concepção e tipologia dos reatores de tratamento de esgotos.
Essa evolução ocorreu principalmente nos sistemas de tratamento de alta taxa que
possuem mecanismos que proporcionam o aumento do tempo de detenção celular,
retendo os microrganismos responsáveis pela transformação da matéria orgânica em
compostos mais simples e melhorando o contato do esgoto com a biomassa, o que
torna os reatores mais eficientes para seu objetivo primordial.
4.2. Os reatores anaeróbios
O estudo de características hidráulicas e biológicas envolvidas nos sistemas de
tratamento de efluentes permite que ocorra uma evolução constante no desenho dos
reatores. Esse desenho tem importância significativa na obtenção de bons resultados
durante o tratamento dos esgotos.
Não existe um desenho melhor ou um desenho ótimo para um reator. Cada
configuração detém características que a torna mais adequada a uma determinada
situação. Cabe ao projetista identificar as condições e demandas locais de forma a
obter indicações que auxiliem na identificação de qual reator melhor atende a essas
exigências.
A configuração dos reatores anaeróbios pode variar de sistemas muito simplificados e
com operação bastante simples, transposições quase diretas dos processos que
ocorrem na natureza, até configurações bastante elaboradas que exijam automação e
controle bastante apurados.
12
Os reatores anaeróbios mais simples já desenvolvidos são os tanques sépticos e as
lagoas anaeróbias, ambos tidos como sistemas convencionais ou clássicos, ou seja,
sem artifícios que promovam a retenção de biomassa e melhorem o contato entre a
biomassa e a matéria orgânica.
A partir dos sistemas clássicos, a evolução dos sistemas anaeróbios de tratamento de
esgotos seguiu dois caminhos que levaram às configurações mais elaboradas de
reatores que possibilitam melhor eficiência na remoção da matéria orgânica das águas:
• Manutenção de biomassa ativa no interior dos sistemas
• Melhoria do contato entre o esgoto e a biomassa
A manutenção da biomassa no interior dos sistemas pode ocorrer em sistemas de
biofilme, como nos filtros anaeróbios e nos biodiscos, ou em sistemas de manta de lodo
floculento ou granular como nos reatores UASB e compartimentado.
Mudanças hidráulicas nos reatores, principalmente direcionando-se o fluxo através de
região rica em biomassa no interior dos reatores, quer seja mantas de lodo ou leitos de
biofilme, promovendo um contato mais intenso entre o material a ser metabolizado e a
biomassa melhoram sensivelmente as taxas de remoção de matéria orgânica.
Entre as diversas configurações desenvolvidas sob esses princípios, tem-se:
• Filtro anaeróbio
Primeira configuração de sistemas de alta taxa desenvolvida. Baseia-se no princípio da
adesão das diversas colônias de microrganismos em um meio suporte inerte. As
colônias de organismos formam uma fina película sobre o meio suporte, o chamado
biofilme. Como o meio suporte permanece no interior do reator enquanto o esgoto
passa por ele, o tempo de detenção celular do biofilme é muito superior ao tempo de
detenção hidráulico do esgoto.
Segundo Chernicharo (1997), os primeiros trabalhos a cerca de filtros anaeróbios,
conforme sua concepção atual, datam da década de 1960 e a sua utilização vem
crescendo desde então para diversos tipos de águas residuárias, tanto domésticas
quanto industriais.
13
As principais configurações de filtros anaeróbios utilizam-se de escoamento vertical,
quer seja ascendente – o mais utilizado, ou descendente.
O material empregado como meio suporte à biomassa mais empregado ainda é a pedra
britada, mas diversas pesquisas apontam a possibilidade do uso de outros materiais
como anéis plásticos, escória de alto-forno, bambu, argila, casca de mexilhão, chapas
corrugadas, etc.
Picanço et al (2000) estudaram a influência de diversos tipos de material na fixação de
colônias de microrganismos anaeróbios. Esse estudo considerou quatro diferentes tipos
de material, com diferentes porosidades, mantendo a forma do meio suporte, as
características do esgoto e a posição relativa do meio suporte no interior de um mesmo
reator. Os materiais considerados foram PVC, espuma de poliuretano, tijolo refratário e
cerâmica, com porosidade de, respectivamente, 1,5%, 92%, 35% e 64%. As conclusões
indicam que quanto maior a porosidade, maiores as quantidades de microrganismos
aderidos.
Outra pesquisa de caráter comparativo quanto ao meio suporte foi desenvolvido por
Couto (1992) que comparou filtros anaeróbios no tratamento de esgotos sanitários com
três tipos de enchimento: anéis plásticos, brita n°4 e anéis de bambu. Os resultados
indicam que para os três meios-suportes as eficiências de remoção de DBO e DQO não
variaram significativamente, permanecendo em torno de 60 a 80%, enquanto as taxas
de remoção de sólidos suspensos variaram entre 70 a 80%.
Segundo Camargo (2000), desde 1977 pesquisas indicam o potencial de utilização de
bambu como meio suporte em filtros.
Camargo (2000) comparou a eficiência de filtros anaeróbios tratando esgoto sanitário e
tendo como enchimento bambu em duas formas: anel e meia-cana, concluindo que em
ambas as configurações o bambu se mostra como uma alternativa viável para o
enchimento de filtros anaeróbios para o tratamento de esgotos sanitários. A eficiência
de remoção de DQO para ambos os casos foi entre 60 e 74% enquanto que para DBO,
situou-se entre 60 e 67%, atingindo valores médios no efluente ao filtro de 83 mg.L
-1
para TDH de 7 horas.
14
• Reatores UASB
Conhecido mundialmente pela sigla inglesa UASB (upflow anaerobic sludge blanket) o
reator anaeróbio de manta de lodo e fluxo ascendente surgiu a partir da observação do
lodo gerado no fundo falso dos filtros anaeróbios de fluxo vertical ascendente, região
destinada à distribuição do esgoto que adentra ao filtro através de toda a área do leito.
Nessa região não ocorre a formação de biofilme, mas existe a retenção de biomassa
sob a forma de flóculos ou grânulos que agrupados formam o que se convencionou
chamar de lodo.
Esse lodo, devido a sua densidade e facilidade de sedimentação, pode ser retido no
interior de tanques desde que as condições hidráulicas do fluxo interno sejam
controladas para tal.
Com base nesta constatação se originaram os reatores UASB a partir de trabalhos
desenvolvidos na Holanda pela equipe do prof. Lettinga na década de 1970 (CAMPOS,
1999).
Além do controle do fluxo hidráulico, os reatores UASB são dotados, em sua parte
superior, de um dispositivo separador trifásico que possibilita a separação do líquido,
dos gases e dos sólidos que possam ser arrastados junto com o esgoto. Acima do
separador trifásico, o reator conta com uma câmara de decantação que permite com
que os sólidos mais pesados, que eventualmente sejam arrastados com o fluxo
hidráulico, retornem à manta de lodo no fundo do reator.
Esse tipo de reator foi bem aceito no Brasil. Exemplares de grande porte de reatores
UASB podem ser encontrados em vários estados brasileiros como sistemas principais
de estações de tratamento de esgoto doméstico.
• Reator compartimentado
O reator compartimentado será utilizado na presente pesquisa como fonte de esgoto
tratado anaerobiamente que sofrerá processo de pós-tratamento em wetlands-
construídos, por esse motivo, essa configuração recebe atenção especial na presente
revisão.
15
Conhecido também pela sigla oriunda do idioma inglês ABR (anaerobic baffled reactor),
o reator compartimentado teve sua concepção no ano de 1982 por Bachmann e
colaboradores na Primeira Conferência Internacional de Processos Biológicos de Filme
Fixo (NOUR, 1996), sendo, portanto, uma configuração bastante nova de sistema de
tratamento de efluentes, ainda com um número reduzido de estudos e modelos
propostos a respeito de seu projeto.
A configuração inicial do reator anaeróbio compartimentado (RAC) idealizada por
Bachmann (1982 apud NOUR, 1996) foi baseada em um reator anaeróbio de biodiscos
funcionando de maneira estática, sem rotação nos discos.
Os reatores compartimentados são unidades que dispõem de diversas chicanas,
anteparos verticais ou câmaras, que fazem com que a água residuária se movimente
com fluxo ascendente através de regiões com grandes quantidades de microrganismos
ativos que se concentram junto ao fundo do reator. A maneira de retenção de biomassa
proposta por essa concepção de reator é muito simples, diminuindo os custos com
material de enchimento ou dispositivos de separação de fases. A título ilustrativo, no
caso anaeróbio, o reator compartimentado pode ser encarado como uma sucessão de
reatores UASB em série, sem os mecanismos de separação de fases e não
necessitando de granulação do lodo para sua operação.
A proposta original do reator compartimentado foi para o seu uso com o tratamento
anaeróbio, mas hoje já podem ser encontrados trabalhos onde essa mesma
configuração de reator é utilizada para tratamento aeróbio e híbrido anaeróbio-aeróbio.
A intenção na concepção inicial era de promover dentro do reator fluxos descendentes
e ascendentes do efluente por diversas vezes, possibilitando que o esgoto atravessasse
seguidas vezes a densa camada de microrganismos presente na manda de lodo
existente em cada câmara. Esse artifício possibilitou um maior contato entre as águas
residuárias e os microrganismos responsáveis pela degradação dos compostos
presentes, além de diminuir a perda de sólidos por arraste.
Uma característica marcante na concepção do reator compartimentado que o diferencia
dos reatores UASB é a inexistência de dispositivos de separação das fazes líquida,
sólida e gasosa, no alto de cada câmara, pois os sólidos arrastados pelos gases de
uma câmara acabam sendo retidos na seguinte, exceto aqueles sólidos com densidade
16
suficientemente baixa para serem carregados pelo fluxo ocasionado pela velocidade
ascensional existente na outra câmara.
Assim como os reatores UASB, os reatores compartimentados são capazes de tratar
desde águas com altas cargas volumétricas, da ordem de 6 a 20 kg DQO.m
-3
.dia, até
resíduos líquidos industriais com cargas bem mais baixas (McCARTY & SMITH, 1986)
devido a grande capacidade de retenção de biomassa.
Algumas das vantagens desse tipo de reator enumeradas na literatura (BACHMANN et
al., 1985; BOOPATHY & TILCHE, 1991; POVINELLI, 1994; NOUR, 1996;
CHERNICHARO, 1997; BARBER & STUCKEY, 1999; ZANELLA 1999; SILVA et al
2000) são:
• desenho simples;
• isento de partes móveis;
• ausência de separador de fases;
• elevado volume útil;
• não necessidade de misturadores;
• baixo consumo de energia elétrica;
• não utilização de equipamentos onerosos;
• propício à formação de grânulos;
• tempo de detenção hidráulico relativamente baixo;
• alta capacidade de retenção de sólidos biológicos ativos;
• retenção de biomassa sem o uso de meio suporte;
• obtenção de ótimo desempenho mesmo com lodo não granular;
• pequena necessidade de descarte de lodo;
• podem suportar efluentes com baixas e altas cargas de DBO;
• possuem elevada estabilidade e reabilitação a choques orgânicos e hidráulicos;
• a seqüência ascendente/descendente de escoamentos reduz a lavagem da
biomassa;
• possibilidade de operação intermitente, etc.
17
Algumas das desvantagens, enumeradas na literatura são:
• produção de efluente com baixa qualidade visual (turbidez e cor);
• possibilidade de produção de odores;
• necessidade de pós-tratamento;
• partida lenta;
• efluente com ausência de oxigênio dissolvido;
• remoção insatisfatória de nitrogênio, fósforo e organismos patogênicos; etc.
O desenho inicial proposto para os reatores compartimentados mostrou-se bastante
eficiente para os ensaios realizados em escala de bancada. O mesmo modelo, quanto
aplicado à escala piloto, apresentou problemas hidráulicos, tendo seu desenho
modificado dando origem à concepção mais atualizada para esse tipo de reatores onde
o escoamento descendente é feito por meio de tubulações que distribuem o esgoto no
fundo de cada câmara, mantendo o princípio do escoamento ascendente através da
manta de lodo.
A evolução no projeto do reator compartimentado aponta para a utilização da primeira
câmara de maior volume, funcionando como um decantador de alta taxa,
proporcionando um maior acúmulo de biomassa ativa nessa câmara e de uma das
câmaras, a última, atuando em sistema aeróbio, fazendo o polimento do efluente. Essa
concepção foi utilizada por Zanella (1999) e Silva (2001).
Por se tratar de uma concepção ainda nova em termos de tratamento de efluentes,
esse tipo de reator ainda não possui parâmetros consolidados de projeto, sendo a
maioria das experiências realizadas com indicadores empíricos, normalmente baseados
em projetos de reatores UASB. Segundo Campos (1999) os reatores anaeróbios
compartimentados são projetados com tempos de detenção hidráulica variando de 12 a
24 horas e profundidade de 2,5 a 3,5 m, parâmetros esses considerados conservadores
por outros autores. Zanella (1999) e Silva (2001) utilizaram para seus estudos um reator
compartimentado com profundidade de 1,30 m chegando a operar o reator com tempo
de detenção hidráulica nas câmaras anaeróbias de 4 horas.
18
4.3. Características do processo anaeróbio
Os processos anaeróbios de tratamento de efluentes são processos bioquímicos
realizados por um conjunto de microrganismos, principalmente árqueas e bactérias, na
ausência de oxigênio molecular, onde a matéria orgânica presente nos esgotos é
convertida em compostos mais simples como metano e gás carbônico e energia livre
utilizada na produção de novas células.
Até a obtenção dos produtos finais, ocorre uma série de reações seqüenciais, onde
populações específicas de bactérias realizam partes do processo. Os sub-produtos de
uma reação tornam-se a matéria prima das reações subseqüentes promovendo um
equilíbrio químico e biológico entre as reações e as diversas populações de
microrganismos.
Essa seqüência metabólica do carbono orgânico presente nos esgotos é capaz de
remover de 70 a 90% de toda a matéria orgânica presente no efluente (CHERNICHARO
1997).
Mesmo atingindo esses percentuais e com a evolução no projeto e controle dos
reatores anaeróbios da última décadas, segundo Chernicharo (2001), por questões
inerentes aos processos envolvidos, dificilmente um reator anaeróbio sozinho atenderá
os padrões exigidos pela legislação ambiental. Além da matéria orgânica, os nutrientes
também situam-se acima dos valores permitidos. O oposto ocorre com o oxigênio
dissolvido, muito abaixo do valor mínimo necessário. Outro ponto de baixa eficiência em
sistemas anaeróbios é a pequena remoção de coliformes, e conseqüentemente,
organismos patogênicos. Esses pontos tornam necessária a existência de uma unidade
de polimento após o tratamento anaeróbio que garanta a melhoria, inclusive visual, do
esgoto tratado.
Por outro lado, os sistemas que utilizam processos anaeróbios têm como vantagens a
baixa produção de lodo de descarte, a boa estabilidade do lodo, os baixos custos de
implantação e manutenção do sistema.
As configurações anaeróbias de reatores para tratamento de esgotos se mostraram
eficientes no tratamento dos mais diversos tipos de esgoto, com elevadas ou diminutas
concentrações de matéria orgânica, tanto esgotos domésticos quanto esgotos
industriais podem ser tratados pelo mesmo sistema.
19
Exemplos clássicos de águas industriais que podem ser tratados por processos
anaeróbios são os efluentes de cervejarias, fábricas de refrigerantes abatedouros e
frigoríficos, curtumes, laticínios, produção de açúcar e álcool, entre outros.
4.4. Pós-tratamento de esgotos
Além dos ganhos de qualidade, benéficos ao ambiente, os sistemas de pós-tratamento
são fundamentais à adequação dos efluentes à legislação ambiental aplicável.
Existem vários sistemas que se adaptam aos mais diversos graus de pós-tratamentos
que possam ser exigidos para efluentes de reatores anaeróbios. Vão desde simples
aeradores por gravidade, que permitem que o esgoto tratado atinja o valor de oxigênio
dissolvido mínimo necessário para sua disposição em um corpo d’água, até sistemas
complexos e com elevado grau de mecanização como sistemas aeróbios de lodos
ativados.
4.4.1. Principais tipos e possibilidades
A possibilidade de combinações de sistemas para o pós-tratamento de efluentes é
praticamente ilimitada se forem consideradas as diversas variações entre todos os
sistemas existentes.
As estações de tratamento de esgotos de grande porte projetadas nos últimos anos
incorporam, em quase sua totalidade, sistemas aeróbios como pós-tratamento de
sistemas anaeróbios de forma a atender os requisitos legais com os menores custos de
construção, operação e manutenção, além de menor produção de lodo que a obtida em
um sistema puramente aeróbio. Como exemplos de aplicação dessa concepção têm-se
os municípios de Campinas e Piracicaba no interior de São Paulo.
Entre os processos aeróbios, a principal configuração utilizada como sistema de pós-
tratamento é o sistema de lodos ativados e suas variantes. Em comparação a um
sistema de lodos ativados convencional para o tratamento de esgoto bruto, a diferença
primordial do sistema de pós-tratamento está na substituição do decantador primário
por um sistema de tratamento anaeróbio que se encarrega da remoção da maior parte
20
da matéria orgânica do esgoto. Com essa configuração consegue-se obter a mesma
qualidade da água dos sistemas convencionais, mas com menor geração de lodo e
menor gasto energético. Estações recentes ainda aproveitam a possibilidade de
tratamento do lodo gerado no processo aeróbio no reator anaeróbio – utilizado
historicamente para esse fim.
Além dos sistemas aeróbios, também podem ser utilizados como sistemas de pós-
tratamento de efluentes de sistemas anaeróbios, os sistemas naturais e processos
físico-químicos.
Os principais processos físico-químicos que podem ser utilizados como pós-tratamento
são os sistemas de coagulação-flotação, os processos de filtração, os processos de
membrana, os processos oxidativos e a desinfecção.
Nos processos de coagulação-flotação, substâncias químicas são adicionadas ao
esgoto de maneira a proporcionar a coagulação das partículas presentes na água
residuária para que possam ser separadas do líquido por ação de bolhas de ar
insufladas ou formadas por despressurização de líquido saturado, responsáveis pelo
arraste do material coagulado à superfície. Os principais produtos químicos
empregados são (CHERNICHARO 2001):
• Polímeros aniônicos, catiônicos, não iônicos ou anfolíticos;
• Sulfato de alumínio;
• Cloreto férrico e cal.
A utilização de compostos de cálcio e sais de ferro ou alumínio para a coagulação pode
ocasionar a precipitação de parte do fósforo presente no esgoto incrementando a
qualidade da água tratada (CHERNICHARO, 2001).
Outra forma de pós-tratamento que começa a ser utilizada, apesar do alto custo, são os
processos de filtração por membranas. Para o pós-tratamento do esgoto são utilizadas
membranas semi-permeáveis que dividem o fluxo em duas porções: o material que
passa pela membrana – chamado filtrado ou permeado e o material retido pela
membrana, chamado rejeito ou refletido (GONÇALVES 2003).
A utilização de membranas para tratamento de efluentes secundários pode ser feita
com os processos de ultrafiltração e microfiltração, mas esses processos não
descartam a utilização de uma desinfecção da água após a passagem pelo sistema de
21
tratamento. Essa combinação de filtração por membrana e desinfecção é capaz de
retirar dos esgotos as partículas, coliformes e até vírus, mas não remove os nutrientes
orgânicos e inorgânicos e os poluentes orgânicos (SCHNEIDER & TSUTIYA, 2001).
Efluentes com melhor qualidade, que possam ser diretamente empregados em
processos de reúso, também podem ser obtidos com sistemas de membranas desde
que utilizadas membranas de aberturas menores, como as de osmose reversa (Tabela
4.1).
Tabela 4.1 - Membranas para tratamento de água e esgoto
Membrana Porosidade Material retido
Microfiltração 0,1 – 0,2 µm Protozoários, bactérias, vírus (maioria), partículas, emulsões
Ultrafiltração 0,1 – 0,01 µm Material removido na MF, colóides, totalidade de vírus, proteínas
Nanofiltração 0,01 – 0,001 µm
Íons divalentes e trivalentes, moléculas orgânicas com tamanho
maior do que a porosidade média da membrana, açúcares,
herbicidas
Osmose
reversa
< 0,001 µm Íons, praticamente toda matéria orgânica, moléculas de gases
Fontes: modificado de NIST, Filtration and Ultrafiltration Equipment and Techniques. Washington.
http://www.membranes.nist.gov/ACSchapter/pellePAGE.html (2004) e Schneider & Tsutyia (2001)
Estações de pequeno e médio porte já se valem de reatores que conjugam processos
biológicos e pós-tratamento em sistemas de membranas para a obtenção de água de
reúso. Podem ser citados os casos do Parque Temático Hopi Hari, localizado no
município paulista de Vinhedo, que produz água de reúso para rega de áreas verdes e
limpeza de pisos, e a estação de tratamento de esgotos Jesus Neto da Sabesp, no
bairro do Ipiranga em São Paulo, que produz água de reúso para fins industriais.
As membranas podem ser utilizadas submersas nos reatores biológicos ou em
unidades justapostas.
Apesar da possibilidade de sua utilização para o pós-tratamento de esgotos, os
processos que envolvem membranas ainda são muito caros o que torna sua utilização
economicamente viável somente em casos especiais de tratamento. Além dos custos
iniciais de implantação, os reatores de membrana também demandam operação e
22
manutenção especializada devido ao grau de mecanização empregado nesse tipo de
reator e à possibilidade de entupimento dos poros das membranas.
Além da utilização dos sistemas de pós-tratamento para a remoção da matéria orgânica
residual e nutrientes, também existe a necessidade de remoção de organismos
patogênicos que passam imunes aos sistemas anaeróbios. Para isso os processos
oxidativos e sistemas de desinfecção podem ser utilizados quando necessário. Os
processos de desinfecção de esgotos, mesmo tratados, devem ser utilizados com
bastante cuidado já que alguns compostos químicos usualmente utilizados para a
desinfecção podem produzir, em contato com compostos presentes nos esgotos,
substâncias nocivas à saúde humana como, por exemplo, os trihalometanos. As
principais formas de desinfecção utilizadas em sistemas de esgoto sanitário são a
aplicação de cloro ou seus compostos, a radiação ultravioleta e o ozônio
(GONÇALVES, 2003).
Quando existe a disponibilidade de áreas para o pós-tratamento dos efluentes e a
opção pelo uso de sistemas com baixo grau de mecanização, a alternativa que deve ser
considerada para o pós-tratamento são os sistemas naturais.
4.4.2. Sistemas naturais
A maior parte dos sistemas empregados para o tratamento de efluentes deriva da
otimização de processos que ocorrem na natureza, mas, com a busca ao aumento
constante das eficiências das estações, cada vez mais os sistemas se tornaram
complexos, mecanizados e auxiliados pela adição de substâncias químicas de forma a
diminuir as áreas das estações de tratamento e o tempo necessário para o tratamento
do efluente. Em contrapartida os sistemas se tornaram dependentes de fontes externas
de energia e insumos além de demandarem operação cada vez mais complexa.
Esses sistemas mecanizados são a melhor opção para grandes metrópoles onde o
espaço livre para a construção de ETEs é cada vez mais raro, mas em municípios
menores ou comunidades isoladas a complexidade e dependência geradas por esse
tipo de estação torna-se uma barreira, se não para sua implantação, ao menos para a
sua operação que envolve elevados custos de manutenção e exigência de operação
especializada, nem sempre disponível.
23
Em contraponto aos sistemas complexos cresce o interesse por sistemas mais
independentes, mais próximos ao que ocorre na natureza, mas nem por isso
ineficientes. Os sistemas naturais são sistemas que, assim como os sistemas mais
complexos, são otimizações de processos que ocorrem na natureza, mas que contam
como principal diferencial a menor necessidade de equipamentos mecânicos, menores
gastos de energia elétrica e pequena necessidade de insumos químicos.
Segundo Reed et al (1995), sistemas naturais para tratamento de efluentes podem ser
definidos como o conjunto de processos que dependem principalmente de
componentes naturais para atingir o propósito pretendido.
São sistemas que se valem de processos físicos como sedimentação ou filtração e
sistemas biológicos, principalmente facultativos ou anaeróbios para obter o máximo
grau possível de tratamento sem a dependência de utilização de energia elétrica a não
ser para o bombeamento dos efluentes para o interior do sistema.
Apesar da independência de fontes artificiais de energia e insumos químicos, segundo
Kadlec & Knight (1995) a energia consumida para o tratamento dos efluentes nos
sistemas naturais é equivalente àquela utilizada nos processos mecanizados, a
diferença vem da fonte de energia utilizada. Enquanto os processos mecanizados se
valem de energia elétrica e insumos industrializados, os sistemas naturais se valem da
energia solar, ação dos ventos, equilíbrios gasosos entre meio líquido e aéreo,
atividades bioquímicas de crescimento de biomassa, etc. Essa diferença nas fontes de
energias empregadas faz com que os espaços requeridos por ambas as concepções
sejam opostos. Enquanto os processos mecanizados ocupam pequenas áreas, os
sistemas naturais, devido às características da matriz energética empregada, devem
ocupar áreas significativamente maiores para tratar a mesma quantidade de efluente.
Ou seja, sistemas mecanizados são intensos em energia, enquanto sistemas naturais
são intensos em área.
São considerados sistemas naturais de tratamento de efluentes: o tratamento no solo,
os sistemas solo-planta – onde podem ser incluídas os wetlands-construídos, os
processos anaeróbios e os sistemas facultativos desde que não mecanizados.
24
4.4.2.1. Sistemas solo-planta
Considerados inicialmente como uma modalidade de reúso, os processos de aplicação
controlada de esgotos tratados no solo e wetlands-construídos são atualmente
reconhecidos e utilizados como sistemas de pós-tratamento de esgotos onde exista a
disponibilidade de área.
Reed et al (1995) definem os sistemas solo-planta como a aplicação controlada de
águas residuárias no solo para obter o tratamento de constituintes do esgoto.
Além de proporcionarem a melhoria da qualidade do esgoto, esse tipo de sistema pode,
segundo Campos (1999), ter os seguintes propósitos:
• reúso;
• recarga de aqüíferos, e;
• finalidades agrícolas;
Algumas modalidades de sistemas solo-planta também podem ser consideradas como
alternativas de disposição final dos efluentes, como no caso dos sistemas de infiltração
no solo.
O solo age como uma camada filtrante que possibilita ações de sorção e a atividade
microbiológica que mineraliza a matéria orgânica ainda contida no efluente,
disponibilizando os minerais e nutrientes para a vegetação (CAMPOS 1999; REED et al
1995; CHERNICHARO 2001). Diferentes níveis de tratamento das águas residuárias
podem ser atingidos com esses processos tanto para esgotos domésticos quanto para
esgotos industriais (CRITIES & TCHOBANOGLOUS 1998).
Segundo Campos (1999), a possibilidade de utilização de sistemas solo-planta
depende, principalmente, da existência de áreas adequadas e suficientes para a sua
aplicação. Devem ser observados o relevo, a topografia, a capacidade de infiltração do
solo, a espessura agriculturável e a vizinhança. Dependendo das condições de
contorno obtidas pode-se optar por uma das modalidades de sistema solo-planta.
São três as principais configurações de sistemas solo-planta: infiltração, irrigação e
escoamento superficial.
25
Nos processos de infiltração, a água a ser tratada escoa por uma superfície de
porosidade média a alta, infiltrando pelos poros do solo. Esse método serve, além de
pós-tratamento, como método de disposição final do efluente.
Os métodos de infiltração podem ser classificados como infiltração subsuperficial e
infiltração rápida (CHERNICHARO, 2001).
A infiltração subsuperficial é empregada como método de polimento e disposição final,
normalmente, de esgotos tratados em unidades de pequena vazão. As principais
configurações desse tipo de sistema utilizadas são os sumidouros e as valas de
infiltração. Ambas as configurações são regulamentadas no Brasil pela NBR 13969/97
(ABNT 1997).
A forma mais antiga e mais comum de infiltração no solo - a infiltração rápida - é feita
em valas ou tanques estreitos e profundos, abertos na superfície do terreno,
normalmente não vegetado, para proporcionar uma superfície de absorção elevada em
relação ao volume de esgoto aplicado (Figura 4.1) ou em bacias de infiltração.
Nos processos de infiltração deve-se levar em conta a possibilidade de perda de
capacidade drenante do solo e a contaminação do lençol freático, especialmente quanto
a formas de nitrogênio que podem ter elevado grau de mobilidade no subsolo.
Nos processos de irrigação (Figura 4.2) que utilizam esgoto pré-tratado, além da ação
física dos solos e bioquímica dos microrganismos, ocorre o aproveitamento dos
nutrientes pelas plantas. Grande parte do líquido é perdida para a atmosfera na forma
Figura 4.1 – Representação esquemática de sistema de infiltração
evaporação
26
de vapor d’água por evaporação e evapotranspiração, diminuindo o volume de efluente
que é encaminhado às camadas profundas do solo.
Figura 4.2 – Representação esquemática de sistema de irrigação
A aplicação do esgoto, além da descarga direta em sulcos, canais e tubulações
perfuradas, também pode ser feita por aspersores, principalmente quando o processo
de tratamento empregado é a irrigação.
Assim como nos outros sistemas de disposição controlada nos solos, os sistemas que
empregam esgoto para irrigação devem ser intermitentes, obedecendo às necessidades
das plantas nas quais está sendo aplicado.
Quando se realiza a irrigação com esgotos deve-se ter em conta a segurança sanitária
da cultura irrigada e da região do entorno a essas culturas. Não se deve utilizar a
irrigação de produtos vegetais que sejam consumidos crus, especialmente de plantas
rasteiras ou quando a parte comestível possa ter contato direto com o esgoto. Os
sistemas de irrigação para pós-tratamento de esgotos, tanto domésticos quanto
industriais, podem ser utilizados para a irrigação de bosques, florestas e pastos, e, com
algum cuidado, para a irrigação de pomares. Preferência deve ser dada a culturas
perenes que não exijam preparação periódica de solo e replantio (CAMPOS, 1999;
REED et al, 1995). As características do esgoto também devem ser cuidadosamente
avaliadas de forma a não prejudicar o bom desenvolvimento das culturas e a
contaminação do solo, como por exemplo, por metais pesados presentes em esgotos
industriais.
evapotranspiração
27
Segundo Chernicharo (2001), a utilização de esgotos tratados para a irrigação pode
propiciar o aumento na produtividade agrícola por unidade de área devido à presença
de nutrientes, além de colaborar para a conservação das águas liberando vazões de
água de melhor qualidade para usos mais exigentes como o abastecimento público.
Os sistemas de irrigação com efluentes permitem, além do tratamento da água
residuária, diminuição de custos com adubação das culturas, mas seu uso deve ser
controlado para que não promova o aumento excessivo da salinidade e a colmatação
do solo.
Assim como os sistemas de irrigação, os sistemas de escoamento superficial (Figura
4.3) valem-se das propriedades proporcionadas pelo conjunto solo-planta. A grande
diferença entre os sistemas de irrigação e os sistemas de escoamento superficial é a
permeabilidade e a inclinação do solo. Enquanto no sistema de irrigação o foco principal
do sistema é a infiltração da água residuária no solo e o seu aproveitamento pela
vegetação que a perde por evapotranspiração, nos sistemas que empregam o
escoamento superficial, o solo pouco permeável aliado a uma inclinação controlada do
terreno, entre 2 e 8% (CAMPOS 1999, REED et al 1995), faz com que o esgoto, que
percorre uma área superficial de solo vegetado, possa ser coletado, já tratado, na parte
mais baixa do terreno.
Figura 4.3 – Representação esquemática de sistema de escoamento superficial
Os sistemas de escoamento superficial são, normalmente, constituídos por uma série
de rampas uniformes nas quais o esgoto é lançado controladamente por um sistema de
distribuição, localizado na parte mais alta (CHERNICHARO 2001). O tratamento do
esgoto se dá enquanto ele escoa pela superfície do terreno, por entre a vegetação.
evapotranspiração
esgoto tratado
esgoto a ser tratado
28
No sistema de escoamento superficial o esgoto sofre evaporação, evapotranspiração,
processos de infiltração no solo e estabilização por biofilme que se desenvolve aderido
ao solo e às plantas.
A presença de vegetação, normalmente rasteira, além de evitar a erosão do solo, serve
como meio suporte para o crescimento do biofilme (CAMPOS 1999).
O tipo de vegetação utilizada também é importante pela sua capacidade de consumir o
nitrogênio e fósforo presentes no esgoto (REED et al, 1995).
Assim como para a infiltração e para a irrigação, quando se utiliza o processo de
escoamento superficial deve-se tomar cuidado com a salinização e com a colmatação
dos poros da matriz de solo. A intermitência de aplicação de esgotos no solo e o rodízio
de áreas devem ser considerados para o projeto.
Ainda utilizando-se das propriedades de tratamento da matriz solo e planta, pode ser
citado o sistema de wetlands-construídos, classificado pela maioria dos autores como
um sistema a parte dos anteriores.
4.4.2.2. Wetlands-construídos
O termo wetland, cuja tradução literal do inglês é terra úmida, designa na natureza o
conjunto de terrenos que permanecem saturados durante o ano, parcial ou
permanentemente. São áreas de transição entre os ambientes aquáticos e terrestres.
Os pântanos, brejos, charcos, várzeas, lagos muito rasos e manguezais são exemplos
desse tipo de terreno.
Os wetlands como ecossistemas são reconhecidas como um rico habitat, algumas
delas consideradas ilhas de diversidade de flora e fauna, locais reconhecidos como
reservas da biosfera, sítios Ramsar
1
ou parte do patrimônio mundial natural.
1
Zonas úmidas de importância internacional definidas pelo tratado da Convenção de Ramsar, firmado em 1971 e em
vigor no Brasil a partir de 1993 onde são considerados como sítios Ramsar a Ilha do Bananal (TO), Lagoa do Peixe
(RS), Mamirauá (AM), Pantanal Mato-grossense (MT) e Reentrâncias Maranhenses (MA).
29
São exemplos de ecossistemas alagados naturais no Brasil o pantanal mato-grossense
e a planície amazônica central. Se considerarmos as águas salobras e salgadas, toda a
região de manguezais do litoral brasileiro também pode ser enquadrada nessa
categoria ambiental.
Além da importância como habitat e local de atração e reprodução de animais
superiores, os wetlands são um complexo arranjo de água, substrato (ou meio suporte,
dependendo do tipo de leito), plantas (incluindo algas), animais invertebrados e um
grande conjunto de microrganismos dentre os quais árqueas e bactérias são os grupos
mais importantes, que se inter-relacionam e colaboram na melhoria da qualidade das
águas incluindo os mecanismos de (IWA 2000, CHERNICHARO 2001, USEPA 1988):
• retenção de material particulado suspenso;
• filtração e precipitação química pelo contato da água com o substrato/meio
suporte;
• transformações químicas;
• sorção e troca iônica na superfície das plantas, substrato/meio suporte e
sedimentos;
• quebra, transformação e metabolização de poluentes e nutrientes por
microrganismos e plantas;
• predação e redução natural de organismos patogênicos.
Varias dessas características inerentes aos sistemas naturais dos ambientes alagados
são de interesse ao tratamento de águas pluviais e esgotos o que levou ao
desenvolvimento de sistemas específicos para o tratamento de águas residuárias
baseados nos sistemas de banhados naturais aliados ao controle necessário para um
sistema que receba resíduos.
Baseado nos conceitos dos wetlands naturais (Figura 4.4), foram concebidas os
wetlands-construídos que podem ser definidas como um sistema, alagado ou saturado,
de matriz solo, planta e microrganismos, construído especificamente para o controle de
poluição ou tratamento de efluentes. São, portanto, sistemas controlados que simulam e
aceleram as condições naturais encontradas nos terrenos alagados naturais.
30
Figura 4.4 – Representação esquemática de um wetland natural
O processo de tratamento em wetlands-construídos recebeu no Brasil diversas
denominações como: terras úmidas, alagados construídos, terras alagadas cultivadas,
terras úmidas artificiais, banhados construídos, zona de raízes, zonas úmidas, leito de
raízes, leitos de macrófitas, filtros plantados, tanques de macrófitas, fito-ETARs,
fitolagunagem, fito-remediação, entre outros, o que acaba dificultando o
reconhecimento das experiências e a consolidação do sistema como uma alternativa
viável de tratamento nas diversas condições ambientais existentes no Brasil.
No presente trabalho será utilizado o termo – wetland-construído – para representar o
sistema construído de tratamento de esgotos baseado em áreas alagadas, seguindo o
exemplo do que ocorreu com os reatores UASB onde a sigla em inglês foi adotada para
designar o sistema. Ressalta-se a necessidade de se estabelecer um consenso no
âmbito acadêmico sobre a uniformidade de nomenclatura que deverá ser adotada de
forma a facilitar o reconhecimento do sistema pelos pesquisadores, tomadores de
decisão, construtores e público em geral.
Embora ainda não utilizado em grande escala no Brasil, os sistemas empregando
plantas aquáticas no tratamento de esgoto são bastante antigos, segundo Phillipi &
Sezerino (2004) os Astecas, no local onde hoje se situa a Cidade do México, já
realizavam esse tipo de utilização. As primeiras investigações científicas sobre o uso de
wetlands para o tratamento de esgotos datam da década de 1950, conduzidas pela
bióloga alemã Käthe Seidel no Instituto Max Planck, confirmando a eficiência de áreas
Fluxo superficial
Fluxo subsuperficial
31
alagadas naturais para o tratamento de esgotos domésticos e industriais (CAMPBELL &
OGDEN 1999).
A partir da década de 1980 houve um significante aumento no interesse de estudos de
sistemas de tratamento com wetlands-construídos o que fez com que fossem testadas
inúmeras configurações, formas e arranjos a partir dos sistemas naturais, inclusive com
variações de meio suporte, plantas e características hidráulicas.
A partir das pesquisas e da observação de sistemas alagados naturais, algumas
classificações foram criadas para os sistemas construídos de acordo com a posição do
nível d’água em relação ao leito, de acordo com a direção do fluxo hidráulico e de
acordo com o tipo de vegetação utilizado:
• Fluxo horizontal
o Superficial
vegetação emergente
vegetação flutuante
vegetação fixa de folhas flutuantes
vegetação submersa
• Fixa
• Livre
o Sub superficial
o Combinado
• Fluxo vertical
Wetlands de fluxo superficial
Na maioria dos wetlands naturais pode ser encontrada a configuração conhecida como
fluxo superficial, onde a superfície da água é exposta ao ar atmosférico, isso inclui
brejos, pântanos e lagos rasos.
Os wetlands de fluxo superficial são lagos rasos e vegetados construídos para explorar
os processos físicos, químicos e biológicos, que ocorrem naturalmente nos locais
alagados, responsáveis pela redução nas quantidades de material orgânico, sólidos
suspensos, nutrientes e organismos patogênicos presentes nas águas.
Essa configuração é utilizada em wetlands-construídos com duas finalidades principais:
32
• Formação de refúgios artificiais para a vida selvagem, e;
• Tratamento de efluentes.
Para atender ambas as finalidades, os wetlands de escoamento horizontal e fluxo
superficial devem mimetizar as características presentes em wetlands naturais.
Quanto ao tratamento de esgotos, essa configuração de wetland pode ser utilizada
tanto para o tratamento secundário de efluentes quanto para o polimento de efluentes já
tratados visando o reúso (CRITES & TCHOBANOGLOUS 1998).
O esgoto que entra no sistema de wetlands de fluxo subsuperficial é difundido por uma
grande área alagada de pequena profundidade, de poucos centímetros até cerca de
1,0 metro (IWA 2000), vegetada, capaz de reter e sedimentar o material sólido
transportado, devido às baixas velocidades impostas ao sistema. Além dos sólidos, o
esgoto pode conter matéria orgânica, compostos de nitrogênio e fósforo, metais e
material recalcitrante que pode entrar nos ciclos biogeoquímicos na coluna d’água, no
solo ou no biofilme aderido às plantas. A radiação solar também pode atuar nesse tipo
de sistema permitindo o decaimento das populações de organismos patogênicos.
As águas residuárias normalmente possuem elevadas concentrações de nutrientes
quando comparadas às águas naturais resultando em níveis mais elevados de
produção biológica que aqueles que ocorrem naturalmente nos wetlands que recebem
águas não contaminadas por esgotos.
Os wetlands-construídos de fluxo superficial guardam propriedades em comum com as
lagoas facultativas, mas também contam com importantes diferenças estruturais e
funcionais (USEPA 1999). Em ambos os sistemas os processos que ocorrem na coluna
d’água são idênticos já que na porção mais próxima à superfície existe a formação de
uma zona aeróbia de crescimento de algas que devido à penetração da luz solar e à
exposição da lâmina d’água ao ar atmosférico que permite a troca gasosa entre o meio
líquido e o ar. Como penetração da luz e do oxigênio advindo das trocas gasosas e da
atividade das algas é limitada, na porção inferior da coluna d’água ocorre o
desenvolvimento de uma zona anaeróbia como as encontradas no fundo das lagoas
facultativas.
A principal diferença entre o funcionamento das lagoas facultativas e os wetlands de
fluxo superficial está na presença de vegetação. Existe uma tendência de que as
plantas utilizadas no sistema de wetlands promovam o sombreamento da superfície da
33
lâmina líquida reduzindo o crescimento das algas e limitando os processos de
reaeração da água (USEPA 1999, IWA 2000). Por outro lado, as plantas auxiliam a
retirada de matéria orgânica, nutrientes e pequenas quantidades de metal da água e a
estrutura vegetal serve como meio suporte para o crescimento de biofilme. Nos
sistemas de wetlands também existem diferenças nos ciclos biogeoquímicos devido à
maior disponibilidade de carbono, quando comparado com as lagoas facultativas (IWA
2000).
Os sistemas que empregam wetlands com fluxo superficial são os que permitem a
maior variabilidade de tipos de plantas, dando origem a cinco subclasses de acordo
com a posição relativa das plantas no sistema:
Wetlands de fluxo superficial e vegetação emergente
Vegetação emergente é aquela que possui parte de sua estrutura: caule, folhas, flores,
frutos e sementes, em contato com o ar, mesmo que parte do caule e raízes encontre-
se abaixo do nível d’água.
Uma representação esquemática dessa configuração pode ser vista na Figura 4.5.
Figura 4.5 – Representação esquemática de wetlands-construídos de fluxo superficial e vegetação
emergente
Essa configuração assemelha-se muito aos brejos naturais, servindo como atrativo e
habitat para fauna local, além de proporcionar benefícios estéticos à estação de
tratamento dependendo do tipo de vegetação escolhida.
34
As profundidades usuais para essa configuração variam de alguns centímetros até um
metro (IWA 2000).
Para essa configuração, a maior fonte de oxigênio presente no processo de tratamento
vem da reaeração promovida na superfície livre do líquido, em contato com o ar
atmosférico. (VYMAZAL, 1998).
Wetlands de fluxo superficial e vegetação flutuante
São tanques onde uma ou mais espécies de plantas aquáticas flutuantes livres são
cultivadas (Figura 4.6) utilizando-se a matéria orgânica e os nutrientes contidos no
esgoto.
Figura 4.6 – Representação esquemática de wetlands-construídos de fluxo superficial e vegetação
flutuante
A vegetação utilizada é composta de uma parte aérea, normalmente caule, folhas,
flores e frutos e uma porção radicular que se estende pela coluna líquida. As raízes,
além de permitir a retirada de nutrientes da água, proporcionam uma excelente
estrutura de suporte para o crescimento de microrganismos e para a adsorção e
filtração de sólidos presentes nas águas (IWA 2000).
A vegetação flutuante é muito diversificada em forma e habitat, variando de grandes
plantas com folhas aéreas ou flutuantes e raízes bem desenvolvidas até pequenas
plantas praticamente sem raiz (VYMAZAL 1998).
O desenvolvimento das raízes é função da relação entre as necessidades de
nutricionais das plantas e a disponibilidade de nutrientes nas águas, portanto, a
densidade e a profundidade atingida pelas raízes pode ser afetada pela qualidade do
35
tratamento inicial recebido pelo esgoto e por fatores ambientais como a temperatura e o
manejo das plantas (IWA 2000).
As plantas flutuantes normalmente prejudicam a penetração de luz solar na coluna
líquida e restringem as trocas gasosas fazendo com que a quantidade de algas
presentes na água seja bastante reduzida e que a coluna d’água fique próxima da
anaerobiose. Apesar da escassez de oxigênio, as plantas são capazes de transferir
oxigênio molecular produzido pela fotossíntese para a zona radicular, permitindo a
proliferação, nessas áreas, de organismos aeróbios.
Apesar da ação das plantas, a matéria orgânica presente no esgoto é retirada
principalmente pela ação microbiana e sedimentação física do material particulado
enquanto que a remoção de nutrientes é realizada, em sua grande parte, pela ação dos
vegetais, principalmente quando se promove a constante poda ou retirada de biomassa
agrícola do tanque (HAMMER 1989).
As principais espécies flutuantes utilizadas em sistemas de fluxo superficial são o
aguapé (Eichhornia crassipes) e a lentilha d’água (Lemna spp.). Outras espécies como
a alface d’água (Pistia Stratiotis) e a azola (Azolla spp.) também podem ser utilizadas
sozinhas ou em conjunto embora menos empregadas atualmente. (IWA 2000).
Várias experiências utilizando-se aguapé foram levadas adiante no mundo, com
opiniões divergentes quanto a seu uso, revelando alguma dificuldade no manejo desta
planta que tem um rápido crescimento, podendo, inclusive, extrapolar os limites do
sistema de tratamento, propagar-se pelos cursos d’água circunvizinhos e, onde se trata
de espécie exótica, pode ocasionar problemas ecológicos e econômicos (KIVAISI,
2001).
Outro fator que merece atenção quando da utilização de vegetação flutuante é a
possibilidade de proliferação de mosquitos facilitada pelas plantas que servem como
abrigo para ovos e larvas.
Wetlands de fluxo superficial e vegetação fixa de folhas flutuantes
Algumas famílias de plantas aquáticas possuem características intermediárias às
flutuantes e emergentes. São espécies fixas, com raízes subterrâneas, como as
36
encontradas nas plantas emergentes, mas que, assim como as plantas aquáticas
flutuantes, contam com partes que se mantêm suspensas acima da lâmina d’água. A
porção vegetal que permanece flutuante é formada pelas folhas, flores e frutos.
Alguns sistemas de tratamento de efluentes podem ser concebidos para receber esse
tipo de vegetação como o representado na Figura 4.7.
Figura 4.7 – Representação esquemática de sistema de wetland-construído com fluxo horizontal
superficial e vegetação fixa de folhas flutuantes.
Algumas espécies que apresentam esse tipo de desenvolvimento são de grande apelo
ornamental como a vitória régia e as ninféias.
Wetlands de fluxo superficial e vegetação submersa
A vegetação empregada para essa configuração caracteriza-se por ter a maior parte da
biomassa agrícola suspensa na lâmina líquida dos tanques de tratamento.
São duas as sub classificações dessa configuração de wetland de acordo com a
mobilidade da vegetação:
• Vegetação fixa
• Vegetação livre
Entende-se por vegetação submersa fixa aquela que tem a porção radicular fixa a um
meio suporte ou substrato junto ao fundo do tanque ou canal. Já a vegetação livre
encontra-se solta dentro da coluna líquida, sem sistema de fixação da planta ao fundo.
37
Essa configuração de wetland (Figura 4.8) é a mais sensível entre todas já que o bom
desenvolvimento da vegetação depende da penetração de luz solar na coluna líquida o
que, muitas vezes pode ser dificultado pela turbidez do esgoto, por sombreamento
excessivo causado por vegetação emergente.
Figura 4.8 – Representação esquemática de wetland-construído com fluxo horizontal superficial e
vegetação submersa fixa
Grande parte das espécies de vegetais submersas apenas se desenvolve bem em
ambientes oxigenados, portanto não pode ser utilizada com águas residuárias que
apresentem elevadas concentrações de matéria orgânica biodegradável já que a
decomposição biológica dessa matéria orgânica cria condições anóxicas que
prejudicarão o bom crescimento da vegetação (VYMAZAL, 1998).
Essa configuração, por outro lado, é indicada para a remoção de amônia do esgoto pré-
tratado devido à intensa taxa fotossintética proporcionada por esse tipo de vegetação
que é capaz, se em equilíbrio com o meio, de transferir significativa quantidade de
oxigênio para o meio líquido facilitando a nitrificação e, simultaneamente, o consumo de
CO
2
elevando os valores de pH, conduzindo a amônia à sua forma volátil não ionizada
que pode mais facilmente ser difundida para a atmosfera (IWA 2000).
Apesar de indicado principalmente para sistemas de polimento, o tratamento primário
de esgotos utilizando-se esse tipo de sistema foi conseguido quando do emprego de
Elodea nuttallii (BISHOP & EIGHMY, 1989 apud VYMAZAL, 1998).
Ressalta-se que os sistemas de wetlands de fluxo superficial e vegetação submersa
ainda são sistemas em estágio de desenvolvimento, apresentando ainda frágil equilíbrio
e difícil controle e manutenção.
38
Wetlands de fluxo sub superficial
Os wetlands de fluxo horizontal subsuperficial são constituídos por uma bacia, canal ou
tanque raso preenchido por um meio suporte adequado onde a vegetação é plantada e
pelo qual o efluente a ser tratado percola com fluxo horizontal.
Podem ser comparados aos filtros lentos de fluxo horizontal, onde o meio suporte do
filtro também serve como meio suporte para as plantas que auxiliam no tratamento dos
efluentes (USEPA, 1988).
Como, nessa configuração, a superfície da lâmina d’água é mantida abaixo do nível do
leito, o risco de geração de odores, exposição das águas residuárias ao homem ou aos
animais e a proliferação de vetores, como insetos, é minimizada. Além disso, o meio
suporte proporciona superfície para a adesão de biofilme funcionando como área ativa
no tratamento dos efluentes, culminando na utilização de menores áreas quando
comparados com outras concepções de wetlands (USEPA 1993).
Essa configuração pode ser utilizada para tratamento secundário ou terciário de
efluentes domésticos, agrícolas e alguns casos de efluentes industriais que não
apresentem substâncias inibidoras ao tratamento.
O esgoto, enquanto atravessa o meio suporte, entra em contato com uma malha de
zonas anaeróbias, aeróbias e anóxicas onde é tratado, pela ação, principalmente, dos
microrganismos que ali se desenvolvem, além de processos físico-químicos. As zonas
aeróbias ocorrem nas proximidades das raízes e rizomas que introduzem oxigênio
retirado da atmosfera no meio suporte. Entretanto, algumas pesquisas têm sugerido
que o oxigênio transportado pelas raízes não é suficiente para promover uma zona
aeróbia bastante ativa para promover degradação de parte significativa da matéria
orgânica presente no esgoto (VYMAZAL 1998).
Dentre as configurações de wetlands, as de fluxo subsuperficial são as mais efetivas na
remoção de sólidos suspensos e de DBO. Uma representação esquemática pode ser
vista na Figura 4.9.
39
Figura 4.9 – Representação esquemática de wetland-construído de fluxo horizontal subsuperficial
Segundo Vymazal (1998) esses sistemas devem operar com tempos de detenção
hidráulica (TDH) superior a 5 dias, contar com altura do leito de 0,6 a 0,8 m e
porosidade do meio entre 0,3 e 0,45%.
A maioria das recomendações sobre projeto de wetlands para tratamento de esgotos
refere-se a sistemas e estudos desenvolvidos nos Estados Unidos ou na Europa onde
esse sistema é estudado há bastante tempo. Falta, para os países tropicais, um
conhecimento mais apurado da ecologia dos alagados de climas quentes e uma
exploração mais adequada das espécies vegetais nativas (KIVAISI 2001).
Wetlands com fluxo horizontal combinado
Os wetlands com fluxo combinado contêm, no mesmo tanque, parte do sistema
funcionando com fluxo superficial e parte com fluxo subsuperficial, permitindo uma
variada gama de combinações de espécies vegetais e formas. Essa configuração
procura unir a melhor eficiência dos wetlands de fluxo subsuperficial com a melhor
capacidade de aeração possibilitada pelo contato entre a lâmina líquida e o ar, como
ocorre nos sistemas de fluxo superficial (Figura 4.10).
O efeito da aeração do esgoto também pode ser auxiliado, quando permitido pela
topografia, pela inserção de cascatas ou corredeiras artificiais entre tanques
posicionados em série.
40
Figura 4.10 – Wetland-construído de fluxo horizontal combinado
Wetlands com fluxo vertical
A configuração dos wetlands com fluxo vertical se assemelha com as de fluxo
subsuperficial horizontal a não ser pela direção do fluxo.
São canais, bacias ou tanques rasos preenchidos com material adequado que serve
como suporte para vegetação. O esgoto que percola o leito é introduzido,
intermitentemente, por toda a parte superior do leito e coletado por toda a parte inferior,
junto ao fundo do tanque (Figura 4.11).
A intermitência na aplicação do esgoto faz com que ocorra uma penetração do ar
atmosférico no leito, melhorando a oxigenação do meio, facilitando os processos de
nitrificação e desnitrificação.
Assim como os sistemas de fluxo horizontal e escoamento sub superficial, a lâmina
d’água nesse caso também permanece sob o leito, impossibilitando o contato direto
com as pessoas ou animais e dificultando a proliferação de mosquitos.
41
Figura 4.11 – Representação esquemática de wetland-construído de fluxo vertical
Entre todas as configurações de wetlands, são as de fluxo vertical que tem a menor
exigência de área. Segundo Knight (1992) os wetlands naturais exigem 10 vezes mais
área que os wetlands-construídos de fluxo superficial para o tratamento do mesmo
volume de água. Os wetlands de fluxo superficial exigem 10 vezes mais área que os
wetlands-construídos de fluxo subsuperficial, e estes, por sua vez, exigem 5 vezes mais
área que os de fluxo vertical. Essa vantagem nos requisitos de área se deve à
capacidade superior de oxigenação conseguida com essa configuração, principalmente
devido ao regime intermitente de aplicação do esgoto que, a cada ciclo, promove a
entrada de oxigênio da atmosfera para dentro do leito.
Qualquer que seja a configuração empregada, o sistema de wetlands tem como uma
das vantagens que merece ser ressaltada, o fator estético proporcionado pela presença
de vegetação.
4.4.2.3. Vegetação
Além do papel nos ecossistemas e do efeito estético, as plantas aquáticas e palustres
podem ser utilizadas pelo ser humano para os mais diversos fins. São úteis para a
alimentação, como é o caso do arroz que cresce em regiões alagadas e de algumas
42
espécies de algas marinhas tradicionais na culinária japonesa; foram essenciais até
para a transmissão de cultura, como é o caso do papiro (Cyperus papyrus), suporte da
escrita da civilização egípcia; e até para a construção de terreno e moradia como é o
caso da utilização da Totora (Schoenoplectus californicus), planta palustre que cresce
em vários países andinos, em especial no lago Titicaca, entre Peru e Bolívia, onde é
utilizada na construção de abrigos, barcos e até de ilhas artificiais que servem de
moradia para a população (Figura 4.12).
Figura 4.12 – Ilha artificial e construções feitas com totora – lago Titicaca, Peru
A utilização de esgotos pré-tratados em conjunto com sistemas que utilizem plantas de
interesse comercial vem ganhando espaço no meio acadêmico nos últimos anos. A
grande maioria dos trabalhos emprega o sistema de “fertirrigação”, ou seja, a irrigação
de campos plantados com efluentes de algum tipo de sistema de tratamento de
esgotos. O foco dos trabalhos está na produção de alimentos como girassol (SANTOS
et al, 2003), feijão (SOUSA et al, 2003b), alface (SOUSA et al, 2003a; TAVARES et al
2005), milho (MENDONÇA & PIVELLI, 2003), arroz (PEREIRA et al 2003), pimentão
(HENRIQUE et al 2005), quiabo (FIGUEIREDO et al 2005), etc.
Para o tratamento de esgotos, várias espécies vegetais – também denominadas
macrófitas – podem ser utilizadas em sistemas de wetlands. O tipo de crescimento e
43
fixação da vegetação dentro dos tanques dá origem a algumas das subclasses
comentadas no item anterior.
Fundamentalmente, a vegetação utilizada em wetlands-construídos para tratamento de
esgotos deve tolerar áreas permanentemente saturadas ou submersas e o fluxo
constante de poluentes dos mais diversos tipos e concentrações, embora outros
critérios também devam ser levados em conta na seleção das espécies.
Devem ser preferidas espécies nativas locais devido à maior facilidade de adaptação e
crescimento nas condições climáticas existentes. Espécies exóticas podem ser
utilizadas somente se já foram introduzidas na região ou se não forem suficientemente
competitivas para que se tornem uma praga e que ocorra fuga da espécie do sistema
de tratamento contaminando o ambiente circunvizinho.
A possibilidade de transmissão de doenças ou modificação da integridade genética do
ecossistema natural ao redor da implantação também deve ser observada.
Campos (1999) ressalta que o impacto sobre o ambiente de espécies exóticas quando
cultivadas em monocultura e em grande escala, na maioria das vezes é desconhecido.
Fato esse que exige cuidados adicionais quando da escolha dessa categoria.
Quando se deseja mimetizar os alagados naturais, várias espécies vegetais podem ser
utilizadas simultaneamente no mesmo tanque. Dependendo das espécies implantadas,
pode ocorrer a dominância de algumas espécies, mais adaptadas às condições da
instalação, e o desaparecimento ou redução significativa das demais até o
estabelecimento do equilíbrio.
A função real da vegetação no tratamento de esgotos ainda é bastante discutida com
pesquisas afirmando que a contribuição da vegetação para o tratamento do esgoto é
pequena e outras afirmando que a vegetação exerce um fator importante no conjunto
do processo.
Entre as principais funções reportadas na literatura (BRIX 1997, CAMPOS 1999,
CHERNICHARO 2001, SUNDARAVADIVEL & VIGNESWARAN 2001) sobre o
desempenho das plantas no sistema de wetlands estão:
• Utilização de nutrientes e metais pesados;
• Transferência de oxigênio para a rizosfera;
44
• Inibição da proliferação de algas, pela sombra causada pelas folhas;
• Suporte para o crescimento e ação de microrganismos;
• Melhoria da aparência do sistema;
• Redução dos riscos de erosão e ressuspensão de sólidos;
• Melhora das condições de sedimentação de sólidos;
• Auxílio à prevenção de colmatação do meio suporte.
Algumas das principais espécies de macrófitas utilizadas em wetlands para o
tratamento de esgoto são enumeradas na Tabela 4.2.
Tabela 4.2 – Principais espécies de macrófitas utilizadas em wetlands
*
Espécie Nome popular Crescimento
Carex spp ------ emergente
Colocasia esculenta
------ emergente
Cyperus spp ------ emergente
Eleocharis spp ------ emergente
Glyceria spp ------ emergente
Juncus spp junco emergente
Nelumbo spp.
lótus emergente
Phalaris arundinacea
------ emergente
Phragmites spp caniço emergente
Schoenoplectus
------ emergente
Scirpus spp ------ emergente
Typha spp taboa emergente
Azolla spp ------ flutuante
Eichhornia crassipes
aguapé flutuante
Hydrocotyle umbellata
------- flutuante
Lagorosiphon major
------- flutuante
Lemna spp lentilha d’água flutuante
Continua
45
Espécie Nome popular Crescimento
Pistia Stratiotis
alface d’água flutuante
Salvinia molesta
salvínia flutuante
Spirodela polyrhiza
erva de pato flutuante
Wolffia arrhiza
------- flutuante
Nymphaea spp
ninféia, lírio d’água fixa de folhas flutuantes
Nuphar spp
------ fixa de folhas flutuantes
Ceratophyllum demersum
------ submersa
Egeria spp
------ submersa
Elodea spp
elódea submersa
Hydrilla spp
------ submersa
Myriophyllum aquaticum
------ submersa
Potamogeton spp
------ submersa
*a tabela não pretende esgotar as espécies utilizadas em wetlands
Fonte: adaptado de Oliveira et al (2005), Chernicharo (2001), IWA (2000), Crites & Tchobanoglous
(1998), Vymazal (1998), Reed et al (1995), Hammer (1989)
Também podem ser utilizadas espécies com interesse ornamental ou comercial que se
adaptem a solos permanentemente saturados.
São exemplos desse tipo de planta:
• Zantedeschia aethiopica: popularmente conhecida como copo de leite (Figura
4.13), é uma planta perene de altura entre 45 e 90 cm com floração em ambiente
natural em meados do verão a fim do outono. A flor é uma grande bráctea
tubiforme que se abre para formar um funil assimétrico, as folhagens têm formato
de espada, de 38 a 60 cm de comprimento e 8 a 12,5 cm de largura. De
extremidades onduladas, carnosa, cor verde-médio. É uma planta tida como de
resistência média. Seu cultivo deve ser em solo de úmido a encharcado já que a
planta sofre com a seca. Pode ser cultivada em pleno sol ou meia sombra;
46
• Cyperus papyrus: conhecido também como papirus, papiro ou papiro gigante
(Figura 4.14), é uma planta perene de altura entre 150 e 200 cm. De origem
norte africana, é uma planta tida como de alta resistência, necessitando de sol
pleno, clima quente e solo de úmido a encharcado para seu cultivo. Da sua haste
trabalhada era originado o papiro utilizado pelos egípcios para a escrita também
é muito apreciada em arranjos florais.
• Cyperus isocladus: conhecido popularmente como mini papiro ou papiro anão
(Figura 4,15), essa espécie de origem africana pode alcançar até 90 cm de
altura, adapta-se bem a solos permanentemente úmidos a sol pleno ou meia-
sombra. É utilizado com freqüência em arranjos florais.
Fi
g
ura 4.14
–
Pa
p
iro
(
C
yp
erus
p
a
py
rus
)
Figura 4.13 – Copo de leite (Zantedeschia aethiopica)
47
• Canna x generalis: também sob o nome de Canna indica var. hortensis ou Canna
hortensis é conhecido popularmente como biri, cana-índica, bananeira de jardim
(Figura 4,16), nativa da América do Sul, é uma planta rizomatosa perene de até
1,5 m de altura que deve ser cultivada em pleno sol e em solo úmido e rico em
matéria orgânica. Tem floração bastante vistosa, de forte apelo paisagístico, com
ocorrência durante quase todo ano, em especial na primavera e verão.
• Philodendron bipinnatifidum: conhecido popularmente como guaimbê, imbê ou
banana de macaco (Figura 4.17), é uma espécie nativa do Brasil, de porte
arbustivo e folhagem ornamental bastante recortada, deve ser cultivada a sol
pleno em solo rico em matéria orgânica e bastante úmido.
Figura 4.16 – Biri (Canna x generalis)
Figura 4.15 – Mini papiro (Cyperus isocladus)
48
Além das espécies de interesse ornamental citadas, Hammer (1989) cita a possibilidade
de utilização de Canna flaccida, Colocasia esculenta, Iris pseudacorus e Hedychium
coronarium. Cossu et al (2003) estendem a lista com a possibilidade de uso de: Acorus
calamus variegatus, Alisma plantago aquatica, Calla palustris, Canna indica,
Eupatorium cannabium, Lytrum salicaria, Lobelia sessifolia, Lysimachia vulgaris, Mentha
aquatica rubra, Thalia dealbata, Typha latifolia, Lemna minor e Eichornia crassipes.
Muitas outras espécies podem ser indicadas para testes em sistemas de wetlands.
Somente no estado de São Paulo existem mais de 300 espécies selvagens de plantas
aquáticas e palustres conforme levantamento
2
realizado pela equipe coordenada pelos
pesquisadores Maria do Carmo E. Amaral e Volker Brttrich, algumas delas com
potencial para utilização ornamental.
Experiências com plantas ornamentais e efluentes já foram realizadas com girassol
(SANTOS et al, 2003) utilizando-se irrigação com esgoto pré-tratado e obtendo-se bons
resultados.
Fertirrigação também foi realizada para o cultivo de dália (Dahlia pinnata) utilizada com
efeito paisagístico em Brasília – DF (SILVA & SOUZA, 2005). Foi experimentada a
irrigação com 6 qualidades diferentes de água: efluente tratado em nível primário,
secundário, terciário, água do lago Paranoá, água potável mais adubo industrializado
(NPK) e somente água potável. Quanto ao crescimento da vegetação os melhores
2
Disponível no endereço http://www.ib.unicamp.br/plant-aq-SP/ acessado em 25/11/2005
Figura 4.17 – Guaimbê (Philodendron bipinnatifidum)
49
resultados foram encontrados para a irrigação com água potável e adubo, seguido pelo
esgoto primário. O sistema apresentou remoção de matéria orgânica bastante variável
dependendo do tipo de efluente utilizado. Como principais conclusões da pesquisa,
destacam-se: melhoramento das características do solo pela aplicação de águas
residuárias em curto espaço de tempo, tendência ao acúmulo progressivo de sódio no
solo, o maior potencial de contaminação do solo foi observado pela forma tradicional de
cultivo (irrigação com água combinada com adubação do solo com NPK) devido às
altas concentrações de nitrato que foram encontradas na água percolada.
Ainda utilizando-se de plantas ornamentais com valor comercial, Vaillant et al (2002)
utilizaram sistema de hidroponia horizontal por filme nutriente com crisântemo
(Chrysanthemum cinerariaefolium) para tratamento de esgotos. A espécie utilizada é a
principal fonte de piretrina um importante inseticida natural biodegradável. Os
resultados obtidos demonstram eficiência de remoção de sólidos suspensos de 95% e
91% de eficiência de remoção de DBO. O sistema, sem meio suporte, com 25 plantas e
dimensões de 4 m de comprimento por 15 cm de largura e 10 cm de profundidade, foi
capaz de tratar uma batelada de 30 L de esgoto em 48 h, permitindo aos autores, por
extrapolação, estimar que uma comunidade com 100 pessoas poderá ter seu efluente
tratado em uma pequena estação com 6 m² de área de produção de plantas.
O intuito de se utilizar plantas ornamentais no sistema de wetlands é possibilitar um uso
mais nobre da biomassa agrícola gerada. Dependendo da espécie utilizada, varias
atividades podem ser criadas em torno do cultivo e manipulação das espécies. Entre as
possíveis atividades ressaltam-se a venda de flores de corte, confecção de papel
artesanal, cestaria e artesanato com fibras.
A produção de plantas ornamentais no Brasil, sob diversas formas e tipos, está
baseada em pequenas propriedades com média de 1,9 ha por produtor e conta com
estimativas de faturamento em torno de R$ 320 milhões por ano. A distribuição da área
em categoria por técnicas de plantio está assim constituída: 50,4% - mudas e plantas
ornamentais, 28,8% - flores de corte, 13,2% - flores em vaso, 3,1% folhagem em vaso,
2,6% - folhagem de corte e 1,9% outros produtos, sendo que, do total, menos de 26%
refere-se a cultivos em estufas, 3% cultivos em telas, e a maior parte da produção,
71%, realizada a céu aberto.
3
3
Fonte: http://www.aprendendoaexportar.gov.br/flores/setor/perfil.asp acessado em 30/07/2005
50
No primeiro semestre de 2007, a exportação brasileira de plantas ornamentais atingiu o
valor de US$ 17,28 milhões com a exportação de produtos de floricultura apresentando
um crescimento de 5,38% sobre os números do mesmo período de 2006 e de 16,45%
na comparação com 2005
4
.
A atividade de cestaria e produção de artesanato a partir de fibras naturais, relegadas
anteriormente a um modo de vida simples de populações sem condição de adquirir
produtos industrializados, passou por uma mudança de paradigma. Existe uma
tendência de incorporação de materiais naturais e de produtos artesanais em itens de
decoração e uso diário, assim como o resgate de símbolos e culturas tradicionais
aliados a uma mudança no modo de encarar esses itens, agora vistos como peças
únicas e exclusivas, utilizados em sua forma tradicional ou após sofrerem uma
adaptação quando ao design. Os objetos artesanais e em fibras naturais vêm ganhando
espaço em lojas sofisticadas de objetos de decoração, ganhando mercado externo e
dando origem a lojas especializadas na sua comercialização.
Um exemplo recente de valorização do artesanato com fibras é a valorização dos
objetos confeccionados com capim dourado, embora essa espécie ainda não seja
cultivada visando o uso. Espécies cultiváveis devem ser preferidas em relação àquelas
obtidas por extrativismo de forma a evitar o desequilíbrio no ecossistema por
exploração predatória. Ressalta-se que a obtenção de matéria prima a partir do
extrativismo pode ser considerado ilegal como, por exemplo, a vegetação sob proteção
do Decreto Federal 750/93 que dispõe sobre o corte, a exploração e a supressão de
vegetação primária ou nos estágios avançado e médio de regeneração da Mata
Atlântica.
Diversas entidades internacionais e nacionais, como diversas unidades do Sebrae,
cooperativas e empresas possuem programas de desenvolvimento do setor de
aproveitamento de fibras para artesanato e mobiliário e desenvolvimento de pequenas
comunidades com base na exploração racional de atividades tradicionais.
Das espécies comumente utilizadas em sistemas de wetlands-construídos a Typha sp.
já vem sendo utilizada na confecção de móveis e cestaria (Figura 4.18) e é alvo de linha
de pesquisas como a desenvolvida pela Universidade Federal do Rio Grande do Sul
4
Fonte: http://www.sebrae.com.br/setor/floricultura/integra_noticia?noticia=6489714 acessado em
10/11/2007
51
com o projeto Fibras Vegetais, que possui um sub-projeto que contempla o
desenvolvimento da exploração das macrófitas aquáticas
5
.
a. rede, almofadas e esteiras de taboa b. cadeira e cesta de taboa
c. potes e bolsas de “barba de bode” d. mesa e pufes de taboa
Figura 4.18 – Artesanato e mobiliário confeccionado com fibras naturais
As imagens ilustradas nas Figuras 4.18a a 4.18c foram registradas na feira anual
“Redescobrindo São Paulo” que acontece na capital paulista no início de setembro e
visa recuperar e divulgar a cultura das diversas regiões do estado, incluindo trabalho
com fibras naturais.
Além da utilização em móveis e cestaria as fibras naturais também podem ser utilizadas
para a confecção de papel artesanal. O papel artesanal tem emprego crescente na
ornamentação de abajures e luminárias, elaboração de convites, cartões, capas de
5
http://www.ufrgs.br/desma/fibrasveg1.htm acessado em 10/11/2007
52
livros e cadernos, caixas de presente, divisórias, etc. Uma grande variedade de
espécies pode ser utilizada para esse fim, cada qual proporcionando características
próprias ao produto final. Algumas espécies de interesse são
6
: bainhas da folha de
bananeira (Musa paradisíaca); folhas de espada-de-são-jorge (Sanseviera trifasciata);
folhas de iuca (Yucca elephantipes); bainha das folhas de lírio do brejo (Hedychium
coronarium); raízes de aguapé (Eichornia crassipes); fruto e folhas de coqueiro (Cocos
nucifera); folhas de abacaxi (Ananas comosus); raízes de costela de adão (Monstera
deliciosa); caule e frutos do quiabo (Hibiscus esculentus); casca do fruto do milho (Zea
mays); caule de mamona (Ricinus communis); caule do papiro (Cyperus papirus); fruto
da bucha (Luffa cilíndrica); haste da cana de açúcar (Saccharum officinarum); fruto da
paineira (Chorisia crispiflora); folhas, haste e flor de taboa (Typha dominguensis); folhas
de agave (Agave sisalana); casca de cebola (Allium cepa); entre outras.
Além da comercialização direta quando da utilização de plantas ornamentais e de
interesse ao artesanato, a biomassa agrícola gerada em sistemas de tratamento de
esgotos também pode ser aproveitada pela sua incorporação em tijolos de adobe, de
forma análoga à pesquisa realizada por Faria & Espíndola (2004) no reservatório de
Salto Grande, município de Americana, SP. O reservatório, embora não seja um
sistema de tratamento de esgotos, recebe grande parte de efluentes urbanos e
industriais, além da lixiviação de insumos agrícolas de propriedades do entorno, o que
causou a contaminação da água inclusive com metais pesados. A presença abundante
de nutrientes nas águas desse reservatório acarretou a proliferação descontrolada de
macrófitas aquáticas, dentre elas aguapés (Eichornia crassipes), alface d’água (Pistia
stratiotes) e braquiária (Brachiaria arrecta) que, por causa da contaminação por metais
pesados e pesticidas presentes nas águas do reservatório são impróprias para a
utilização como fertilizantes ou forragem. A utilização da biomassa agrícola nos tijolos
de adobe apresentou como vantagem adicional a possibilidade da utilização do solo do
entorno do reservatório, argiloso e não indicado para a confecção de adobe tradicional.
Os resultados indicaram bons resultados principalmente com a adição de até 3,3% em
massa de aguapés ao adobe sem a redução de resistência à compressão dos tijolos
(cerca de 2,4 MPa), caso os tijolos sejam utilizados somente como vedação, sem
função estrutural, os resultados indicam a possibilidade de incorporação de até 7,7%
em massa de aguapé nos tijolos de adobe, o que corresponde a cerca de 70% em
volume. O aguapé se mostrou o mais indicado à incorporação ao adobe além de ser a
6
http://www.comofazerpapel.com.br/tecnicas.html acessado em 05/08/2006
53
planta mais eficiente, entre as testadas, para a retirada de metais pesados da água. A
braquiária se mostrou a menos indicada pela “rebeldia” das fibras produzidas que levam
a produção de tijolos com superfície bastante irregular.
4.4.2.4. Material suporte
A seleção do meio suporte ou substrato para o sistema de wetlands é baseada,
principalmente, nos custos desse material, na configuração de fluxo, vegetação
empregada e nas necessidades de tratamento (HAMMER 1989).
As primeiras experiências com wetlands desenvolvidas na Alemanha utilizavam como
material suporte o próprio solo do local onde o sistema era instalado. Entretanto, os
sistemas baseados em solo, como resultado da baixa condutividade hidráulica da
maioria dos solos naturais, apresentaram a formação de escoamento superficial,
impedindo o contato do esgoto com a rizosfera (VYMAZAL, 1998). O problema foi
solucionado com a utilização de meios-suporte mais porosos.
Segundo a USEPA (2000), o tamanho do material utilizado como suporte nos Estados
Unidos varia de cascalho fino (0,6 cm) até pedra britada de grandes dimensões
(superior a 15 cm), sendo que o mais utilizado é a combinação de cascalho com
tamanhos entre 1,3 cm até 3,8 cm e são utilizados tipos de rochas que sejam duras,
resistentes e capazes de manter sua forma e a permeabilidade do leito ao longo do
tempo.
Como meio-suporte clássico, além da pedra britada também são utilizados areia e solo.
Ressalta-se que, independentemente do meio suporte utilizado, os sistemas de
tratamento de efluentes devem ter sua base cuidadosamente impermeabilizada para
evitar a contaminação das águas subterrâneas com esgoto.
Em sistemas de escoamento superficial consegue-se melhor aderência das plantas ao
leito quando utilizado como material suporte solo ou areia. Já para wetlands de fluxo
subsuperficial é indicado material que permita mais facilmente a manutenção da
permeabilidade do leito, dificultando a colmatação dos poros, onde se recomenda a
pedra britada.
54
Roston & Collaço (2003) utilizaram pneu picado como meio suporte em wetlands de
fluxo subsuperficial para pós-tratamento de efluentes domésticos. Dois tanques com
mesmas dimensões, um preenchido com brita n° 3 e outro preenchido por pneus
picados, ambos plantados com Typha spp. e funcionando com TDH de 2 dias, tiveram
seus resultados comparados por aplicação de análise estatística tipo teste F. Os
resultados obtidos indicaram a não existência de diferenças significativas a 1% e a 5%
de significância para NH
3
-N, enquanto que para os valores de sólidos em suspensão e
pH, encontraram-se diferenças significativas a 1% e 5% de significância. Já para os
valores de DQO, encontrou-se diferença significativa somente a 5% de significância Os
valores médios de DQO obtidos para o efluente dos leitos com brita e com pneu foram,
respectivamente de 95 e 80 mg.L
-1
resultando a taxa média de remoção de 72,4% para
brita e 76,7% para o tanque com pneus. As remoções médias de sólidos suspensos
foram de 36,2% e 73,3% respectivamente para o leito de brita e o de pneu picado,
indicando que há potencialidade no uso de pneu em substituição aos materiais
convencionalmente utilizados com meio suporte.
Vicznevski (2003) relata experiências com wetlands realizadas no município de
Joinville, SC, tanto para tratamento de água de abastecimento quanto para esgoto.
Para o sistema de tratamento de água o leito utilizado foi composto por brita nº 2, cacos
de telhas, saibro e areia grossa enquanto que no tratamento de esgoto, foi composto de
casca de arroz carbonizada, saibro ou cascalho e brita nº 4. O wetland-construído
utilizada para o tratamento de água pode ser comparado a um filtro lento, onde a água
percola por vários compartimentos, sendo o primeiro, correspondente a 16,67% da área
da caixa, preenchido com 70% de caco de telha e 30% de brita nº 2. O segundo
compartimento, que corresponde a 66,66%, foi preenchido com 70% de areia grossa e
30% de caco de telha distribuído em camadas. O terceiro compartimento, com área
correspondente a 16,67%, foi preenchido com areia grossa. Em 83% da superfície do
material filtrante foi plantado Eleocharis elegans, popularmente conhecido como junco
manso, planta nativa da região. Para o tratamento de esgotos o leito do wetland foi
preenchido com camadas alternadas de saibro ou cascalho, casca de arroz e brita nº 4.
As plantas utilizadas nos sistemas implantados em Joinville foram Eleocharis elegans e
Zizanopsis bonariensis bras.
Já Brito et al (2005) utilizaram como substrato para um wetland de pós-tratamento uma
camada de 0,50 m de altura constituída de rejeito de telha cerâmica lavado, com
dimensões médias entre 12,5 a 25,0 mm. A unidade foi dimensionada para receber uma
55
vazão média diária de 30,0 m
3
.dia
-1
, com um volume útil de 210,0 m
3
(15,0 m x 28,0 m e
0,50 m de altura útil) e tempo de detenção hidráulico de aproximadamente 7 dias.
Em pesquisas realizadas por Sezerino et al (2005) no município de Florianópolis, SC,
em sistema piloto de pós-tratamento de esgotos por wetlands de escoamento
subsuperficial com fluxo horizontal, o material filtrante utilizado foi areia média-grossa,
com as seguintes características, obtidas através do ensaio da curva granulométrica:
diâmetro efetivo (d
10
) de 0,20 mm, uniformidade (U) de 4,9 e percentual de areia grossa
de 50,40%.
Leon (2003) utilizou como meio suporte um conjunto de materiais dispostos em
camadas: pedrisco, feno, húmus, palha de arroz e terra vegetal de forma a favorecer o
desenvolvimento de diversas famílias de microrganismos.
Hammer (1989) cita experiência de utilização de meio suporte plástico de 5 cm e 2,5 cm
de diâmetro (baixa e média área superficial específica e alta porosidade) para wetland-
construído em comparação com cascalho (elevada área superficial específica e baixa
porosidade). Os leitos foram vegetados com Typha latifolia, Phragmites australis,
Scirpus pungens e Sagitaria latifolia. Todas as espécies cresceram no cascalho, mas
resultados menos favoráveis foram encontrados para o meio suporte plástico onde a
Typha latifolia não se desenvolveu. Os resultados para a remoção de NTK e DBO
5
indicam o cascalho como melhor opção no conjunto das espécies testadas.
Não foram encontrados relatos da utilização de bambu como meio suporte para
sistemas de wetlands-construídos na literatura, embora esse meio suporte tenha sido
utilizado com sucesso como preenchimento de filtros anaeróbios.
4.4.2.5. Experiências com wetlands
Além dos benefícios relativos à qualidade da água, os sistemas que empregam
wetlands também podem ser projetados para servir de habitat para uma série de
espécies da fauna selvagem. Muitos sistemas, especialmente os de fluxo superficial,
funcionam como refúgios para a vida selvagem ou parques assim como parte do
sistema de tratamento, reúso ou disposição de efluentes (USEPA 1999). Em alguns
casos, wetlands de fluxo superficial podem se tornar áreas para educação pública e
recreação ao ar livre. O projeto visando usos múltiplos pode ser um ponto positivo a
56
favor do sistema que permite diversas possibilidades de exploração. Alguns benefícios
ecológicos e recreacionais podem ser acrescentados para todos os wetlands
independente dos seus objetivos iniciais (BENYAMINE et al, 2002).
No município paulista de Bauru foi instalado um sistema de wetlands para o tratamento
das águas geradas no jardim botânico da cidade. O volume total de esgoto tratado é de
5.000 m³.dia
-1
gerado por 11 funcionários permanentes, pela população flutuante e pela
água de irrigação utilizada no orquidário (OLIVEIRA et al, 2005). O sistema é formado
por um tanque séptico seguido por um wetland-construído de fluxo horizontal
subsuperficial (64 m² e profundidade variando entre 0,60 a 0,76 m) e por uma lagoa
facultativa (100 m² e profundidade média de 0,40 m). O TDH do primeiro tanque varia
entre 3 e 7,6 dias, dependendo da utilização ou não da irrigação no orquidário,
enquanto que para a lagoa, varia de 13 a 20 dias respectivamente. O sistema de fluxo
subsuperficial utiliza como meio suporte areia grossa (0,6 a 2 mm) e foi vegetado
utilizando-se Typha spp. Para o wetland-construído foram conseguidos valores médios
de eficiência de remoção de 90% para DBO
5
, 83% para nitrogênio amoniacal.
Tomando parte do efeito ornamental possibilitado pelos wetlands, um pequeno número
de experiências foi encontrado utilizando plantas de uso comercial ou ornamental em
wetlands-construídos onde o fator estético era um dos principais benefícios desejados.
Nyakang’o & Van Bruggen (1999) utilizaram, em um “resort”, um sistema de tratamento
de esgotos constituído de tanque séptico seguido por um wetland de fluxo
subsuperficial com área total de 1.800 m², tempo de detenção hidráulico de 32 dias,
com leito de brita de 1 m de profundidade coberto por uma camada de 10 cm de solo
onde é plantada Typha spp. Após o wetland dr fluxo subsuperficial o sistema ainda
conta com três wetlands de fluxo superficial em série com área total de 5.400 m² e
profundidade de 60 cm com um poço central de 1,5 m de profundidade. Os wetlands de
fluxo superficial foram vegetados com tipos locais de plantas (Cyperus alternifolius e
Cyperus latifolio), Hydrocotyle, Hydrocleis e espécies ornamentais como Cyperus
papirus, Arundo donax variegata, Pontederia cordata, Sagittaria, Ajuga remota e Aspilia
mossambicensis. Os resultados apresentados, para o sistema como um todo e levando
em conta o balanço hídrico da região, indicam elevadas eficiências médias de remoção:
84,6% para sólidos em suspensão, 98,4% para DBO
5
, 96,5% para DQO, 90,4% para
nitrogênio Kjeldal, 92,4% para NH
4
e remoção de 88,2% para PO
4
. As plantas
dominantes foram a Typha spp. no wetland de fluxo subsuperficial, Cyperus latifolius no
segundo tanque e Hydroclesis no último tanque. Resultado interessante também foi
57
obtido estudando-se as concentrações de N e P na massa vegetal das plantas
utilizadas de onde se verificou que o Cyperus papirus foi a espécie capaz de armazenar
a maior quantidade de P dentro todas as espécies testadas (90 g.m
-
²).
Cossu et al (2003) estudaram a possibilidade de uso de várias plantas ornamentais em
sistemas de wetlands-construídos de fluxo subsuperficial para tratamento de águas
cinzas. Foram testadas as espécies: Acorus calamus variegatus, Alisma plantago
aquatica, Calla palustris, Canna indica, Eupatorium cannabium, Iris pseudacorus,
Lytrum salicaria, Lobelia sessifolia, Lysimachia vulgaris, Lytrum salicaria, Mentha
aquatica rubra, Thalia dealbata, Typha latifolia, Lemna minor e Eichornia crassipes.
Exemplares de cada espécie foram acondicionados em recipientes que receberam
cargas crescentes de águas cinzas (esgoto doméstico exceto urina e fezes) geradas na
universidade de Pádua, Itália. As melhores eficiências combinadas para remoção de
DQO, nitrogênio total, NH
3
, fósforo total e comportamento agronômico (germinação,
resistência à doenças, resistência ao frio e densidade de raízes) foram registradas,
respectivamente para Alisma plantago aquatica, Iris pseudacorus, Thalia dealbata,
Acorus calamus variegatus, Canna indica, Eichornia crassipes e Lemna minor.
Utilizando as espécies selecionadas por Cossu et al (2003), Cossu et al (2004)
implementaram na universidade de Pádua, um sistema de tratamento de águas cinzas
e urina utilizando dois sistemas de wetlands de fluxo subsuperficial em paralelo. O
primeiro sistema era vegetado com Phragmites australis enquanto o segundo sistema
era vegetado com uma coleção de dez espécies de plantas ornamentais (alisma, iris,
typha, mentha, canna, thalia, lysimachia, lytrum, pontederia, preselia). Cada wetland foi
construído com 4,3 m² de área, profundidade média de 0,6 m e submetida a TDH de
7 dias. O meio suporte utilizado foi uma combinação de cascalho e areia e uma fina
camada de composto orgânico foi colocada acima do leito para promover níveis iniciais
adequados de nutrientes e isolamento térmico para as plantas jovens. Foram
analisados: matéria orgânica (DQO, DBO), sólidos (ST, SS, SV), nutrientes (NTK,
N-NH
3
, N-NO
2
, N-NO
3
, P), metais (Cd, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb, Zn), alcalinidade, pH,
surfactantes aniônicos, cloreto e sulfato. Os resultados obtidos para ambos os sistemas
foram muito semelhantes quanto às características do esgoto tratado, mas o fator
estético foi de importância fundamental na aceitação pública do sistema, com larga
vantagem para aquele onde foram utilizadas as plantas ornamentais.
A verificação da adaptabilidade de espécies vegetais de interesse ornamental também
foi realizada por Asmus et al (2007). O experimento realizado no horto florestal de
58
Campo Grande durante 12 semanas contou como unidade principal de tratamento um
reator anaeróbio de fluxo ascendente seguido por dois wetlands-construídos com leito
de areia fina, um sem vegetação e o outro vegetado com Cyperus isocladus (mini-
papiro), Heliconia psittacorum e Hedychium coronarium (lírio do brejo), submetidos a
pleno sol e elevadas temperaturas. O tempo de detenção hidráulico não foi informado.
Os resultados indicaram uma boa adaptabilidade de todas as espécies pesquisadas às
condições impostas pelo sistema. Como resultados médios referentes à qualidade do
efluente tem-se remoção de turbidez de 92,8%; 80,44% para remoção de DBO; 75,8%
para DQO, remoção de fósforo de 97,6% em contrapartida houve aumento na
concentração de sólidos totais em 15% e intensa produção de nitrato e nitrito.
Zhang et al (2007) avaliaram seis espécies ornamentais para a utilização em wetlands-
construídos. Foram selecionadas as espécies: Reineckia carnea, Acorus gramineus,
A. orientale, Acorus calamus, Iris pseudacorus e Lythrum salicaria. Mudas de tamanhos
semelhantes foram plantas em recipientes de 20 cm de diâmetro por 23 cm de
profundidade, como meio suporte foi utilizado cascalho lavado com ácido clorídrico e
enxaguado em água destilada. Para a avaliação do sistema foram realizadas
comparações entre recipientes sem vegetação e irrigados com esgoto, recipientes com
vegetação e irrigados com esgoto e recipientes com vegetação irrigados com água
destilada. Amostras foram retiradas após 5, 10 e 15 dias. Os resultados mostram que o
tipo de vegetação tem interferência na remoção de nitrogênio, sendo A. gramineu e
I. pseudacorus as mais eficientes, e a contribuição das plantas é significativamente
maior para 10 dias embora a remoção de nitrogênio sofra acréscimo com o aumento do
tempo. Os resultados médios obtidos para o efeito da vegetação sobre o nitrogênio
foram 11.24% para 5 dias, 21.95% para 10 dias e 17.95% para 15 dias. Para a remoção
de fósforo o comportamento médio foi diverso, 33.15% para 5 dias, 19.97% para
10 dias e 11.29% para 15 dias, o que sugere que a vegetação tem capacidade de
rápida absorção de fósforo em um curto tempo, sendo a I. pseudacorus a espécie mais
eficiente na remoção de fósforo. O comportamento para a remoção de matéria orgânica
também mostrou importância significativa da ação das plantas em relação ao controle
atingindo maior participação da vegetação para a remoção de DBO com TDH de 10
dias e aumento crescente com o TDH para a remoção de DQO. A comparação de todas
as espécies pode ser vista na Tabela 4.3.
59
Tabela 4.3 – Eficiência de remoção de DBO, DQO, P
total
e N
total
para diversas espécies
vegetais em diferentes TDH
parâmetro
TDH
(dias)
controle
R. carnea A. gramineus A. orientales A. calamus
I.
pseudacorus
L. salicaria
5 55,03 63,80* 70,79** 64,23* 66,55* 70,96** 61,26
N
total
10 64,38 85,60** 88,63** 84,96** 84,90** 88,41** 85,50**
15 71,91 88,14* 91,39** 88,53* 88,38* 91,55** 88,87*
5 52,12 73,60* 84,85* 69,51* 80,76* 86,90** 75,15*
P
total
10 75,80 93,08* 94,72** 88,48* 93,90** 95,23** 91,34*
15 86,94 97,04* 98,00** 97,21** 95,94** 98,49** 97,04**
5 63,68 69,02 71,37* 69,34 70,09* 72,54* 69,98
DBO
5
10 72,48 80,66* 84,08** 80,88** 81,73** 84,76** 82,37**
15 81,84 90,60** 92,31** 91,17** 91,31** 93,16** 90,81**
5 52,81 58,64* 61,71** 58,39* 58,26* 61,15** 58,90**
DQO 10 69,46 78,72** 80,44** 78,95** 79,51** 84,61** 80,58**
15 78,21 87,29** 91,15** 88,27** 86,73** 91,99** 88,74**
* diferença significativa em relação ao controle (P<0,05);
** diferença muito significativa em relação ao controle (P<0,01)
Fonte: modificado de Zhang et al (2007)
No mesmo trabalho, Zhang et al (2007) também avaliaram a eficiência de cada umas
das espécies testadas na remoção de metais: cromo, chumbo, cádmio, manganês e
ferro. Os resultados sugerem que as espécies têm capacidades diferentes de absorção
para cada um dos metais. A melhor eficiência de remoção foi obtida para
I. pseudacorus, com resultados melhores para cromo, seguido por chumbo, cádmio,
ferro, cobre e manganês, com remoção superiores ao controle em 24,58%, 21,30%,
15,37%, 1,94%, 1,54%, 0,5% respectivamente. Além da I. pseudacorus, a espécie
A. gramineus e A. calamus apresentaram boas eficiências para a remoção de metais.
Plantas de uso comercial foram utilizadas em um sistema de tratamento de esgotos
adaptado das técnicas hidropônicas de cultivo. Nessa experiência, Vaillant et al (2004)
testaram as espécies Digitalis tanata Ehrh. e Digitalis purpurea L., ambas, relatadas
pelos autores como produtoras de substâncias de uso farmacológico que auxiliam no
tratamento de doenças cardíacas. O sistema, em escala de bancada, foi feito utilizando-
se calhas de PVC de 4 m de comprimento, 0,15 m de largura e 0,10 m de profundidade
e nível de água de 3 cm onde circulava-se 30 L de líquido trocados a cada 72 h. As
60
plantas, germinadas em sementeiras, eram transportadas ao canal de hidroponia
90 dias após a germinação. Além do sistema utilizando uma mistura de esgotos
domésticos e água de chuva, um sistema foi alimentado com solução nutritiva utilizada
convencionalmente em sistemas hidropônicos. Para servir de comparação para a
eficiência de tratamento, um canal não vegetado também foi alimentado com esgoto.
Percebeu-se um crescimento anormal das plantas quando utilizado o esgoto explicado
pelos autores pela falta de nutrientes em quantidades adequadas. As plantas
alimentadas com a solução nutritiva tiveram o crescimento esperado, enquanto que as
alimentadas com esgoto tiveram um notável desenvolvimento radicular e o crescimento
da parte aérea comprometido ou até interrompido. Para efeito de comparação pode-se
tomar as concentrações de nitrogênio no sistema, enquanto o esgoto apresentou
concentrações de 36 mg.L
-1
, a solução nutritiva apresentou concentração de
196 mg.L
-1
. Diferenças significativas nas soluções também puderam ser notadas para o
potássio, cálcio e fosfato, enquanto que para cloretos a situação se inverte sendo que o
esgoto possui concentrações 5 vezes superior àquela da solução nutritiva. Os sistemas
plantados mostraram-se eficientes na remoção de DBO, DQO, SS e nitrogênio total,
embora, após a morte de várias plantas (15ª semana), a eficiência na remoção de SS,
e, indiretamente, de remoção de DBO e DQO, mostrou-se inalterada sugerindo que a
comunidade de microrganismos e o efeito físico das raízes contribuam
significativamente no processo de tratamento do efluente. Para SS o sistema atingia a
eficiência total após 12 h de aplicação do esgoto no sistema. Efeito semelhante foi
encontrado para DBO e DQO que, para 24 h após a aplicação atingiram as máximas
eficiências de remoção. A remoção de nitrogênio foi significativamente influenciada pela
espécie vegetal aplicada ao sistema, por exemplo, a remoção de amônia após 48 h era
de 65% para o sistema que empregava Digitalis tanata, enquanto que para o sistema
vegetado com Digitalis purpurea era de 95%.
Ainda utilizando vegetação de interesse comercial, Silva et al (2007) utilizaram arroz
(Oryza sativa L.) em sistema de bancada de wetlands-construídos utilizando solo
natural modificado (latossolo vermelho-amarelo misturado com areia média) como meio
suporte em Brasília – DF. A alimentação foi realizada de forma intermitente e com taxa
de aplicação variável. As eficiências médias de remoção variaram entre 93,3% a 99,6%
para fósforo total e entre 88,3% a 94,3% para nitrogênio, entretanto o desempenho dos
wetlands construídos com e sem vegetação para a remoção tanto de P quanto de N
total foi semelhante indicando que o material utilizado como leito e o desenvolvimento
microbiológico foram os responsáveis pelos resultados.
61
Belmont & Metcalfe (2003) utilizaram em um experimento em escala de bancada um
wetland de fluxo subsuperficial para teste de viabilidade de utilização do copo de leite
(Zantedeschia aethiopica) em sistemas de tratamento de esgotos. O experimento foi
conduzido em Ontário, Canadá, com a utilização de efluente sintético aplicado em seis
células de (240 x 38) cm² com 30 cm de profundidade preenchida por pedra britada de
dimensões entre 3 e 5 cm. O sistema foi operado, em estufa com controle de
luminosidade e temperatura, com tempo de detenção hidráulica de 1 e 2 dias e
objetivava a remoção de nitrogênio. As plantas reagiram bem ao experimento
apresentando rápido crescimento e floração em 6 semanas. O sistema não obteve
significativa eficiência de remoção de DQO (em torno de 35% para TDH de 2 d) e a
análise estatística feita pelo teste ANOVA indicou que não existe diferença entre os
leitos vegetados e os não vegetados na remoção desse parâmetro. Já para a remoção
de amônia os leitos vegetados mostraram-se superiores aos leitos de controle, fato
comprovado pelo teste ANOVA (P = 0,017). A presença de vegetação também interferiu
na remoção de NTK, 45,6 ± 6,7% para os leitos vegetados e -7,3 ± 13,7% para os leitos
sem plantas.
Prosseguindo as pesquisas, agora em escala piloto, Belmont et al (2004) instalaram na
cidade mexicana de Santa Maria Nativitas, para pós-tratamento de uma lagoa de
estabilização, um sistema que utiliza, em paralelo, dois wetlands de fluxo subsuperficial
com leito de cascalho (dimensões entre 3 e 5 cm), um deles vegetado com Typha
angustifolia (taboa) e o outro com Zantedeschia aethiopica (copo de leite) e Canna
flaccida, seguidos por um wetland de fluxo vertical preenchido com areia e vegetado
com Phragmites communis. Os tanques foram construídos com profundidade de leito de
60 cm, mantendo-se sempre o nível do efluente 10 cm abaixo do nível do leito. O
sistema funcionou com vazão de 2 L.min
-1
na lagoa produzindo um TDH de 2,3 dias em
cada um dos wetlands de fluxo horizontal. O crescimento da Typha angustifolia foi
conforme o esperado embora as plantas apresentassem períodos de dormência
durante as estações. No início do experimento as mudas de Zantedeschia aethiopica
sofreram com o frio do inverno e com a luminosidade intensa, mas, passaram a ser
protegidas do sol e do vento com o crescimento das mudas de Canna flaccida,
desenvolvendo-se a contento pelo restante do experimento. Houve um abatimento de
DQO de 84,9 ± 1,3% para o sistema como um todo. Nos wetlands de fluxo horizontal a
remoção foi de 76,4 ± 1,7% para a de taboa e 80,0 ± 1,1% para aquele vegetado com
flores. A remoção de nitrogênio total foi de 62,3 ± 3,2% nos wetlands, valor considerado
muito bom, especialmente devido às elevadas concentrações dessas substâncias no
62
esgoto bruto (162,9 ± 14,3 mg.L
-1
). Apesar do bom funcionamento do sistema, o
wetland de fluxo vertical apresentou durante o acompanhamento vários problemas de
entupimento do leito.
O copo de leite também foi avaliado por Gallegos (2002) como espécie emergente para
utilização em wetland-construído de fluxo subsuperficial por um período de 3 meses,
concluindo que sua utilização foi viável no sistema proposto. Em análise comparativa
realizada com um wetland-construído não vegetado, os resultados encontrados foram
ligeiramente superiores para o tanque vegetado. Os resultados encontrados foram 13%
superiores para a remoção de DQO, 15% superiores para a remoção de DBO
5
, 18%
superiores para fosfatos, 11% superiores para N-amoniacal, 10% superiores para SST,
11% superiores para remoção de turbidez e cerca de 1% melhor para a remoção de
coliformes totais e termotolerantes. O estudo foi realizado utilizando-se efluente
proveniente de uma granja de porcos, pré-tratado por digestor anaeróbio. Ambos os
tanques contavam com leito de 1m de profundidade com solo arenoso obtido no local
da implementação do sistema como meio suporte e o TDH utilizado foi de 2,5 dias. As
mudas foram plantadas com espaçamento de 30 cm e passaram por período de
adaptação ao sistema com regas com água limpa.
Ribas e Fortes Neto (2006) avaliaram um sistema de tratamento de esgotos composto
de tanque séptico seguido de pós-tratamento com wetlands-construídos com leito misto
de areia e brita n°2 e vegetado com copo de leite. O sistema foi dimensionado para
tratar o esgoto de instalações sanitárias, chuveiros e pias, utilizados por 40 pessoas
que trabalham no Viveiro Municipal de Mudas de Jacareí – SP. O TDH do pós-
tratamento foi de 5 dias. A pesquisa demonstrou que a espécie utilizada foi capaz de se
adaptar às condições locais impostas pelo sistema embora apresentasse podridão no
colo das plantas durante os meses mais chuvosos, acarretando a redução na
vigorosidade de sua parte área; ao final desse período as mudas retomaram seu vigor
característico. A manutenção dada ao sistema envolveu a retirada de folhas velhas e a
poda das plantas adultas após o período de floração, mantendo-se somente os brotos.
O efluente do sistema de tratamento, incluindo o tanque séptico e o wetland-construído,
apresentou valor médio de DBO de 74,0 mg.L
-1
, alcançando mínimo de
3,0 mg.L
-1
e redução média entre o esgoto bruto e o tratado de 86,6%. Para DQO, o
valor médio efluente foi de 149,2 mg.L
-1
e redução média total de 87,0%. Quanto aos
nutrientes, o sistema utilizado conseguiu promover a redução média de nitrogênio
amoniacal em 46,0% e redução média de nitrogênio total Kjeldahl de 40,0%; para
63
fósforo total o valor médio encontrado no efluente foi de 5,8 mg.L
-1
com redução média
de 38%.
Testes com papiro foram conduzidos por Kyambadde et al. (2003) em um sistema de
wetlands-construídos implantado na cidade de Kampala, Uganda, que recebia esgotos
tratados na estação de tratamento de Bugalobi. Os leitos foram dispostos formando seis
linhas de tratamento, cada linha com seis tanques de forma cilíndrica sendo os dois
primeiros de cada linha com 0,58 m de diâmetro por 0,82 m de altura e os restantes de
0,58 m de diâmetro por 0,43 m de altura. As linhas 1a e 1b contavam com tanques não
vegetados, enquanto que as linhas 2a e 2b os primeiros dois tanques de cada linha não
eram vegetados, seguidos por tanques vegetados com Cyperus papyrus. As linhas 3a e
3b também contavam com os dois primeiros tanques não vegetados e os demais
plantados com Miscanthidium violaceum. Em nenhuma das linhas os tanques contavam
com meio suporte. O TDH empregado foi de 5 dias. Durante o andamento dos trabalhos
foram monitorados: o crescimento das raízes, o peso verde (a planta era retirada do
tanque, pesada e devolvida ao mesmo local), as características da água e a quantidade
de microrganismos nitrificantes nas raízes. Os resultados obtidos demonstram que
ambas as espécies testadas tem potencial para utilização no tratamento de esgotos. A
redução nas concentrações de N-NH
4
e P para as linhas plantadas com papiro foi de
75,3% e 83,2% respectivamente, enquanto que para as linhas plantadas com
Miscanthidium foi de 61,5% e 48,4%. Para as linhas não vegetadas a remoção foi de
27,9% para N-NH
4
e 10,3% para P, indicando que a vegetação tem grande importância
na tomada de nutrientes de sistemas de tratamento de esgotos empregando wetlands e
colocando em discussão a idéia sedimentada que a maior parte da remoção de fósforo
em sistemas empregando wetland se dá pela sua sorção no meio suporte. O
desenvolvimento radicular foi significativamente superior para o Cyperus papyrus
proporcionando melhor área de fixação para os microrganismos e retenção de
partículas suspensas. A quantidade de bactérias nitrificantes encontrada nas raízes foi
maior para o papiro (2,15 x 10
6
NMP.g
-1
) que para o Miscanthidium (1,30 x 10
4
NMP.g
-1
)
sugerindo maior facilidade de locais para fixação e melhor acesso ao alimento e
oxigênio proporcionado pelas raízes do papiro.
Oito diferentes espécies de plantas foram utilizadas por Tanner (1996) em sistemas de
wetlands-construídos de fluxo subsuperficial em escala de bancada para o pós-
tratamento de efluente de lagoa anaeróbia que tratava esgoto proveniente de uma
fazenda produtora de laticínios. As espécies testadas foram: Schoenoplectus validus,
64
Phragmites australis, Glyceria maxima, Baumea articulata, Bolboschoenus fluviatilis,
Cyperus involucratus, Juncus effusus e Zizania latifolia. Os tanques, onde mudas de
cada uma das espécies foi plantada individualmente, foram alimentados por 10 dias
com água potável e depois, semanalmente, com bateladas de 60 L de efluente retirado
da lagoa. O meio suporte utilizado foi cascalho riólito aluvial. Depois de 124 dias de
crescimento, foi obtida biomassa entre 300 e 7432 g.m
-2
e relação de crescimento parte
aérea/raiz entre 0,35 e 3,35. As maiores taxas de crescimento foram 3000 a 4000 g.m
-2
,
encontradas para a Zizania e Glyceria. Houve uma remoção de sólidos em suspensão
entre 76 e 88%, 77 a 91% de remoção de DBO, 79 a 93% de remoção de fósforo total.
A concentração de nitrogênio amoniacal foi reduzida de 65 a 92% e a concentração de
nitrogênio total sofreu redução entre 59 e 90% dependendo da espécie empregada.
Ressalta-se que essas espécies devem ser utilizadas em wetlands somente em áreas
onde já tenham sido introduzidas devido à facilidade de propagação que possuem
podendo tornar-se espécies invasoras. Entre as espécies testadas a Zizania latifolia foi
a que apresentou um conjunto de resultados mais interessante para utilização em
wetlands-construídos pelos critérios adotados pelo autor.
Com o intuito de verificar a potencialidade dos sistemas de wetlands-construídos em
remover fósforo, DeBusk et al (1995) testaram várias espécies de plantas: Eichhornia
crassipes, Lemna obscura, Typha domingensis, Pontederia cordata, Canna flaccida,
Sagittaria lancifolia, Sagittaria latifolia, Saururus cernuus, Peltandra virginica,
Phragmites australis, Juncus effusus e Scirpus validus. Canna flaccida e Pontederia
cordata foram as duas espécies que proporcionaram as maiores taxas de retirada de
fósforo pela folhagem (parte aérea) a partir da água residuária testada proveniente de
fazenda de produção de laticínios (173 e 66 mg P.m
-
².dia
-1
respectivamente).
Ainda sobre a possibilidade de remoção de nutrientes, Vymazal (2007) afirma que a
remoção de nitrogênio total nas várias configurações de wetlands-construídos varia
entre 40 e 55% com carga removida entre 250 e 630 g N.m
−2
.ano
−1
dependendo da
configuração do reator e da carga de entrada. Wetlands-construídos com um único
estágio não são capazes de remover nitrogênio total devido à dificuldade de
proporcionar condições anaeróbias e aeróbias ao mesmo tempo. Os wetlands de fluxo
vertical são indicados para a remoção de nitrogênio amoniacal, mas são muito limitados
para proporcionar a desnitrificação, enquanto que os wetlands-construídos com fluxo
horizontal fornecem boas condições para desnitrificação, mas dificilmente são capazes
de promover a nitrificação da amônia. Resultados médios obtidos a partir de casos
65
estudados em diversas partes do mundo podem ser observados na Tabela 4.4. Já para
fósforo a remoção total varia, em média, entre 40 e 60% com remoção de carga entre
45 e 75 g P.m
−2
.ano
−1
dependendo da configuração empregada e da carga de entrada.
As taxas de remoção de nutrientes pelas plantas variam de espécie para espécie e são
influenciadas por fatores ambientais podendo atingir valores superiores a 50%.
Tabela 4.4 – Remoção média de nitrogênio total e fósforo total para diversas
configurações de wetlands-construídos em diversas partes do mundo.
Configuração Unidade Afluente Efluente eficiência
Casos
verificados
Nitrogênio total
Concentração
%
Vegetação flutuante mg.L
-1
14,6 6,6 54,8 14
Fluxo superficial mg.L
-1
14,3 8,4 41,2 85
Fluxo subsuperficial mg.L
-1
46,6 26,9 42,3 137
Fluxo vertical mg.L
-1
58,4 37,9 44,6 51
Carga
carga removida
Vegetação flutuante g.m
-2
.ano
-1
838 431 407 14
Fluxo superficial g.m
-2
.ano
-1
466 219 247 85
Fluxo subsuperficial g.m
-2
.ano
-1
644 394 250 113
Fluxo vertical g.m
-2
.ano
-1
1222 592 630 42
Fósforo total
Concentração
%
Vegetação flutuante mg.L
-1
3.8 2.2 42.1 14
Fluxo superficial mg.L
-1
4,2 2,15 48,8 85
Fluxo subsuperficial mg.L
-1
8,75 5,15 41,1 149
Fluxo vertical mg.L
-1
10,5 4,25 59,5 78
Carga
carga removida
Vegetação flutuante g.m
-2
.ano
-1
200 127 73 14
Fluxo superficial g.m
-2
.ano
-1
138 68 70 85
Fluxo subsuperficial g.m
-2
.ano
-1
141 96 45 104
Fluxo vertical g.m
-2
.ano
-1
126 54 72 42
Fonte: modificado de Vymazal (2007)
66
Foram produzidos na UNICAMP, no mesmo local onde se desenvolve a presente
pesquisa, três trabalhos referentes à utilização de wetlands-construídos para pós-
tratamento de esgotos predominantemente domésticos, dois deles desenvolvidos por
Valentim (1999 e 2003) e um deles por Mazzola (2003).
Mazzola (2003) utilizou wetlands-construídos de fluxo vertical por batelada para o pós-
tratamento de efluente proveniente de reator anaeróbio compartimentado de 2 câmaras
com capacidade de tratamento de 4,6 m³.dia
-1
. Os wetlands-construídos utilizados,
totalizando três tanques cilíndricos, construídos em ferro-cimento e preenchidos com
brita, um deles não vegetado e os outros e plantados com Typha sp e Eleocharis sp. A
alimentação dos tanques era realizada, intermitentemente, por meio do bombeamento
do esgoto tratado pelo reator compartimentado até a parte de cima do tanque. O esgoto
permanecia nos wetlands por um tempo determinado, e então, era retirado pela parte
inferior de cada tanque. Entre os ciclos foi utilizado um intervalo de 10 minutos para
possibilitar o preenchimento do leito com ar atmosférico. Os tempos de reação
utilizados no sistema foram de 96, 72, 48 e 24 h. Os melhores resultados para a
remoção de turbidez foram para o tempo de reação de 72 h, atingindo 77,21%. Para a
DQO, quanto maior o tempo de reação utilizado, maior a remoção média obtida,
atingindo 73% para 96 h. A remoção de fósforo variou não somente com a variação do
tempo de detenção, como com a vegetação utilizada, o melhor resultado foi obtido com
Typha sp e tempo de reação de 72 h, obtendo 30% de remoção.
Valentim (1999) utilizou um sistema de tanque séptico modificado, de três
compartimentos em série, seguido por seis wetlands-construídos em blocos de
concreto. Três dos leitos foram construídos com base retangular e três com base
quadrada, preenchidos com brita n° 2 (55 a 90 mm). Apesar da geometria diferente, a
área superficial dos tanques era a mesma. Foi utilizado fluxo subsuperficial em todos os
tanques e, de cada conjunto, um tanque foi mantido sem vegetação, um vegetado com
Typha sp e um vegetado com Eleocharis sp. As melhores eficiências no tratamento
foram obtidas para: tanque quadrado com Eleocharis sp com redução entre 91 e 97%
para sólidos suspensos, 59 a 96% de remoção de coliformes totais, 35 a 90% de
remoção de nitrogênio Kjeldahl e 41 a 65% de remoção de fósforo. O tanque não
vegetado de base retangular alcançou as melhores eficiências na remoção de turbidez
(87 a 98%) e nitrogênio amoniacal (35 a 87%). A melhor eficiência quanto a remoção de
DQO foi para o tanque retangular plantado com Eleocharis sp atingindo eficiência entre
67
70 e 97%, que também atingiu a melhor eficiência quanto a remoção de coliformes (94
a 97%).
Valentim (2003) avaliou o desempenho do mesmo sistema utilizado em Valentim (1999)
para diferentes TDHs: 1, 2, 3, 4, 5 e 6 dias. Como espécies vegetais foram utilizadas
Eleocharis sp, Typha sp e Scirpus sp. A eficiência do sistema foi verificada em termos
da relação entre a concentração efluente e a concentração afluente, obtendo-se a
relação entre 0,23 e 0,52 para DQO e 0,19 a 0,60 para SST.
Boa parte da água que adentra a um sistema vegetado de tratamento de efluentes
acaba perdido por evapotranspiração. A porcentagem de água perdida é bastante
considerável, embora praticamente nenhum trabalho cite essa influência. Esse efeito de
redução do volume final do efluente pode ser de interesse quando a sua disposição foi
um problema adicional ao sistema de tratamento. Em contrapartida, quando o foco do
sistema é o reúso, a perda de efluente não é desejável.
Uma das poucas pesquisas encontradas na literatura onde a avaliação da quantidade
de água perdida em um sistema de wetland-construído era alvo de estudo foi realizada
por Giraldi et al (2006). Foram avaliados os efeitos da evapotranspiração com lisímetros
simulando sistemas de wetlands-construídos de fluxo subsuperficial com escoamento
horizontal e vertical vegetados com Phragmites australis e um sistema idêntico não
vegetado. Todos os lisímetros contavam com uma camada inferior drenante de 20 cm
de seixos, com granulometria entre 1 e 3 cm, e camada superior de 80 cm de cascalho,
com granulometria entre 4 e 8 mm. O experimento foi realizado na cidade de Pisa –
Itália, durante os primeiros meses do verão de 2005. Os autores afirmam que a
evapotranspiração é um termo significante do balanço hídrico para os sistemas de
fitodepuração especialmente em regiões de clima quente e seco já que boa parte da
água pode ser perdida do sistema devido a esse efeito. Conclusão semelhante à obtida
por Zanella et al (2006). Girarldi et al (2006) ainda afirmam que os estudos realizados
sobre perdas de água por evapotranspiração em relação a solos agrícolas não podem
ser aplicados diretamente aos sistemas alagados para tratamento de efluentes já que
as condições de utilização dos sistemas são bastante diversas, conforme mostra o
resultado de sua pesquisa onde dois modelos, um simplificado e um mais complexo e
estruturado derivado do setor agronômico, foram aplicados ás condições sob as quais
os sistemas de wetlands experimentais estavam submetidos originando valores teóricos
de perdas bastante inferiores ao verificado no sistema. Os resultados obtidos
experimentalmente indicam que em ambas as configurações utilizadas a perda de água
68
é bastante significativa, especialmente para o sistema subsuperficial de fluxo horizontal
devido ás condições de saturação usuais para essa configuração e que a presença de
vegetação aumenta, em média, cerca de 2,8 vezes a perda de água por
evapotranspiração em relação a um sistema não vegetado. Os resultados
experimentais médios de perdas de água foram de: 3,0 ± 0,43 mm.d
-1
para o sistema
não vegetado; 8,3 ± 0,33 mm.d
-1
para o sistema de fluxo horizontal e 13,8 ± 0,34 mm.d
-1
para o sistema de fluxo vertical, considerando que a carga de entrada para cada um
dos lisímetros foi de 100 mm.d
-1
, as perdas percentuais foram, respectivamente de 3%,
8% e 13%. Os autores ressaltam que, assumindo que as taxas de evapotranspiração
variem pouco em relação à carga hidráulica aplicada, se a carga hidráulica de entrada
fosse similar àquela utilizada na Europa para o projeto de sistemas de tratamento
secundário (20 a 50 mm.d
-1
), as perdas de efluente poderiam se próximas a 60%,
dificultando a utilização desse sistema em uma estação de reúso onde não houvesse
volume de água excedente.
69
5. Material e métodos
5.1. Sistema de tratamento de esgotos
O sistema de tratamento de efluentes utilizado foi construído nas dependências da
UNICAMP, no campo experimental da Faculdade de Engenharia Agrícola – FEAGRI
(latitude 22º49’06,70”S e longitude 47°03’45.50”O), situado próximo à Faculdade de
Engenharia Civil, Arquitetura e Urbanismo no campus principal da Universidade
Estadual de Campinas, distrito de Barão Geraldo, município de Campinas - SP.
A intensidade média de radiação solar no verão para a região de interesse é de
763,17 W.m
-2
e 471,98 W.m
-2
no inverno (SILVA, 2004). O clima segundo a
classificação de Köppen é uma transição entre os tipos Cwa (clima temperado úmido
com inverno seco e verão quente) e Cfa (clima temperado úmido com verão quente), o
que indica clima tropical de altitude com inverno seco e verão úmido. A precipitação
média anual é de 1.382 mm, com o período chuvoso entre outubro e março (75% do
total anual) e período mais seco entre junho e setembro (SENTELHAS et al, 2007).
O fornecimento de esgoto ao sistema é feito pelo coletor de esgotos responsável pelo
afastamento dos efluentes gerados nas dependências de ensino e pesquisa da
FEAGRI, incluindo salas de aula, salas de professores e laboratórios. As atividades
desenvolvidas no local conferem ao esgoto características um pouco diferentes das
características esperadas para um esgoto doméstico devido à diferença entre o tipo de
atividades desenvolvido no local e aquele esperado em local com ocupação residencial
comum. A variedade de atividades desenvolvidas nos laboratórios e dependências da
70
faculdade causa outro fenômeno que deve ser ressaltado, as características do esgoto
variam fortemente e de maneira não previsível dependendo do conjunto de atividades
desenvolvidos no momento da coleta. Essa variação será notada quando os dados
referentes ao comportamento do sistema de tratamento de efluentes for comentado no
item de resultados.
A caracterização preliminar do esgoto utilizado pode ser verificada na tabela 5.1.
Tabela 5.1 – Caracterização do esgoto bruto afluente ao sistema de tratamento entre os
meses de março e maio de 2005
Parâmetro
Média ± desvio padrão
Amostras avaliadas
Temperatura (°C)
28,3 ± 1,3
março a maio de 2005
DBO (mg.L
-1
)
225 ± 86
3
DQO (mg.L
-1
)
453 ± 235
12
SST (mg.L
-1
)
288 ± 189
7
SSV (mg.L
-1
)
216 ± 140
7
SSF (mg.L
-1
)
72 ± 42
7
pH
7,8 ± 0,4
15
Condutividade (μS.cm
-1
) 594 ± 96
15
OD (mg.L
-1
)
3,5 ± 1,1
4
Cor aparente (mgPt.L
-1
)
757 ± 163
3
Turbidez (UNT)
47 ± 4
3
Alcalinidade total (mg.L
-1
)
190 ± 62
12
Ácidos Voláteis (mg.L
-1
)
60 ± 20
12
Coliformes totais (NMP/100mL)
2,5.10
8
± 7,0.10
7
4
Coliformes fecais (NMP/100mL)
2,5.10
8
± 7,0.10
7
4
Fósforo total (mg.L
-1
)
5,6 ± 1,6
4
Nitrito (mg.L
-1
)
1,0 ± 0,5
3
Nitrato (mg.L
-1
)
2,5 ± 0,5
4
N-NH
3
(mg.L
-1
)
42,6 ± 11,2
6
O sistema experimental de tratamento de esgoto, cujo esquema geral está
representado na Figura 5.1, conta com um reator compartimentado anaeróbio seguido
71
por um sistema de pós-tratamento formado por wetlands-construídos de fluxo
subsuperficial, tanques de macrófitas (wetlands-construídos de fluxo superficial e
vegetação submersa) e filtros lentos.
Figura 5.1 – Representação esquemática da planta geral de tratamento
O reator compartimentado anaeróbio é formado por quatro câmaras com volume total
de 4,19 m³ sendo 1,68 m³ na primeira câmara e 0,84 m³ em cada uma das demais.
tanques de macrófitas
(wetlands-construídos de fluxo superficial)
filtros lentos
cloração
1
2
3
4
5
6
reator compartimentado
wetlands-construídos
objeto de interesse na
presente pesquisa
1
2
3
4
5
6
Papiro e brita
Plantas mistas e brita
Sem vegetação e brita
Plantas mistas e bambu
Pa
p
iro e bambu
Sem ve
g
eta
ç
ão e bambu
Ponto de
amostragem
72
Durante a execução desta pesquisa, somente três das quatro câmaras do reator
compartimentado estiveram em operação. O reator, responsável pelo tratamento
secundário do sistema e apresentado na Figura 5.2, foi construído utilizando tubos de
concreto de 1 m de diâmetro por 1,40 m de comprimento (1,20 m de comprimento útil)
impermeabilizados internamente com Sikatop 107. Os tubos foram montados na
posição vertical, sobre uma laje de concreto, com as bolsas voltadas para cima. Na
parte inferior dos tubos foi moldado um fundo tronco-cônico invertido com ângulo de 30°
com relação à horizontal e altura de 20 cm, de forma a facilitar a distribuição do esgoto
por toda a área da seção horizontal e que também facilite a concentração do lodo no
fundo em caso da necessidade de retirada de sólidos excedentes.
Figura 5.2 – Reator compartimentado anaeróbio
Após o reator compartimentado, o esgoto é encaminhado aos wetlands-construídos
para pós-tratamento. O sistema de wetlands-construídos é composto por seis tanques
retangulares de aproximadamente 2,3 m³ cada, com 2,7 m de comprimento por 1,7 m
de largura por 0,50 m de profundidade.
Os wetlands-construídos serão descritos com mais detalhes no item 5.2 por se tratarem
do alvo principal da presente pesquisa.
73
Após os wetlands-construídos o esgoto segue para um conjunto tanques com
macrófitas (wetlands-construídos de fluxo horizontal superficial e vegetação submersa
fixa), também montado em piscinas de fibra de vidro rígidas. Esses tanques têm
dimensões de 3,2 m de comprimento por 1,75 m de largura por 0,55 m de altura com
forma de feijão, conforme Figura 5.3.
Figura 5.3 – Tanque de macrófitas
Os tanques com macrófitas foram testados, em pesquisa simultânea à relatada no
presente trabalho, com três tipos de plantas: Elódea (Elodea densa), Cabomba
(Cabomba caroliniana) e Valisnéria (Vallisneria spiralis).
A finalização do tratamento é feita por um filtro lento de leito granular e desinfecção por
cloro.
5.2. Wetlands-construídos
O sistema de tratamento utilizando plantas ornamentais foi concebido para ser
construído de maneira o mais simples possível, com materiais facilmente encontrados
no mercado visando a sua fácil aplicabilidade e replicabilidade inclusive em locais
isolados ou zona rural. Optou-se pela utilização de piscinas construídas em resina
74
plástica reforçada com fibra vidro devido à facilidade construtiva, rapidez de execução
das obras de implantação, garantia da estanqueidade do sistema e redução dos custos
das obras civis (Figura 5.4). Em outras situações de implantação, os tanques poderão
ser confeccionados como obras de terra, desde que se garanta a impermeabilidade do
solo do fundo e lateral dos tanques.
Figura 5.4 – Representação esquemática em corte de um wetland construído
Para o experimento foram utilizados tanques com dimensões com 2,7 m de
comprimento por 1,7 m de largura por 0,50 m de altura. O formato retangular em planta
foi utilizado de modo a facilitar as condições hidráulicas para o fluxo de esgoto a ser
utilizado.
Os tanques foram assentados diretamente sobre o solo de forma semi-enterrada, com
declividade aproximada de 1,85% (desnível de 5 cm).
A concepção do sistema de pós-tratamento foi realizada de forma que os tanques
fossem assentados em níveis diferentes garantindo diferença de cota mínima de 20 cm
entre as linhas, vislumbrando carga hidráulica suficiente para que as duas linhas
instaladas possam ser operadas em série futuramente.
Para a distribuição do esgoto no interior dos wetlands, e a sua posterior coleta, foram
instalados dispositivos de entrada e saída nos tanques de forma a oferecer condições
de difusão adequada do líquido pelo meio suporte.
entrada
saída
material
suporte
líquido
75
5.2.1. Dispositivos de entrada e saída
Em acordo com a característica de funcionalidade e simplicidade do sistema optou-se
pela elaboração de dispositivos de entrada e saída que possam ser replicáveis,
utilizando-se materiais facilmente encontrados em lojas de material de construção.
Devido às dimensões do sistema optou-se pela não utilização de área de entrada e
saída com meio suporte de dimensões diferentes daquelas propostas para o corpo do
tanque de forma a simplificar a execução da obra civil e a redução de custos.
O dispositivo de entrada foi elaborado a partir de um tubo de PVC de diâmetro 5 cm
perfurado ao longo de toda a sua extensão. Os furos, com diâmetro 1,2 cm cada, foram
feitos de modo a formar uma linha paralela à geratriz do tubo. O tubo perfurado foi
colocado apoiado sobre o leito de meio suporte e nivelado de forma que a linha de furos
ficasse acima da meia altura do tubo. A entrada do efluente se dá no ponto central do
comprimento do dispositivo de entrada, por meio de uma conexão de redução que
facilita a coleta de amostras e medidas de vazão, conforme visualizado nas Figuras 5.5
e 5.6.
Figura 5.5 – Representação esquemática, em planta, do dispositivo de entrada dos wetlands.
76
Figura 5.6 – Dispositivo de entrada implantado no sistema.
De forma análoga foi elaborado o dispositivo de saída do sistema.
O dispositivo coletor, confeccionado a partir de um tubo de PVC de 5 cm de diâmetro foi
colocado próximo ao fundo do tanque, aproveitando a furação existente no fundo da
piscina. Foram feitos furos de 1,2 cm de diâmetro espaçados a cada 10 cm no tubo de
modo a formar linhas paralelas à geratriz do tubo. Ao contrário do sistema de entrada,
onde somente uma linha de furos foi feita, para a tubulação de saída foram feitas 2
linhas, com furos intercalados (Figuras 5.7 e 5.8). Assim como para o dispositivo de
entrada, optou-se pela manutenção do meio suporte com as mesmas características do
utilizado para todo o corpo do reator.
Figura 5.7 – Representação esquemática, em planta, do dispositivo de saída dos wetlands
77
Figura 5.8 – Detalhe do coletor implantado na saída do sistema.
O coletor de saída é conectado a um dispositivo externo de saída formado por um
conjunto de redutores, acoplados uns dentro dos outros, e ligados a um sistema de
tubulação que mantém a altura interna da lâmina líquida no nível necessário ao
funcionamento do sistema. Esse dispositivo permite movimento de giro da tubulação
externa no sentido vertical e horizontal (Figura 5.9).
Figura 5.9 – Sistema de saída e controle de nível instalado no sistema.
78
A parte interna do coletor de saída fica submersa no interior do tanque, junto ao fundo,
coberta pelo meio suporte que sustenta as plantas.
5.2.2. Meio suporte
Foram utilizados dois materiais diferentes como meio suporte. Os tanques 1, 2 e 5
(indicadas na Figura 5.1) receberam pedra britada n°1, enquanto os tanques 3, 4 e 6
receberam anéis de bambu.
Ambos os materiais foram acondicionados de forma aleatória no interior das piscinas
mantendo uma distância de 10 cm entre o nível do leito e a borda da piscina na parte
anterior e cerca de 6 cm na parte posterior de forma a manter o nível do leito paralelo
ao nível d’água para que a lâmina líquida não ficasse aflorante.
Os anéis de bambu têm dimensões médias aproximadas entre 4 e 6 cm de diâmetro por
4 cm de altura. Uma amostra do material pode ser observada na Figura 5.10.
Figura 5.10 – Anéis de bambu – detalhe
A espécie de bambu utilizada como meio suporte foi a Bambusa tuldoides (Figura 5.11),
nativo do sudeste da Ásia (China) que pode ser encontrado em grande parte do
79
território nacional. O material utilizado no experimento foi coletado nas dependências do
Instituto Agronômico de Campinas – IAC - e cortado com serra circular para a produção
dos anéis.
A espécie foi escolhida por já ter sido utilizada com sucesso em experimentos
conduzidos na Faculdade de Engenharia Civil, Arquitetura e Urbanismo da Unicamp
como meio suporte para tratamento de efluentes em filtro anaeróbio (CAMARGO 2000)
e por ter diâmetro natural das hastes em torno de 5 cm, que as tornam adequadas ao
desenho empregado no sistema.
O bambu utilizado no sistema não sofreu qualquer tipo de tratamento além do corte em
anéis, que foram produzidos com as hastes ainda verdes. As hastes cortadas do
bambuzal do Instituto Agronômico de Campinas (IAC) tiveram a parte superior
descartada, em torno de 1 m a partir da ponta, de forma a possibilitar melhor
uniformidade no diâmetro dos anéis.
Figura 5.11 – Bambusa tuldoides – espécie de bambu utilizada para a confecção de meio suporte.
Apesar da facilidade de encontrar o bambu em todo território nacional, o seu corte
apresenta algumas dificuldades. O corte em forma de anel exige que as hastes sejam
cortadas no sentido perpendicular às fibras do caule. A rigidez das fibras e a sua
disposição paralela ao crescimento da haste fazem com que exista a possibilidade de
que, no lugar do corte, ocorra a separação das fibras, “desfiando” ou esmagando o
caule.
80
Acima do leito de bambu foi utilizada uma camada em torno de 5 cm de pedra britada,
do mesmo tamanho utilizado como meio suporte nos demais leitos. Esse artifício foi
necessário já que o bambu tende a flutuar quando submerso e não ofereceu resistência
suficiente para sustentar eretas as hastes de papiro frente à força do vento logo após o
plantio. A camada de brita, que pode ser substituída por seixo rolado se necessário, tem
como função manter o leito de bambu no local desejado.
A pedra britada utilizada nas wetlands 1, 2 e 5 pode ser adquirida comercialmente em
casas de material de construção e têm dimensões médias entre 9,5 e 19 mm. Para a
sua utilização nos tanques, a brita não sofreu qualquer tipo de tratamento, nem mesmo
a sua limpeza.
O meio suporte interfere diretamente, entre outros, no volume efetivo dos tanques que
pode ser preenchido com esgotos para o tratamento. Quanto maior o índice de vazios
proporcionado pelo material, maior o volume efetivo conseguido no sistema.
A verificação do índice de vazios foi feita com três amostras de cada um dos meios
suportes, adotando-se como referência a média dos valores obtidos nas três
amostragens, indicados na Tabela 5.2.
Tabela 5.2 – Valor médio do índice de vazios para os meios suportes utilizados nas
wetlands
Meio suporte Índice de vazios (%)
brita n°1 44,70
anéis de bambu 73,43
Para a determinação do índice de vazios de cada uma das amostras foi utilizado um
becker de 4 L de volume nominal. O béquer foi calibrado, colocando-se com proveta
graduada água até o preenchimento total do volume disponível, obtendo-se o valor do
volume de água. O mesmo béquer foi preenchido, inicialmente, com amostra de anéis
bambu, retiradas dos tanques, até a borda. Então os vazios foram preenchidos com
água e o volume anotado. O procedimento foi repetido com 3 amostras diferentes de
anéis de bambu e três amostras diferentes de brita.
81
De posse do índice de vazios para cada material suporte foram calculadas as vazões
necessárias para a manutenção dos tempos de detenção hidráulica requeridos ao
funcionamento do sistema.
5.2.3. Vazões e tempo de detenção hidráulico
Assim como para os filtros, as vazões necessárias para a manutenção de tempos de
detenção hidráulicas desejados para os wetlands-construídos de fluxo subsuperficial
devem ser consideradas de forma a levar em conta apenas o volume útil dos tanques,
descontado o volume do material inerte formador do meio suporte.
Para o conjunto de wetlands-construídos instalado foi proposta, inicialmente, a
utilização de três diferentes tempos de detenção hidráulica (TDH): 3,5; 2 e 1 dia.
Com base nos índices de vazios listados na Tabela 5.2, foi elaborada a Tabela 5.3 que
relaciona os valores de TDH pré-determinados e as vazões necessárias para sua
manutenção.
Tabela 5.3 – Valores de TDH e vazões necessárias à sua manutenção
Vazão (mL.min
-1
)
TDH (dia)
brita Bambu
3,5 171 281
2 229 492
1 598 983
O controle de vazões foi feito três vezes por dia, pela manhã, por volta do meio dia e no
final da tarde.
Ressalta-se que o sistema de tratamento foi submetido a regime real de operação
proporcionado pelas instalações da FEAGRI, provedora de efluentes para o tratamento.
A ausência de atividades acadêmicas nos finais de semana, feriados e períodos de
férias acarreta a interrupção de recebimento de efluentes pelo sistema que permanece
ocioso durante esses dias. Por outro lado, a limpeza de salas e demais instalações e as
atividades laboratoriais altera significativamente a qualidade do esgoto gerado, mesmo
que de forma pontual, alterando as características médias admitidas para comparação.
82
Ressalta-se que esta característica operacional vem possibilitar a avaliação do sistema
em regime de funcionamento próximo ao regime real de geração de efluentes que
ocorre em diversas localidades.
5.2.4. Vegetação
Para a concepção desenvolvida para o presente sistema, a vegetação utilizada nos
wetlands-construídos deverá, além de ser capaz de viver em áreas alagadas, ter algum
interesse comercial ou ornamental e possibilitar a obtenção de efluente de qualidade.
Para o plantio inicial foram selecionadas duas espécies (Figura 5.12):
• Zantedeschia aethiopica: popularmente conhecida como copo de leite;
• Cyperus papyrus: conhecido também como papirus, papiro ou papiro gigante.
(a) Zantedeschia aethiopica
(b) Cyperus papyrus
Figura 5.12 – Espécies em teste no sistema de pós-tratamento com wetlands
O papiro foi utilizado nos wetlands 1 e 4, enquanto o copo de leite foi utilizado nos
wetlands 2 e 3. Os leitos 5 e 6 permaneceram sem vegetação para que sirvam de
testemunha e possibilitem a verificação das alterações provocadas pelas plantas no
sistema.
83
Além das espécies principais, mais quatro espécies foram submetidas a teste para
verificação de viabilidade de crescimento sob as condições impostas pelo sistema de
tratamento de esgotos. São elas:
• Alpinia purpurata, nome popular: alpínia (Figura 5.13a);
• Alpinia zerumbet, nome popular: alpínia listrada (Figura 5.13b);
• Zingiber spectabile, nome popular: gengibre ornamental (Figura 5.13c);
• Iris germanica, nome popular: íris azul (Figura 5.13d).
Duas mudas de cada uma das quatro espécies foram plantadas aleatoriamente junto às
duas espécies principais de plantas em teste, sendo uma muda de cada espécie no
wetland-construído 1 (brita com papiro) e mais uma muda de cada espécie no wetland-
construído 2 (brita com copo de leite).
a. Alpinia purpurata
b. Alpinia zerumbet
c. Zingiber spectabili
d. Iris germanica
Figura 5.13 – Espécies vegetais utilizadas em teste paralelo quanto ao crescimento sob as condições
impostas pelo sistema de tratamento de esgotos.
84
Durante a floração da espécie comprada como Iris germanica foi verificado que a
espécie adquirida, embora muito semelhante quanto às folhas, era na verdade
Neomarica caerulea, conhecida popularmente como pseudo-íris-azul ou falsa íris
(Figura 5.14). Essa espécie é nativa do Brasil, atinge 120 cm de altura, tem boa
resistência ao sol, mas é menos resistente a áreas alagadas que a espécie desejada.
Figura 5.14 – Neomarica caerulea
O plantio inicial do papiro foi realizado em 28 de abril de 2005 totalizando 40 mudas
divididas em dois tanques. O copo de leite, inicialmente foi plantado em 29 de abril de
2005 totalizando 40 mudas divididas em dois tanques.
Foram abertas cavas no leito de material suporte onde foram colocadas as mudas,
depois da retirada do excesso de solo, de forma que as raízes permanecessem
submersas.
O plantio foi realizado em 4 linhas no sentido longitudinal dos tanques, cada linha com 5
plantas (Figura 5.15).
Figura 5.15 – Representação esquemática da distribuição das mudas no plantio inicial.
85
Como será discutido no item referente à vegetação nos resultados, o comportamento do
copo de leito não foi como o esperado, exigindo que espécies adicionais fossem
selecionadas e adicionadas ao sistema onde anteriormente havia somente copo de
leite, são elas:
• Canna x generalis, nome popular: biri (8 mudas)
• Canna indica var rubra, nome popular: biri roxo (2 mudas)
• Cyperus isocladus, nome popular: mini papiro (4 mudas)
• Nelumbo nucifera, nome popular: lótus (4 mudas) (Figura 5.16a)
• Agapanthus africanus, nome popular: agapanto (8 mudas) (Figura 5.16b)
• Heliconia psittacorum, nome popular: helicônia papagaio (2 mudas) (Figura 5.16c)
• Neomarica caerulea, nome popular: falso-íris (16 mudas)
• Dietes bicolor, nome popular: moréia (8 mudas) (Figura 5.16d)
a. Nelumbo nucifera b. Agapanthus africanus
c. Heliconia psittacorum d. Dietes bicolor
Figura 5.16 – Espécies adicionais incluídas no sistema.
86
As mudas foram plantadas nos wetlands-construídos em posições aleatórias com o
intuito de permitir que as diversas espécies selecionadas competissem entre si de
forma que as mais aptas às condições impostas pelo sistema dominassem o tanque.
Depois de finalizada a etapa de verificação de qualidade de efluente, o tanque com leito
de brita e sem vegetação foi utilizado para a verificação visual da adaptação de mais
algumas espécies:
• Monstera deliciosa, nome popular: guaimbê (2 mudas)
• Philodendron bipinnafidum, nome popular: costela de adão (1 muda)
• Sansevieria trifasciata, nome popular: espada de são Jorge (2 mudas)
• Equisetum hyemale, nome popular, cavalinha (2 mudas)
• Heliconia rostrata, nome popular: bananeira ornamental (1 muda)
5.3. Monitoramento do sistema e análise dos resultados
O monitoramento do sistema de pós-tratamento teve dois focos principais: a adaptação
das espécies vegetais selecionadas ao ambiente imposto pelo sistema de pós-
tratamento de efluentes e a verificação da qualidade do esgoto quando submetido ao
pós-tratamento.
A verificação da qualidade do esgoto foi baseada em amostragem semanal realizada de
forma composta durante as manhãs das quartas feiras, excetuando-se os dias
chuvosos. A amostra utilizada para as análises era composta durante 3 horas, entre 9 e
12 da manhã.
Os pontos de coleta utilizados foram: a saída do reator compartimentado e a saída de
cada um dos wetlands-construídos alvo de estudo do presente trabalho.
O efluente foi monitorado quanto aos parâmetros: cor, turbidez, pH, temperatura, série
de sólidos, DBO
5
, DQO, oxigênio dissolvido, nitrogênio e fósforo e coliformes conforme
métodos previstos em APHA (1995).
87
Para a verificação da eficiência do sistema de tratamento com relação ao efluente, os
resultados obtidos para os diversos parâmetros estudados são apresentados sob a
forma de gráficos ou tabelas, para cada um dos parâmetros
Os resultados foram submetidos a testes estatísticos de forma a esclarecer possíveis
distorções nos resultados referentes às diferenças existentes no número de amostras
entre os tanques e estabelecer as reais influências do meio-suporte e da vegetação na
eficiência de remoção dos parâmetros de controle.
A análise estatística descritiva, elaboração de gráficos e a aplicação do teste-t para
comparação de médias a partir do universo amostral foram realizados utilizando-se o
software Microsoft Excel com suplemento estatístico.
As análises estatísticas complementares aplicáveis ao experimento e que permitissem a
verificação da contribuição da vegetação e do meio suporte na eficiência do tratamento
foram realizadas pela Estat Jr Consultoria Estatística, empresa formada por alunos do
curso de estatística da Unicamp com colaboração dos professores da área, utilizando
como ferramenta o software Minitab 14. As análises sugeridas foram:
• gráfico de controle: delimita os dados considerados para as demais análises
utilizando como limite de corte o valor de duas vezes o desvio padrão a partir do
valor médio;
• análise de variância ANOVA: utilizada para a comparação entre os diversos
conjuntos de dados simultaneamente de forma que seja possível verificar a
existência de relação entre “meio suporte x vegetação” e a eficiência de remoção
dos parâmetros testados;
• modelos de regressão: elaboração de modelo ajustado a partir dos dados
disponíveis, na forma de equação, que indica a relevância percentual de cada
fator - tipo de vegetação e tipo de meio suporte - na eficiência de remoção do
substrato;
Além da verificação da eficiência de tratamento proporcionada pelo sistema, o
comportamento das espécies selecionadas também foi alvo de acompanhamento e
verificação, por meio de registro fotográfico visando traçar um perfil da evolução do
sistema com o passar do tempo.
88
89
6. Resultados
Os wetlands-construídos foram operados por 470 dias (março de 2005 a julho de 2006)
para verificação do desempenho do sistema de tratamento de efluentes e
acompanhados por 865 dias (abril de 2005 a julho de 2007) para a verificação do
crescimento e adaptação da vegetação.
6.1 Vegetação
As características de diversas espécies vegetais com interesse ornamental foram
verificadas com base na literatura especializada (LORENZI E SOUZA, 2001), consulta
com paisagistas, agrônomos e produtores de mudas, e baseado em experiências
populares na ornamentação de residências e jardins com plantas em vasos com água e
margem de lagos, dando origem a uma lista de espécies passíveis de testes conforme
indicado na Tabela 6.1.
Tabela 6.1 – Espécies vegetais pré-selecionadas para teste em sistema de wetlands-
construídos
Nome Interesse
científico popular
Comercial* ornamental
Acrostichum danaeifolium
Samambaia gigante do brejo x
Agapanthus africanus
Agapanto x x
Alocasia macrorrhizos
Taioba x
Alpinia purpurata
Alpinia x x
Alpinia zerumbet variegata
Alpinia concha listrada x x
continua
90
Nome Interesse
científico popular
Comercial* ornamental
Begonia acotinifolia
Begônia metálica x
Begonia coccínea
Begônia asa de anjo x
Begonia cucullata
Begônia do brejo x
Calathea burle-marxii
Maranta de burle marx x x
Canna x generalis
Biri x
Cleome hassleriana
Mussambê x
Colocasia esculenta aquatilis
Inhame preto x
Colocasia esculenta illustris
Inhame imperial x
Colocasia gigantea
Inhame gigante x
Cyperus alternifolius
Sombrinha chinesa x
Cyperus papirus
Papiro x x
Cyperus isocladus
Mini papiro x
Dieffenbachia amoena
Comigo ninguém pode x
Dietes bicolor
Moréia x
Eichhornia paniculata
Rainha dos lagos x
Equisetum hyemale
Cavalinha x x
Erythrina speciosa
Eritrinia x
Gynerium sagittatum
Cana flecha x
Hedychium coccineum
Gengibre vermelho x x
Hedychium coronarium
Lírio do brejo x x
Heliconia acuminata
caetê x x
Heliconia bihai
Pássaro de fogo x x
Heliconia psittacorum
Helicônia-papagaio x x
Heliconia rostrata
Bananeira ornamental x x
Iris germânica
Íris x
Limnocharis flava
mureré x
Monstera deliciosa
Guaimbê x
Montrichardia linifera
Aninga-açu x
Neomarica caerulea
Falso íris x
Nelumbo nucifera
Flor de lótus x x
Pachira aquatica
Munguba x
Philodendron bipinnafidum
Costela de adão x
Philodendron undulatum
Guaimbê ondulado x
continua
91
Nome Interesse
científico popular
Comercial* ornamental
Pontederia cordata
Mururé x
Sansevieria trifasciata
Espada de são Jorge x
Strelitzia reginae
estrelítzia x x
Typhonodorum lindleyanum
Banana d’água x
Xanthosoma atrevirens
Taia variegado x
Xanthosoma robustum
Taioba x x
Zantedeschia aetiopica
Copo de leite x x
Zingiber spectabile
Gengibre ornamental x x
* entende-se por interesse comercial a possibilidade de utilização da espécie como flor de corte, confecção de artesanato ou
alimento.
Fonte: LORENZI E SOUZA (2001), consulta a paisagistas, agrônomos e produtores de mudas e experiência popular
Dentre as espécies previamente selecionadas, duas foram escolhidas para o teste
prático: o papiro (Cyperus papirus) e o copo de leite (Zantedeschia aetiopica). Ambas
com interesse ornamental e comercial e que atendem as necessidades de exposição à
umidade e ao sol exigidas para o sistema.
O plantio inicial foi feito em 28 de abril de 2005 para o papiro e em 29 de abril de 2005
para o copo de leite.
O papiro, em 2 semanas, teve sua folhagem totalmente ressecada, mas em um mês já
apresentava diversos brotos. No tanque com meio suporte de brita, nenhuma muda foi
perdida. As mudas plantadas no tanque com leito de bambu, assim como no tanque
com brita, também apresentaram perda da folhagem, mas, ao contrário da reação
obtida com as plantas no tanque de britas, os brotos apareceram inicialmente em 3 das
20 mudas. Três meses após o plantio somente sete mudas haviam rebrotado, mas com
capacidade de crescimento bastante afetada.
Reação semelhante foi obtida nos tanques com copo de leite. As mudas plantadas nos
tanques com brita apresentaram menor índice de perda e melhor crescimento que as
plantadas no tanque com meio suporte de bambu. No tanque de brita, das 20 mudas
previstas, 9 sobreviveram, enquanto que para o tanque de bambu, das 20 mudas
plantadas inicialmente, somente 4 mudas sobreviveram, mas com crescimento bastante
frágil.
O aproveitamento das mudas poder ser verificado na Tabela 6.2
92
Tabela 6.2 – aproveitamento das mudas para o primeiro plantio realizado
Espécie Leito de brita Leito de bambu
Papiro
100% 35%
Copo de leite
45% 20%
Foi realizado um novo plantio do copo de leite em 15 de julho de 2005, totalizando 28
novas mudas. Para esse plantio foram conseguidas mudas maiores que as plantadas
inicialmente.
Também para o papiro foi necessário um novo plantio, realizado no dia 11 de agosto de
2005. Diferentemente do ocorrido para o copo de leite, somente foram necessárias
7 novas mudas, todas para o wetland-construído com meio suporte de anéis de bambu.
Mais um plantio de copo de leite foi necessário. 13 mudas foram plantadas no dia 07 de
outubro de 2005 para reposição das plantas mortas.
Várias das mudas de copo de leite floresceram, mas com flores em tamanho reduzido,
O crescimento das mudas ainda estava comprometido, formando touceiras baixas, com
folhas pequenas e caules curtos.
Devido ao crescimento precário do copo de leite tanto no wetland-construído de leito de
brita quanto no wetland-construído com leito de bambu, em 14 de novembro de 2005,
essa espécie foi abandonada como vegetação única nos tanques 2 e 3. As plantas que
sobreviveram foram mantidas nos tanques e a eles foram acrescidas mudas de outras
espécies de forma a proporcionar um ambiente competitivo entre as plantas, mais
próximo ao que ocorre na natureza. As espécies utilizadas são indicadas na Tabela 6.3.
As mudas foram divididas igualmente entre os 2 tanques que abrigavam, inicialmente, o
copo de leite e plantadas aleatoriamente nos espaços vazios onde se encontravam as
mudas de copo de leite que não sobreviveram ao experimento.
A dificuldade de cultivo do copo de leite tem como explicação mais provável a intensa
exposição ao sol a qual as mudas foram submetidas, que provocava intenso
aquecimento, tanto das folhas quanto da brita que formava ou cobria o leito e,
conseqüentemente, das raízes da planta prejudicando o desenvolvimento.
93
Tabela 6.3 – espécies vegetais utilizadas em complementação à cultura de
Zantedeschia aethiopica nos wetlands-construídos 2 e 3
Nome científico Nome popular Quantidade de mudas
Alpinia purpurata
Alpínia
2
Alpinia zerumbet variegata
Alpínia concha listrada
2
Zingiber spectabile
Gengibre ornamental
2
Cyperus isocladus
Mini papiro
4
Canna indica var rubra
Biri de folha roxa
2
Canna indica var hortensis
Biri
8
Agapanthus africanus
Agapanto
8
Dietes bicolor
Moréia
8
Heliconia psittacorum
Helicônia-papagaio
2
Neomarica caerulea
Falso íris
16
Nelumbo nucífera
Flor de lótus
4 (rizomas)
A evolução das culturas foi acompanhada com registro fotográfico semanal de cada um
dos tanques. Algumas das fotos podem ser vistas nas Figuras 6.1, 6.2, 6.3 e 6.4,
relativas, respectivamente aos tanques 1, 2, 3 e 4, com indicação da data e tempo de
operação do wetland-construído.
94
28/04/2005 07 dias 10/06/2005 50 dias 29/08/2005 130 dias
Figura 6.1 – Evolução da vegetação no wetland-construído com leito de brita e vegetado com papiro –
tanque 1
17/06/2005 26 dias 29/08/2005 130 dias 17/02/2006 302 dias
Figura 6.2 – Evolução da vegetação no wetland-construído com leito de brita e vegetado com plantas
mistas – tanque 2
95
17/06/2005 26 dias 29/08/2005 130 dias 17/02/2006 302 dias
Figura 6.3 – Evolução da vegetação no wetland-construído com leito de bambu e vegetado com plantas
mistas – tanque 3
28/04/2005 07 dias 10/06/2005 50 dias 29/08/2005 130 dias
Figura 6.4 – Evolução da vegetação no wetland-construído com leito de bambu e vegetado com papiro –
tanque 4
O crescimento vegetal foi visivelmente superior nos wetlands-construídos que
utilizavam leito de brita.
96
A utilização de bambu verde nos leitos, como será comentado no tópico referente ao
meio suporte, é a principal hipótese explicativa para a diferença de crescimento ocorrida
para a vegetação plantada nos diferentes tanques.
Embora com crescimento inicial prejudicado, as espécies utilizadas, principalmente o
papiro, o biri e o mini-papiro, adaptaram-se bem ao sistema com leito de bambu durante
o tempo de acompanhamento. A partir de novembro de 2005, cerca de 200 dias após o
inicio de operação do sistema, a aparência dos maciços formados por cada espécie
vegetal eram idênticos àqueles formados nos leitos de brita.
Pode-se observar na Figura 6.5 o maciço vegetal formado pelo papiro em ambos os
tanques.
leito de brita leito de bambu
Figura 6.5 – Comparação entre o maciço vegetal formado pelo papiro nos wetlands-construídos com leito
de brita e de bambu em 11 de novembro de 2005, 204 dias de operação
Devido ao seu crescimento vigoroso, o papiro se mostrou uma espécie adequada para
ser plantada sozinha em um tanque. Ao final do acompanhamento do sistema (junho de
2007, mais de 800 dias de acompanhamento) porções das raízes das plantas haviam
saído do tanque pela parte superior e se fixado no solo ao redor do wetland-construído.
O maciço vegetal formado apresenta características ideais para a utilização em
estações de tratamento de efluentes que tenham acesso visual externo. As plantas
atingiram alturas superiores a 2 metros formando um maciço denso e de visualização
agradável.
97
A adaptação do papiro às condições impostas pelo sistema de pós-tratamento de
efluentes foi total, o que proporcionou, inclusive a ocorrência de floração da espécie,
embora sem importância no seu efeito ornamental.
O crescimento intenso do papiro permite extrapolar os resultados obtidos para a
formação do maciço vegetal como fator estético de valor para uma estação de
tratamento de efluentes para a possibilidade de exploração da biomassa vegetal gerada
quanto ao aproveitamento das fibras do caule do papiro para a confecção de
artesanato. O artesanato em fibra vegetal vem ganhando mercado rapidamente nos
últimos anos e, concomitantemente, a organização dos artesãos que aproveitam as
fibras. Casos de sucesso envolvem o artesanato com capim dourado, fibra de
bananeira, fibra de sisal e confecção de papéis artesanais especiais, caso onde o
papiro poderá ser incluído, gerando renda adicional, mesmo que pequena, aos
moradores circunvizinhos de uma comunidade que recebesse esse tipo de sistema.
Artesanato com papiro pode ter valor agregado investindo-se no desenho dos produtos
e utilização em conjunto com outros materiais como bambu, ferro ou madeira. Para a
confecção de “papel” de papiro deve-se retirar a casca esverdeada, que após seca
pode ser utilizada para confecção de cestas, cortar a parte interna branca e porosa em
finas lâminas. As lâminas devem ser mergulhadas em água ou água com vinagre onde
devem permanecer por cinco ou seis dias. Após secas com um pano, as lâminas, com
as bordas parcialmente sobrepostas, são dispostas em fileiras formando uma camada.
Uma nova camada é montada sobre a primeira em ângulo diferente, repetindo o
processo para tantas camadas quanto o desejável. A folha deve ser colocada entre dois
pedaços de tecido de algodão e submetida à ação de uma prensa por seis dias.
Os tanques com papiros exigiram manutenção adicional por três vezes, uma devido a
falta de efluente por defeito no sistema de alimentação que ficou inoperante por vários
dias causando o ressecamento das hastes e a sua conseqüente quebra. As vezes
seguintes, devido a tempestades ocorridas na região, os ventos quebraram boa parte
das hastes. Para uma das ocasiões uma poda drástica foi necessária para que o efeito
visual fosse recuperado, para a outra, somente uma poda leve.
Para o papiro, foi feita a verificação da biomassa vegetal produzida em janeiro de 2006.
Toda a vegetação do wetland-construído com leito de brita foi cortada manualmente, e
o material podado foi pesado. Uma amostra retirada aleatoriamente do material podado
foi novamente pesada, levada a estufa para secagem e então pesada para que fosse
estimada a produção de massa seca.
98
Os resultados obtidos foram:
• Massa total de papiros: 31,5 Kg
• Massa da amostra aleatória úmida: 1,1 kg
• Massa da amostra seca a 200 graus durante 90 minutos: 1.0 kg
• Massa seca total inferida: 28,4 Kg em 4,5 m² (6,3 kg.m
-2
)
O processo de secagem da amostra aleatória para a inferência da massa total seca
para essa poda foi considerado inapropriado. Em nova verificação realizada no final de
março de 2006, o processo de secagem da amostra foi alterado, obtendo-se:
• Massa total de papiros: 74,1 Kg
• Massa da amostra aleatória úmida: 1,07 kg
• Massa da amostra seca a 105 graus durante 180 minutos: 0,38 kg
• Massa seca total inferida em: 24,7 Kg em 9,0 m² (2,7 kg.m
-2
)
Dentre as espécies plantadas nos wetlands-construídos mistas, duas se tornaram
dominantes: o biri (Canna x generalis) e o mini papiro (Cyperus isocladus).
O biri possibilita a formação de um maciço vegetal denso, de conformação agradável e
com inflorescência vistosa (Figura 6.6) de ocorrência praticamente em todas as épocas
do ano, o que possibilitou a obtenção de um dos requisitos iniciais dessa pesquisa:
aproveitar o efeito estético das plantas em sistemas de tratamento. Seu crescimento
não é agressivo como do papiro e pode ser plantado em conjunto com outras espécies
vegetais.
99
Figura 6.6 – Florada de biri (Canna x generalis) nos wetlands-construídos. Ao fundo, papiro
Após o plantio e desenvolvimento do biri, as mudas de copo de leite que restavam no
sistema tiveram uma melhoria em seu desenvolvimento, voltando a florir (Figura 6.7) e
desenvolvendo folhas grandes e caules de tamanho adequado (50 a 70 cm). O
revigoramento das mudas de copo de leite foi devido à sombra provocada pelo biri que
proporcionou ambiente adequado para seu crescimento.
Figura 6.7 – Florada de copo de leite (Zantedeschia aethiopica) nos wetlands-construídos.
100
O mini papiro apresentou crescimento semelhante ao papiro quanto a agressividade.
Em pouco tempo parte do tanque estava tomada por novas mudas que formavam um
emaranhado de galhos e folhas que impediam a penetração de luz para as camadas
inferiores, matando as plantas ao redor. Essa espécie, embora muito agradável
esteticamente quando pequena, depois de seu crescimento, perde parte das
características estéticas desejáveis devido a ocorrência de brotamento de novos
exemplares a partir das folhas mais antigas como pode ser visto na Figura 6.8. A
melhor adaptação dessa espécie foi no wetland-construído 3, com leito de bambu.
Figura 6.8 – Mini papiro no wetland-construído com leito de bambu
As demais espécies testadas não apresentaram adaptação tão eficiente quanto ao biri e
ao mini papiro.
A alpínia apresentou adaptação regular às condições impostas pelo sistema.
Apresentou brotamento vigoroso, produção de novos galhos com tamanho inferior ao
esperado, mas não floriu. Recomenda-se a execução de novos testes em ambientes
mini-papiro
101
utilizando essa planta como única espécie, pois seu crescimento pode ter sido
prejudicado pela competição causada pelo crescimento mais vigoroso das outras
espécies envolvidas no experimento.
A alpínia-concha listrada teve seu crescimento inicial conforme o esperado. As mudas
plantadas tornaram-se vistosas, mas seu crescimento não pode ser acompanhado
porque foram retiradas indevidamente do sistema.
O gengibre ornamental, plantado nos tanques onde havia papiro, teve crescimento
bastante lento e perdurou durante toda a realização do experimento.
A falsa íris, a helicônia-papagaio, a moréia e o agapanto tiveram um desenvolvimento
inicial dentro do esperado, inclusive com a produção de flores, mas sua adaptação não
foi suficiente para promover a formação de novas mudas, restando poucos exemplares
dessas espécies ao final do experimento quando o biri e o mini papiro haviam dominado
a área do tanque.
Após o período previsto para a obtenção dos dados referentes à eficiência do sistema
quanto ao tratamento do efluente, ao tanque 5, com leito de brita e sem vegetação,
foram acrescidas algumas espécies vegetais para verificar a adaptação de mais
algumas plantas com interesse ornamental ao sistema, sem o compromisso de
verificação da eficiência de tratamento. As novas espécies introduzidas foram (Figura
6.9):
• Cavalinha (Equisetum hyemale)
• Guaimbê (Monstera deliciosa)
• Espada de São Jorge (Sansevieria trifasciata)
• Bananeira ornamental (Heliconia rostrata)
102
a. cavalinha (Equisetum hyemale) b. espada de são jorge (Sansevieria trifasciata)
c. guaimbê (Monstera deliciosa) d. bananeira ornamental (Heliconia rostrata)
Figura 6.9 – Espécies introduzidas ao final do experimento
Todas as espécies apresentaram algum grau de adaptação e resistência ao sistema
com destaque para o guaimbê e a espada de são Jorge que produziram brotos e novas
plantas de forma mais vigorosa que as outras espécies utilizadas. Todas as mudas
perduraram até o final do experimento.
6.2 Material suporte
Um material para ser considerado como meio suporte adequado deve atender a alguns
requisitos básicos como ser leve, biológica e quimicamente inerte, possuir grande área
específica, possibilitar a colonização de microrganismos e vegetais, apresentar formato
não achatado, ter preço reduzido, etc.
103
A busca por um material que atenda a todos esses requisitos tem dado origem a
inúmeras pesquisas utilizando-se diversas configurações de reatores, sempre buscando
a otimização de uma ou duas das principais características exigíveis para um material
suporte.
Foram testados como material suporte nos sistemas de wetlands-construídos a brita n°1
e anéis de bambu diâmetro entre 4 e 6 cm e altura de 4 cm, como comentado no item 5.
A brita pode ser considerada um meio suporte tradicional para sistemas de tratamento
de efluentes, um dos meios mais utilizados para filtros anaeróbios, filtros biológicos e
comumente empregada em wetlands-construídos. Sua utilização é difundida graças à
facilidade de obtenção desse material no mercado de construção civil, onde é
empregada em larga escala, principalmente na confecção de concreto.
Como pontos negativos destacam-se seu peso, que exige estruturas civis robustas, e o
custo de aquisição e transporte do material.
Um problema adicional, sentido principalmente na região norte do país, é a dificuldade
de obtenção de pedra britada devido às características geológicas locais.
Como alternativa à brita, buscou-se a utilização de um material renovável, de origem
vegetal, de farta distribuição geográfica no país, leve e barato. Para tanto o bambu foi
utilizado, como descrito no item 5.
A hipótese inicial para a escolha do bambu foi o custo, imaginado como
significativamente inferior ao da brita. Essa hipótese foi derrubada logo no início da
pesquisa por um fator que, dependendo das condições de aplicação pode ser
contornada tornando novamente o bambu como uma alternativa mais barata – a mão
de obra. Apesar do custo do bambu ser nulo, já que estava disponível para retirada em
um bambuzal no Instituto Agronômico de Campinas – IAC, foi necessária a contratação
de mão de obra para o corte e transporte das hastes e o corte do bambu em anéis.
O custo total para a obtenção dos anéis de bambu, para as três wetlands-construídos
utilizadas com esse leito, foi de R$ 1.720,00, sendo R$ 720,00 para corte das hastes e
transporte até o campus da unicamp e R$ 1.000,00 para corte dos anéis. Já a brita,
104
adquirida em uma casa de material de construção nas proximidades do campus da
Unicamp, teve custo total de R$ 300,00. Valores referentes ao mês de março de 2005
7
.
As hastes de bambu, recém retiradas da touceira, foram cortadas em anéis com altura
de 4 cm e acondicionados aleatoriamente nos tanques 3, 4 e 6, sem receber nenhum
tratamento adicional.
A utilização do bambu verde, sem passar por um processo de secagem, é a explicação
mais provável para a diferença de crescimento notada entre os tanques com mesma
espécie vegetal. Substâncias liberadas pelo bambu verde em contato com o meio
aquático causaram coloração esbranquiçada na água e, por algumas vezes, a formação
de espuma nos coletores de saída dos tanques.
Embora não se tenha levado a cabo novos testes, recomenda-se, quando do uso de
bambu como meio suporte no tratamento de efluentes, proceder a secagem das hastes
antes de seu corte e emprego como meio suporte.
Nota-se a diferença significativa no crescimento e adaptação vegetal nos exemplos
ilustrados nas Figuras 6.10 e 6.11. As espécies vegetais plantadas nos wetlands-
construídos com leito de bambu apresentavam aparência frágil e crescimento mais
lento que as espécies plantadas nos tanques com leito de brita.
A diferença no porte das plantas deixou de ser evidente por volta de novembro de 2005,
200 dias de operação do sistema quando o conjunto de tanques vegetados pela mesma
espécie passou a apresentar ocupação total e o porte das espécies plantadas foi
visualmente equivalente.
Ressalta-se que o tanque de papiro com brita sofreu alguns revezes durante a
operação que obrigaram a poda do papiro por 3 vezes. Em duas ocasiões a estação
experimental foi atingida por fortes ventos e granizo. Devido ao porte avantajado da
vegetação, foi esse tanque o mais atingido por quebra das hastes pelo vento. Em outra
ocasião, uma falha na bomba de alimentação do sistema reduziu o volume de entrada
de efluente na linha de distribuição, como o tanque 1 situa-se no extremo da linha, foi o
mais atingido pela falta de alimentação, provocando o ressecamento do papiro.
7
A título de comparação, valor médio para março de 2005: US$ 1,00 = R$ 2,70
105
Leito de brita Leito de bambu
a. 15.07.2005 (85 dias)
b. 30.09.2005 (162 dias)
c. 13.01.2006 (267 dias)
Figura 6.10 – Comparação visual do crescimento do papiro utilizado nos leitos de brita e bambu.
Embora após alguns meses de operação a vegetação em ambas as linhas, de leito de
bambu e de leito de brita, não apresentassem diferenças significativas no maciço
formado, os tanques com leito de brita mostram-se mais favoráveis quando a
manutenção do sistema foi necessária.
De forma análoga ao ilustrado na Figura 6.10, na Figura 6.11 pode-se verificar a
evolução das plantas mistas para os wetlands-construídos com leito de brita e bambu.
106
Leito de brita Leito de bambu
a. 15.07.2005 (85 dias)
b. 30.09.2005 (162 dias)
c. 13.01.2006 (267 dias)
Figura 6.11 – Comparação visual do crescimento das plantas mistas utilizadas nos leitos de brita e
bambu.
O plantio das mudas no leito de brita foi mais rápido de ser executado e pode ser feito
de forma mais facilitada com a utilização de ferramentas como pás ou picaretas. Para
os tanques com leito de bambu o plantio teve que ser realizado com a abertura das
cavas no leito utilizando-se as mãos devido às características geométricas e
dimensionais dos anéis que deslizavam das paredes para dentro das cavas quando do
107
uso de ferramentas. O plantio no leito de brita foi realizado em pouco mais de metade
do tempo gasto para o plantio da vegetação no leito de bambu.
Além da dificuldade inicial quanto à abertura das cavas, as mudas de papiro, devido à
sua altura, não ficaram estáveis no leito de bambu, sendo derrubadas pelo vento logo
após seu plantio o que mostrou a necessidade de utilização de uma pequena camada
de brita sobre o leito. Essa camada adicional de brita sobre o bambu tornou mais
complicado o replantio das mudas, já que, durante a abertura das novas cavas, as
camadas se misturavam.
A brita utilizada nos wetlands-construídos 1, 2 e 5 não sofreu nenhum tratamento
adicional. Recomenda-se para próximas utilizações proceder a uma lavagem rápida da
brita, mesmo ainda dentro do caminhão, para remover parte do pó de pedra que pode
colaborar para o entupimento de tubulações quando dentro do sistema.
6.3 Dados meteorológicos
Durante o tempo em que o sistema de pós-tratamento de efluentes esteve sob análise,
todas as condições climáticas possíveis para a região foram experimentadas: períodos
de seca, períodos chuvosos, temperaturas superiores a 30°C e inferiores a 10°C,
ventos fortes e chuvas de granizo.
Os dados pluviométricos e de temperatura do ar foram registrados pela estação
meteorológica localizada a poucos metros da estação experimental de tratamento de
efluentes no campus da Faculdade de Engenharia Agrícola. Os dados foram
gentilmente cedidos pelo Centro de Pesquisas Meteorológicas e Climáticas Aplicadas a
Agricultura (CEPAGRI – UNICAMP).
A variação de temperaturas ao longo do período de acompanhamento pode ser vista na
Figura 6.12.
108
Temperatura do ar
0
5
10
15
20
25
30
35
40
01/abr/05
31/mai/05
30/jul/05
28/set/05
27/nov/05
26/jan/06
27/mar/06
26/mai/06
25/jul/06
23/set/06
22/nov/06
21/jan/07
22/mar/07
21/mai/07
data
°C
minima máxima
Figura 6.12– Temperaturas do ar, máxima e mínima, para o período de acompanhamento das wetlands-
construídos.
As Figuras 6.13 e 6.14 ilustram as variações diárias e mensais de chuva,
respectivamente.
chuva diária (mm)
0
20
40
60
80
100
120
01/04/05
01/05/05
01/06/05
01/07/05
01/08/05
01/09/05
01/10/05
01/11/05
01/12/05
01/01/06
01/02/06
01/03/06
01/04/06
01/05/06
01/06/06
01/07/06
01/08/06
01/09/06
01/10/06
01/11/06
01/12/06
01/01/07
01/02/07
01/03/07
01/04/07
01/05/07
01/06/07
data
mm
Figura 6.13 – Precipitação diária (mm) durante o tempo de acompanhamento do sistema.
109
chuva mensal
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
abr/05
mai/05
jun/05
jul/05
ago/05
set/05
out/05
nov/05
dez/05
jan/06
fev/06
mar/06
abr/06
mai/06
jun/06
jul/06
ago/06
set/06
out/06
nov/06
dez/06
jan/07
fev/07
mar/07
abr/07
mai/07
jun/07
meses
mm.mês
-1
Figura 6.14 – Precipitação diária (mm) durante o tempo de acompanhamento do sistema.
O sistema suportou bem todas as variações climáticas. Os ventos fortes que atingiram a
região onde o sistema estava instalado foram prejudiciais especialmente ao papiro,
promovendo a quebra de muitas hastes o que levou à necessidade de poda das
plantas. As chuvas de granizo atingiram de forma mais prejudicial as plantas de folhas
largas como o copo de leite e o biri, perfurando as folhas e deixando o sistema
visualmente prejudicado.
O sistema foi atingido por período de alta temperatura simultaneamente a uma quebra
da bomba de alimentação, situação essa que culminou no ressecamento das plantas,
mostrando-se a pior condição climática enfrentada pelo sistema: calor e falta de esgoto
no leito.
O período de calor intenso também mostrou-se inadequado para a realização do plantio
da vegetação no sistema. O calor excessivo proporcionado pela insolação intensa
aquece o leito (meio suporte) e dificulta a adaptação das mudas às condições impostas
pelo sistema. Depois do estabelecimento da vegetação, novas mudas podem ser
plantadas a qualquer momento devido à proteção contra o vento e calor propiciada pela
cobertura vegetal existente.
110
6.4 Controle do sistema e eficiência de tratamento
A verificação da eficiência do sistema pode ser feita sob diferentes focos:
• Eficiência global do sistema: quando o esgoto bruto é considerado como ponto
base para a verificação da eficiência – essa análise leva em conta o efeito do
reator compartimentado em conjunto com os wetlands-construídos na
verificação da alteração da qualidade do esgoto;
• Eficiência do wetland-construído: tem como base de comparação o esgoto
tratado pelo reator compartimentado, é a eficiência relativa ao sistema de pós-
tratamento observado de forma isolada;
• Eficiência relativa: para alguns parâmetros é possível estimar a participação de
cada um dos sistemas de tratamento – reator compartimentado e wetlands-
construídos – na eficiência global do sistema, nesse caso a eficiência de
tratamento, seja ela qual for, será representada como 100% e as eficiências
relativas de cada um dos sistemas indicados como um valor percentual referente
à sua contribuição para alcançar o resultado total proporcionado pelo conjunto.
6.4.1 Controle de vazão
O plano inicial de acompanhamento do sistema previa a operação dos reatores com
três vazões diferentes, ou seja, com três tempos de detenção hidráulica distintos,
respectivamente de 3,5, 2 e 1 dias, tempos estes já inferiores àqueles praticados em
sistemas de wetlands-construídos de porte superior ou similar ao aqui empregado,
conforme comentado no item 4.4.
A seleção dos tempos de detenção que seriam empregados derivou de estudos em
sistemas de tratamento empregando a mesma tecnologia, wetlands-construídos,
realizados por Valentim (1999) e Mazzola (2003).
Durante a operação do sistema, as vazões calculadas para TDH de 3,5 dias mostraram-
se de difícil manutenção devido ao desenho do sistema de distribuição, feito por
gravidade, em grelha, com uma barra de distribuição e saídas perpendiculares de
alimentação a todos os seis wetlands-construídos utilizados no presente trabalho e
outros tantos utilizados em trabalhos de execução paralela a esse. A variação na vazão
111
de qualquer um dos tanques interferia na vazão dos demais causando descontrole no
TDH.
Além das dificuldades derivadas do sistema de distribuição, também ocorria com
freqüência a obstrução das tubulações por sólidos carreados com o esgoto do sistema
principal de tratamento. As pequenas vazões utilizadas para a manutenção do TDH de
3,5 dias não eram suficientes para a remoção dos sólidos da tubulação. O TDH de 3,5
dias foi, então, rapidamente abandonado e o TDH de 2 dias foi adotado como padrão
de operação do sistema, além da verificação e correção das vazões três vezes ao dia.
Ainda assim houve alguma dificuldade de manutenção da vazão adequada no sistema
para impor o TDH de 2 dias, tempo este que foi a meta buscada até o término do
acompanhamento dos wetlands-construídos, embora os valores médios de TDH
verificados tenham sido inferiores à meta estipulada conforme pode ser observado na
Figura 6.15.
A Figura 6.15 indica os valores de TDH máximo, mínimo, médio, para cada wetland-
construído, além do intervalo entre o primeiro quartil e terceiro quartil onde estão
localizados 50% dos dados para o intervalo de tempo de acompanhamento.
Tempo de Detenção Hidráulico
0
2
4
6
8
10
12
14
brita +
papiro
brita +
mistas
brita +
branco
bambu +
mistas
bambu +
papiro
bambu +
branco
dias
3° quartil
máximo
média
mínimo
1° quartil
Figura 6.15 – Tempo de detenção hidráulico aplicado aos wetlands-construídos.
112
Os valores de TDH médios obtidos para os wetlands-construídos foram, para os
tanques com meio suporte brita, de: 1,5 dias para o tanque vegetado com papiro, 1,9
dias o vegetado com plantas mistas e 2,1 para o tanque sem vegetação. Já para os
tanques com leito de bambu: 1,0 dia para o tanque com papiro, 1,3 dias para o tanque
com plantas mistas e 1,3 dias para o tanque sem vegetação.
As vazões superiores àquelas estipuladas inicialmente acabaram por prejudicar a
eficiência do sistema. Recomenda-se, quando da utilização desse tipo de reator para
tratamento de efluentes a utilização de TDH superiores a 4 dias.
Quando da tentativa de redução da vazão aplicada, o ajuste dado aos registros
rapidamente era perdido o que acarretava, muitas vezes, a interrupção do fornecimento
de efluente ao sistema.
O acompanhamento contínuo e rigoroso da vazão levou a uma observação da
significativa diferença entre as vazões de entrada e saída do sistema de wetlands-
construídos, fato esse de extrema importância e não relatado pela literatura até então
consultada.
A constatação da diferença entre as vazões se deu próximo ao fim do
acompanhamento do sistema, impedindo que um estudo mais apurado de quanto
efluente é “perdido” durante a operação.
A variação da vazão entre a entrada e saída se deve à ocorrência de evapotranspiração
e incorporação de água pela vegetação presente no wetland-construído. A perda de
água pode variar de acordo com a vegetação empregada e com as condições
climáticas locais e tamanho do sistema.
Os resultados médios encontrados para as perdas são superiores a 30% para todos os
tanques, com valores médios de 48,4% de perdas para o wetland-construído de leito de
brita vegetado com papiro, 52,5% de perda para o tanque de leito de brita e plantas
mistas e 41,9% para o wetland-construído com leito de bambu e vegetado com papiro.
O menor valor médio de perda foi registrado para o tanque com leito de bambu e
vegetado com plantas mistas: 35,7%. Ressalta-se que os dados de vazão de saída são
de baixa confiabilidade estatística devido ao pequeno número de observações
realizadas e à estrutura empregada no dispositivo de saída em pescoço bi-articulado.
Um pequeno movimento horizontal no dispositivo de saída muda o nível d’água
113
presente no leito, produzindo vazões de saída com erros em relação ao regime
contínuo de vazão.
Embora exista grande imprecisão nos valores de perdas encontrados, foi notória a
perda de água no sistema. Em muitas ocasiões, foi detectada a ausência de vazão de
saída do sistema, mesmo ocorrendo vazão de entrada. Essas observações foram
realizadas antes da manipulação do dispositivo de saída, o que encerra a possibilidade
de erro quanto à variação de nível d’água.
Ressalta-se a necessidade de estudo dirigido à estimativa de quanto de efluente é
perdido em um sistema de wetlands-construídos. Essa perda de efluente por
evapotranspiração pode ser de interesse em locais onde a disposição do efluente se
mostrar complicada ou quando for necessária a infiltração de efluente no solo. A perda
pela evapotranspiração reduz o volume necessário para ser infiltrado. O inverso ocorre
quando do uso do efluente tratado em sistema de reúso, o sistema de wetlands-
construídos reduzirá o volume disponível para a utilização no fim desejado.
6.4.2 Análise por concentração x Análise por carga
A forma de análise dos resultados das eficiências dos wetlands-construídos pode ser
completamente alterada devido à constatação da perda de volume de efluente no
sistema por evapotranspiração. Os resultados medidos em concentração subestimam a
real eficiência do sistema. Recomenda-se a verificação da eficiência do sistema
também quanto à carga de poluente removida, conforme já relatado em Zanella et al
(2006) e Zanella et al (2007).
As diferenças na avaliação da eficiência do sistema a partir de verificações calcadas
nos resultados por concentração e por remoção de carga podem ser verificadas nas
tabelas 6.4 e 6.5.
Os resultados apresentados nas Tabelas 6.4 e 6.5 referem-se a um universo amostral
inferior àquele utilizado para as demais análises. O limitado número de dados
estudados torna essa avaliação, em princípio, com baixa representatividade estatística,
mas ressalta a necessidade de mudança na forma de análise dos dados para os
próximos trabalhos na área, de forma a relatar melhor a eficiência de remoção de
compostos de interesse proporcionada pelo sistema de wetlands-construídos.
114
Tabela 6.4 – Variação da eficiência do sistema de wetland-construído com leito de brita
com base no tipo de análise dos dados.
Eficiência de remoção (%)
Vegetação Tipo de análise
DBO DQO SST SSV Fósforo
Nitrogênio
amoniacal
Concentração
34,6 60,4 71,2 72,1 22,7 21,1
Papiro
Carga
72,9 79,2 87,2 90,9 76,2 68,5
Concentração
38,5 50,3 70,4 78,5 2,7 14,6
Mistas
Carga
58,3 71,5 84,7 87,1 51,4 56,6
Concentração
42,0 36,8 72,5 75,7 8,1 26,5
Branco
Carga
60,4 54,5 85,3 87,3 40,7 58,3
Tabela 6.5 – Variação da eficiência do sistema de wetland-construído com leito de
bambu com base no tipo de análise dos dados.
Eficiência de remoção (%)
Vegetação Tipo de análise
DBO DQO SST SSV Fósforo
Nitrogênio
amoniacal
Concentração
-13,2 17,4 54,1 69,5 1,5 14,6
Papiro
Carga
7,1 29,2 61,4 75,6 19,0 27,0
Concentração
26,4 11,7 67,8 67,5 0,9 5,6
Mistas
Carga
41,9 45,1 76,3 76,4 31,3 29,6
Concentração
27,8 -19,3 69,6 64,2 -1,7 -3,7
Branco
Carga
52,7 23,7 81,6 78,7 27,6 21,3
Apesar da avaliação em termos de carga removida ser mais adequada à verificação da
real eficiência do sistema, a avaliação do sistema para fins legais quando em condições
reais de operação é feita com base na concentração.
Devido ao reduzido número de amostras onde a vazão de saída do sistema foi avaliada,
para o presente trabalho a verificação da eficiência do sistema foi realizada com base
nas concentrações como poderá ser observado nos itens subseqüentes.
Entretanto, é possível verificar por estes resultados que o wetland-construído com leito
de brita apresentou valores maiores de eficiência, independente do tipo de vegetação
presente, ou mesmo na ausência de vegetação. Esta diferença é devida muito
115
provavelmente às características dos anéis de bambu utilizados, fato já comentado em
itens anteriores.
6.4.3 Remoção de matéria orgânica
O comportamento do sistema em relação à DBO pode ser visualizado na Figura 6.16
que contêm os valores das concentrações verificadas nos pontos de amostragem
DBO
0
50
100
150
200
250
esgoto
bruto
RAC brita +
papiro
brita +
mistas
brita +
branco
bambu +
mistas
bambu +
papiro
bambu +
branco
mg.L
-1
3° quartil
máximo
média
mínimo
1° quartil
Figura 6.16 – Concentração de DBO verificada nos pontos de amostragem.
A eficiência global do sistema, considerando o sistema de tratamento, desde a entrada
do esgoto bruto até a saída dos wetlands-construídos com leito de brita, para a
remoção de DBO manteve-se na maior parte do tempo acima dos 80%, atingindo o
valor máximo de 98% para o wetland-construído vegetado com papiro no 119° dia de
operação e mínima de 62% para o mesmo tanque no 239° dia.
Ocorreu uma variação intensa dos valores de concentração de DBO para o esgoto
bruto que adentrava ao sistema, alcançando o intervalo entre 200 e 37mg O
2
.L
-1
,
variação incomum para um efluente convencional. Como principais hipóteses para a
explicação dessa variação tem-se que o esgoto utilizado provém de uma instituição de
ensino e pesquisa, a geração dos esgotos em um ambiente não doméstico é diferente
daquela corriqueiramente encontrada para uma habitação podendo apresentar uma
116
grande variação na sua composição de acordo com o número de alunos presentes e o
tempo de permanência das pessoas no ambiente, a fonte do esgoto geradora está
próxima ao sistema de tratamento, caracterizando uma rede curta com esgoto fresco e,
além disso, os laboratórios da FEAGRI utilizam a mesma rede coletora de esgotos que
o prédio que abriga as salas de professores e de aula, as atividades realizadas nesses
laboratórios podem interferir de forma significativa na qualidade do esgoto que chega
até o sistema de tratamento. O esgoto gerado pelos laboratórios também é a principal
explicação para variação na concentração de outros parâmetros como os compostos de
nitrogênio presentes no esgoto.
A menor concentração de DBO de saída registrada durante o acompanhamento do
sistema foi para o wetland-construído com leito de brita e vegetado com papiro:
0,9 mg O
2
.L
-1
, embora o conjunto de dados com a menor variação nos valores de saída
tenha sido para o wetland-construído com leito de brita e vegetado com plantas mistas
com variação entre 5,6 a 49,6 mg O
2
.L
-1
com a maioria dos resultados obtidos
concentrada em torno dos 16 mg O
2
.L
-1
, valores considerados bons e inferiores aqueles
exigidos pela legislação quando do lançamento em corpos d’água. Os resultados
indicam que, mesmo ocorrendo grande variabilidade na qualidade do efluente bruto, os
wetlands-construídos avaliados produziram efluentes em condições de lançamento,
independente do regime de geração de efluentes e de suas características construtivas.
A eficiência dos wetlands-construídos quanto a remoção de DBO é mostrada na Figura
6.17.
Considerando-se somente a remoção de DBO para os wetlands-construídos, unidades
de pós-tratamento, o valor máximo atingido de eficiência foi de 97% de remoção para o
tanque com leito de brita e vegetado com papiro no 119° dia de operação e, entre os
tanques com leito de bambu, 88% de remoção para o tanque vegetado com papiro, no
385° dia de operação.
117
Wetlands
- eficiência de remoção de DBO
-80
-60
-40
-20
0
20
40
60
80
100
brita + papiro brita + mistas brita + branco bambu + mistas bambu + papiro bambu +
branco
%
3° quartil
máximo
média
mínimo
1° quartil
Figura 6.17 – Eficiência de remoção de DBO para os wetlands-construídos.
A grande variabilidade nas características do esgoto afluente aliada ao tempo de
detenção hidráulico superior ao tempo de composição da amostra podem ter levado à
defasagem de características entre as amostras do esgoto afluente e efluente no
momento da coleta ocasionando distorções nos valores de eficiência obtidos, incluindo
os valores negativos apresentados na Figura 6.17. De forma a evitar a ocorrência desse
fenômeno a coleta do esgoto efluente ao sistema deveria ser realizada tempo depois da
coleta do esgoto afluente. Esse tempo de espera deveria ser equivalente ao tempo de
detenção proporcionado pelo sistema, embora essa prática seja pouco usual já que
dificulta a execução das campanhas de amostragem
Aplicando-se análise de variância (ANOVA) aos dados referentes à eficiência na
remoção de DBO conclui-se que existe uma relação baixa, mas significante, entre as
combinações “meio-suporte e vegetação” e a “eficiência de remoção de DBO”. Essa
relação foi responsável por explicar aproximadamente 15% de toda a variabilidade da
eficiência relativa de DBO considerando confiança de 95%.
A aplicação de um modelo de regressão linear para os dados de forma a refinar o
resultado indicou que para a remoção de DBO, sob as condições impostas na presente
pesquisa, a vegetação empregada não apresentou um papel estatisticamente
significativo, sendo a maior importância referida ao tipo de leito utilizado. A eficiência
relativa na remoção de DBO nas amostras que apresentam brita como meio-suporte foi
118
maior, em média, que nas que contam com bambu como meio-suporte a 95% de
confiança. A utilização do meio-suporte brita tornou os wetlands-construídos 24,35%
mais eficientes, em média, que quando da utilização de bambu como meio suporte para
a remoção de DBO.
Na comparação dos tanques vegetados com os não vegetados, a análise, em princípio,
induz à conclusão de que a presença de vegetação tende a piorar o resultado, embora
essa indicação não seja estatisticamente significativa. É importante lembrar que a
análise estatística foi realizada com base nos dados que levam em conta somente as
concentrações dos parâmetros e, como já discutido, quando do trabalho com wetlands-
construídos, principalmente em comparação a tanques não vegetados, a análise deve
levar em conta a carga já que as vazões de saída são consideravelmente afetadas pela
presença de vegetação.
A análise de médias indicou que apenas as combinações “brita + plantas mistas” e
“bambu + plantas mistas” podem ser consideradas estatisticamente diferentes
considerando confiança de 95%. Todas as outras combinações podem ser
consideradas estatisticamente não diferentes com nível de significância de 95%.
Assim como para a DBO, houve uma variação significativa em relação aos valores
encontrados para a DQO ao longo do tempo de operação do sistema como pode ser
verificado nas Figuras 6.18 e 6.19.
Os valores para a concentração de DQO no esgoto bruto variaram entre 1.020,8 e
103,3 mg O
2
.L
-1
para o período total de acompanhamento do sistema de tratamento e
entre 661,8 e 103,3 mg O
2
.L
-1
para o período referido na Figura 6.17, resultados
baseados em amostragens semanais.
Os valores mínimos registrados para o esgoto tratado quanto á DQO foram de
0,4 mg O
2
.L
-1
para o tanque com leito de brita e vegetado com plantas mistas no
448° dia de operação com concentração de entrada no tanque de 138 mg O
2
.L
-1
e, para
os tanques com leito de bambu, 20 mg O
2
.L
-1
no 427° dia de operação com
concentração de entrada no tanque de 253 mg O
2
.L
-1
.
A menor variabilidade nos valores de DQO da saída foi registrada para o wetland-
construído com leito de brita e vegetado com papiro, cuja faixa de variação foi
compreendida entre 1,0 e 153,3 mg O
2
.L
-1
, embora os melhores resultados médios
119
tenham sido obtidos para o wetland-construído com leito de brita e vegetado com
plantas mistas, onde o valor médio de DQO no efluente foi de 57,5 ± 40,5 mg O
2
.L
-1
.
Valores de DQO
0
100
200
300
400
500
600
700
800
160 210 260 310 360 410 460
tempo
mg.L
-1
esgoto bruto RAC brita + papiro brita + mistas
brita + branco bambu + papiro bambu + mistas bambu + branco
Figura 6.18 – valores de DQO ao longo dos últimos 300 dias de operação
DQO
0
200
400
600
800
1000
1200
esgoto
bruto
RAC brita +
papiro
brita +
mistas
brita +
branco
bambu +
papiro
bambu +
mistas
bambu +
branco
mgO
2
.L
-1
3° quartil
máximo
média
mínimo
1° quartil
Figura 6.19 – concentração de DQO verificada nos pontos de amostragem
dias
120
A eficiência de remoção de DQO, em termos de concentração, para o sistema de
tratamento (RAC e wetlands-construídos) pode ser observada na Figura 6.20. Na Figura
6.21 registra-se o valor da eficiência de remoção de DQO, em termos de concentração,
para os wetlands-construídos (unidades de pós-tratamento) avaliadas isoladamente.
RAC e
wetlands
- Eficiência de remoção de DQO
-80
-60
-40
-20
0
20
40
60
80
100
brita + papiro brita + mistas brita branco bambu +
papiro
bambu +
mistas
bambu +
branco
mgO
2
.L
-1
3° quartil
máximo
média
mínimo
1° quartil
Figura 6.20 – Eficiência de remoção de DQO, em termos de concentração, para o sistema de tratamento
de esgotos – RAC seguido de wetlands-construídos
Wetlands
- Eficiência de remoção de DQO
-150
-100
-50
0
50
100
brita + papiro brita +
mistas
brita branco bambu +
papiro
bambu +
mistas
bambu +
branco
mgO
2
.L
-1
3° quartil
máximo
média
mínimo
1° quartil
Figura 6.21 – Eficiência de remoção de DQO, em termos de concentração, para o sistema de pós-
tratamento de esgotos – wetlands-construídos
%
%
121
A observação dos gráficos das Figuras 6.20 e 6.21 permite inferir que, para a remoção
de DQO, o material de enchimento utilizado nos wetlands-construídos tem importância
fundamental. Observa-se nitidamente a superioridade nos valores e intervalos obtidos
para eficiência de remoção em concentração da DQO por parte dos tanques com leito
de brita.
Os valores médios para as eficiências de remoção de DQO, em termos de
concentração, são mostrados na Tabela 6.6.
Tabela 6.6 – Eficiência média de remoção de DQO, em termos de concentração, para o
sistema global de tratamento de esgotos e para o sistema de pós-tratamento.
DQO - Eficiência de remoção (%)
RAC + wetlands
Wetlands
Configuração
do leito
Média Desvio padrão Média Desvio padrão
Brita + papiro
82,6 13,0 62,1 27,3
Brita + mistas
82,3 16,9 63,9 25,6
Brita + branco
79,0 15,5 55,8 36,8
Bambu + papiro
65,7 13,7 23,1 37,9
Bambu + mistas
56,9 35,6 29,7 28,4
Bambu + branco
59,8 22,9 20,4 35,5
Os resultados médios para os tanques com leito de brita mostram-se superiores
àqueles obtidos para os tanques preenchidos com bambu, em média, cerca de 30
pontos percentuais quando analisada somente a eficiência dos wetlands-construídos.
Uma maior estabilidade do sistema pode ser observada quando da análise dos desvios-
padrão para o sistema global. Com exceção do wetland-construído vegetado com
papiro, as demais que possuem leito de bambu apresentaram desvios bastante
superiores em relação à média.
A eficiência média do reator anaeróbio compartimentado quanto à remoção de DQO foi
de 49,3 ± 23,6 %, atingindo o melhor desempenho, 82,4%, no 420° dia de operação a
partir de concentração de DQO para o esgoto bruto de 313 mgO
2
.L
-1
e, sua pior marca,
122
-27,3%, para o 385° dia de operação, com a concentração de 303 mgO
2
.L
-1
de DQO
para o esgoto bruto.
A proximidade dos valores de concentração de DQO para o esgoto bruto na ocorrência
do melhor e pior resultado para o reator compartimentado indica a existência de fatores
a respeito da variação da qualidade do esgoto independentes da matéria orgânica que
interferem nos resultados de sua eficiência.
A participação dos wetlands-construídos na eficiência global do tratamento pode ser
analisada pela eficiência relativa de cada wetland em relação aos valores globais de
eficiência alcançados. Considerando-se a eficiência alcançada pelo sistema de
tratamento em determinada data como 100%, independente do valor obtido, pode-se
calcular a porcentagem relativa ao RAC e a cada uma dos wetlands-construídos em
relação ao total alcançado
Os valores médios encontrados para a eficiência relativa dos wetlands-construídos na
eficiência global do sistema quanto a remoção de DQO foram de:
• 35,9±27,1% para o wetland com leito de brita e vegetado com papiro;
• 40,8±42,8% para o wetland com leito de brita e vegetado com plantas mistas;
• 34,4±38,6% para o wetland com leito de brita sem vegetação;
• 17,9±41,7% para o wetland com leito de bambu e vegetado com papiro;
• 36,5±91,9% para o wetland com leito de bambu e vegetado com plantas mistas;
• 11,0±51,6% para o wetland com leito de bambu e sem vegetação.
Nas Figuras 6.22a a 6.22e estão ilustradas a participação de cada um dos wetlands-
construídos na eficiência global do sistema ao longo do tempo. Para a realização dos
gráficos, os valores negativos de eficiência foram suprimidos do universo dos dados
disponíveis.
Os resultados indicam que a utilização de um sistema de pós-tratamento tipo wetland-
construído melhora significativamente a qualidade do efluente de saída do reator
anaeróbio compartimentado, embora exista uma variação nos valores médios para esse
ganho dependendo do tipo de meio suporte e vegetação utilizado. Além disso, chama a
atenção o valor dos desvios-padrão obtidos para todos os experimentos indicando a
123
ocorrência de grandes flutuações na importância que cada sistema desempenha na
eficiência global.
DQO - participação na eficiência
0%
20%
40%
60%
80%
100%
112
126
140
154
175
189
211
225
252
274
301
350
399
413
427
441
455
469
tempo de operação
brita + papiro RAC
DQO - participação na eficiência
0%
20%
40%
60%
80%
100%
112
126
140
154
175
189
211
225
245
261
274
301
364
406
420
434
455
469
tempo de operação
brita + mistas RAC
a. wetland brita + papiro X RAC b. wetland brita + mistas X RAC
DQO - participação na eficiência
0%
20%
40%
60%
80%
100%
168
182
196
218
239
252
267
281
308
371
406
420
448
462
tempo de operação
brita + branco RAC
DQO - participação na remoção
0%
20%
40%
60%
80%
100%
211
225
245
261
274
301
357
413
434
455
469
tempo de operação
bambu + papiro RAC
c. wetland brita + branco X RAC d. wetland bambu + papiro X RAC
DQO - participação na eficiência
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
211
218
225
239
245
252
267
274
281
301
308
364
399
406
427
434
448
455
462
469
tempo de operação
bambu + mistas RAC
DQO - Participação na eficiência
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
225
239
245
252
261
267
274
281
301
308
364
399
406
413
448
455
462
tempo de operação
bambu + branco RAC
e. wetland bambu + mistas X RAC f. wetland bambu + branco X RAC
Figura 6.22 – Eficiência relativa de remoção de DQO para o sistema global – participação do wetland-
construído X participação do RAC
A análise estatística realizada com os dados referentes à eficiência de remoção de
DQO, em termos de concentração, de DQO levou a indicação da existência de alguns
dias
dias
dias
dias
dias
dias
124
valores discrepantes em relação aos demais. Os valores extremos foram retirados do
conjunto de dados submetidos às análises ANOVA e ao modelo de regressão.
A análise ANOVA indicou a existência de uma forte relação entre as combinações “meio
suporte e vegetação” e a “eficiência de remoção de DQO”. O conjunto “meio suporte e
vegetação” é responsável por explicar aproximadamente 32% de toda a variabilidade da
eficiência do sistema quanto à remoção de DQO para os wetlands-construídos no caso
estudado.
Submetendo-se os valores à análise de regressão, o resultado indica que apenas o
meio suporte tem interferência significativa para a eficiência de remoção de DQO, com
indicação que o meio suporte brita é responsável por cerca de 32 pontos percentuais,
em média, a mais que o bambu no total da eficiência relativa à remoção de DQO, a
95% de confiança.
Já em relação à vegetação, a incorporação de papiro ao sistema melhora a eficiência
em média 2,5% e a incorporação das plantas mistas melhora a eficiência em cerca de
3,2% em relação aos tanques não vegetados, mas estas melhorias não são
estatisticamente significativas. Ressalta-se que as análises foram realizadas em relação
à concentração de DQO no esgoto, não levando em consideração a perda de efluente
que ocorre nos sistemas vegetados por evapotranspiração.
6.4.4 Remoção de sólidos
Assim como para os demais parâmetros, a variação nas concentrações de sólidos no
esgoto bruto utilizado no sistema de tratamento foi significativa, impedindo que se
estabelecesse um comportamento padrão para o sistema.
As séries de sólidos obtidas para o esgoto bruto e para a saída do reator
compartimentado anaeróbio são representadas nas Figuras 6.23 e 6.24,
respectivamente.
A variação na concentração de sólidos em suspensão totais para o esgoto bruto foi
entre 54,4 e 636,8 mg.L
-1
, com valor médio de 194,3 ± 114,4 mg.L
-1
. A magnitude do
desvio padrão serve como indicativo de quão variável foi a concentração de sólidos ao
longo do período estudado.
125
Ainda para o esgoto bruto, o intervalo de ocorrência dos sólidos em suspensão fixos foi
de 3,0 a 163,5 mg.L
-1
com valor médio de 43,5 ± 32,3 mg.L
-1
e, para os valores de
sólidos em suspensão voláteis, o intervalo encontrado foi de 0,7 a 473,2 mg.L
-1
com
concentração média de 152,3 ± 90,9 mg.L
-1
.
Esgoto bruto - série de sólidos
0
100
200
300
400
500
600
700
0 50 100 150 200 250 300 350 400 450
tempo
mg.L
-1
SST
SSF
SSV
Figura 6.23 – Concentração de sólidos para o esgoto bruto ao longo do tempo
RAC - série de sólidos
0
100
200
300
400
500
600
700
0 50 100 150 200 250 300 350 400 450
tempo
mg.L
-1
SST
SSF
SSV
Figura 6.24 – Concentração de sólidos para o efluente do RAC ao longo do tempo
126
O RAC foi capaz de atenuar os grandes picos de sólidos provenientes do esgoto bruto,
mas mesmo assim os picos na concentração de sólidos foram sentidos no esgoto
efluente, atingindo os wetlands-construídos.
Para o esgoto tratado pelo reator compartimentado, o intervalo de ocorrência de
concentrações de sólidos em suspensão foi de:
• 6,0 a 340,2 mg.L
-1
com média de 64,2 ± 50,9 mg.L
-1
para sólidos totais;
• 1,8 a 55,2 mg.L
-1
com média de 15,7 ± 11,0 mg.L
-1
para sólidos fixos, e;
• 2,3 a 285,0 mg.L
-1
com valor médio de 49,2 ± 43,1 mg.L
-1
para sólidos em
suspensão voláteis.
A eficiência média de remoção de sólidos em suspensão totais para o sistema global
girou em torno de 90%, com ligeira vantagem, de poucos pontos percentuais, para os
wetlands-construídos com leito de brita.
A remoção de sólidos em suspensão fixos teve valores médios de remoção, em
concentração, em torno de 80% para o sistema global de tratamento, com ligeiro
destaque para as linhas vegetadas com papiro em relação às demais.
Para os sólidos em suspensão voláteis, os valores médios globais de remoção em
concentração variaram entre 78 e 94%, com destaque para as linhas vegetadas com
plantas mistas que atingiram médias de 94 e 88% de eficiência de remoção, para os
tanques com leito de brita e bambu respectivamente.
Quando analisado somente o sistema de pós-tratamento, a eficiência média de
remoção dos sólidos, medidos em concentração, obtida para os wetlands-construídos
pode ser verificada na Tabela 6.7.
O wetland-construído com leito de brita e vegetado com plantas mistas foi a que
apresentou os melhores resultados médios, embora a diferença seja de poucos pontos
percentuais em relação às demais. Também foi esse tanque o que apresentou os
menores desvios nos resultados obtidos indicando uma melhor estabilidade no
processo de remoção de sólidos.
127
Tabela 6.7 – Eficiência média de remoção de sólidos, em concentração, para o sistema
de pós-tratamento de esgotos.
Sólidos - Eficiência de remoção (%)
SST SSF SSV
Wetland-
construído
Média Desvio padrão Média Desvio padrão Média Desvio padrão
Brita + papiro
71,6 26,1 69,2 43,1 71,5 32,3
Brita + mistas
76,2 19,3 70,8 34,5 82,4 17,8
Brita + branco
74,8 22,6 51,3 46,4 77,9 27,3
Bambu + papiro
60,8 38,0 62,2 53,3 64,0 33,1
Bambu + mistas
52,0 39,4 39,9 48,9 56,0 43,8
Bambu + branco
62,5 23,6 54,3 53,7 64,1 24,9
Os resultados para a eficiência de remoção de SST para os wetlands-construídos
podem ser visualizados na Figura 6.25.
wetlands -
eficiência de remoção de SST
-80
-60
-40
-20
0
20
40
60
80
100
brita +
papiro
brita +
mistas
brita +
branco
bambu +
papiro
bambu +
mistas
bambu +
branco
%
3° quartil
máximo
média
mínimo
1° quartil
Figura 6.25 – Eficiência de remoção de SST, em termos de concentração, para o sistema de pós-
tratamento de esgotos – wetlands-construídos
128
Os melhores resultados foram encontrados para os wetlands-construídos com leito de
brita que atingiram valores máximos de remoção de SST próximos aos 100% embora a
eficiência média de remoção não tenha superado os 80%.
As concentrações de SST obtidas na saída do sistema de pós-tratamento mantiveram-
se entre 0,2 e 60,1 mg.L
-1
. Os valores médios referentes a concentração de SST para
os sistemas operando com leito de brita foram de 12,9 ± 10,9 mg.L
-1
, 10,8 ± 8,8 mg.L
-1
e
11,2 ± 8,8 mg.L
-1
respectivamente para os tanques vegetados com papiro, plantas
mistas e sem vegetação. Já para os wetlands-construídos operando com leito de
bambu, as concentrações médias conseguidas foram de: 14,5 ± 8,9 mg.L
-1
, 17,9 ± 11,4
mg.L
-1
e 15,6 ± 12,0 mg.L
-1
, respectivamente para os tanques vegetados com papiro,
plantas mistas e sem vegetação.
Verifica-se influência preponderante do tipo meio suporte utilizado em relação a
vegetação quanto aos valores de SST. O leito de brita produziu melhor desempenho na
remoção de material particulado, resultado da característica física do meio suporte.
Os valores extremos de eficiência negativa encontrados podem ser resultados de
problemas na amostragem como a captura de sólidos retidos na tubulação já que, para
que a coleta fosse realizada, a tubulação de saída necessariamente deveria ser
movimentada, podendo ocorrer a liberação de flocos de lodo ou material depositado em
seu interior para o esgoto amostrado. Além disso, existe a possibilidade de variação
brusca na qualidade do esgoto bruto e, conseqüentemente, variação na qualidade do
esgoto que adentra ao sistema de pós-tratamento, variação essa não captada durante o
prazo de amostragem.
A participação de cada um dos reatores na eficiência total do sistema quanto a remoção
de SST pode ser vista na Figura 6.26.
O sistema de pós-tratamento é responsável, em média, por cerca de 30% da remoção
dos SST em relação aos resultados obtidos no sistema global de tratamento. Os
resultados obtidos para a eficiência relativa foram: 33,2%, 32,7% e 33,3% de
participação para os wetlands-construídos com leito de brita com papiro, plantas mistas
e sem vegetação, respectivamente. Para os wetlands-construídos com leito de bambu
os resultados médios obtidos foram: 29,2%, 31,5% e 29,3%, respectivamente para os
tanques com papiro, plantas mistas e não vegetado.
129
SST - participação na eficiência de remoção
0%
20%
40%
60%
80%
100%
112
126
140
154
175
197
224
245
273
301
350
371
392
406
420
434
448
tempo de operação
brita + papiro RAC
SST - participação na eficiência de remoção
0%
20%
40%
60%
80%
100%
112
133
154
182
217
239
260
301
357
385
406
427
448
tempo de operação
brita + mistas RAC
a. wetland brita + papiro X RAC b. wetland brita + mistas X RAC
SST - participação na eficiência de remoção
0%
20%
40%
60%
80%
100%
168
182
217
231
245
260
280
308
357
371
392
406
420
434
448
tempo de operação
brita + branco RAC
SST - participação na remoção
0%
20%
40%
60%
80%
100%
197
224
239
252
273
301
357
371
392
406
420
434
448
tempo de operação
bambu + papiro RAC
c. wetland brita + branco X RAC d. wetland bambu + papiro X RAC
SST - eficiência na remoção
0%
20%
40%
60%
80%
100%
197
224
245
260
280
308
357
371
392
406
420
434
448
tempo de operação
bambu + mistas RAC
SST - eficiência de remoção
0%
20%
40%
60%
80%
100%
217
231
245
260
280
308
357
371
392
406
420
434
448
tempo de operação
bambu + branco RAC
d. wetland bambu + mistas X RAC e. wetland bambu + branco X RAC
Figura 6.26 – Eficiência relativa de remoção de SST para o sistema global – participação do wetland-
construído X participação do RAC
Os resultados obtidos para a eficiência de remoção de SSF no sistema de pós-
tratamento são apresentados na Figura 6.27.
dias
dias
dias
dias
dias
dias
130
Embora a Figura 6.26 denote a ocorrência de uma grande variação nos valores de
eficiência para a remoção de SSF no sistema de pós-tratamento, as concentrações
obtidas para o efluente ao sistema variaram, considerando o conjunto de wetlands-
construídos, entre 0,0 e 30,1 mg.L
-1
. A grande variação para o parâmetro deve-se,
principalmente às variações na concentração dos SSF do esgoto bruto, parcialmente
amortecidas pelo reator compartimentado, atingindo, respectivamente, intervalos de 3,0
a 163,5 mg.L
-1
e de 1,8 a 55,2 mg.L
-1
.
wetlands
- eficiência de remoção de SSF
-160
-140
-120
-100
-80
-60
-40
-20
0
20
40
60
80
100
brita +
papiro
brita +
mistas
brita +
branco
bambu +
papiro
bambu +
mistas
bambu +
branco
%
3° quartil
máximo
média
mínimo
1° quartil
Figura 6.27 – Eficiência de remoção de SSF, em termos de concentração, para o sistema de pós-
tratamento de esgotos – wetlands-construídos
O destaque quanto a remoção de SSF fica por conta dos tanques com leito de brita e
vegetado com plantas mistas, com desempenho ligeiramente superior ao tanque com
leito de bambu e vegetado com papiro. Para os tanques de leito de brita as eficiências
médias obtidas, baseando-se nos dados de concentração, foram de: 69,2 ± 43,1% para
o tanque vegetado com papiro; 70,8 ± 34,5% para o tanque vegetado com plantas
mistas e 51,3 ± 46,4% para o tanque sem vegetação. Os valores médios obtidos para
os wetlands-construídos com leito de bambu foram de: 62,2 ± 53,3% para o tanque
131
vegetado com papiro, 39,9 ± 48,9% para o tanque vegetado com plantas mistas e
54,3 ± 53,7% para o tanque sem vegetação.
As concentrações médias obtidas para SSF no efluente ao sistema de pós-tratamento
situaram-se entre 3,8 mg.L
-1
, para o wetland-construído com leito de brita e plantas
mistas, e 6,9 mg.L
-1
para o wetland com leito de bambu e plantas mistas.
O comportamento do sistema quanto aos SSF pode ser acompanhado junto à Figura
6.28 onde nota-se a capacidade de amortecimento proporcionada pelo sistema.
Sólidos em Suspensão Fixos
0
20
40
60
80
100
120
140
189
197
210
217
224
231
239
245
252
260
273
280
301
308
350
357
364
371
385
392
399
406
413
420
427
434
441
tempo
mg.L
-1
bruto
compartimentado
brita + papiro
brita + mistas
brita branco
bambu + mistas
bambu + papiro
bambu branco
Figura 6.28 – Comportamento das várias unidades do sistema quanto à concentração de SSF
Assim como verificado para SST, a participação do sistema de pós-tratamento na
eficiência global do sistema também foi avaliada para o parâmetro SSF conforme
indicado na Figura 6.29.
Para a Figura 6.29, não foram plotados valores negativos de participação, embora
esses valores tenham sido considerados nos cálculos para verificação da participação
média dos wetlands-construídos na eficiência global de tratamento.
132
SSF - participação na eficiência de remoção
0%
20%
40%
60%
80%
100%
112
126
140
154
175
197
231
273
308
357
385
399
413
427
441
tempo de operação
brita + papiro RAC
SSF - participação na eficiência de remoção
0%
20%
40%
60%
80%
100%
112
126
140
154
189
210
231
252
273
301
350
364
392
406
420
441
tempo de operação
brita + mistas RAC
a. wetland brita + papiro X RAC b. wetland brita + mistas X RAC
SSF - participação na eficiência na remoção
0%
20%
40%
60%
80%
100%
154
175
197
217
245
260
280
350
392
406
420
434
448
tempo de operação
brita + branco RAC
SSF - participação na eficiência de remoção
0%
20%
40%
60%
80%
100%
197
217
245
260
280
308
357
385
399
413
427
441
tempo de operação
bambu + papiro RAC
c. wetland brita + branco X RAC d. wetland bambu + papiro X RAC
SSF - participação na eficiência de remoção
0%
20%
40%
60%
80%
100%
197
217
245
260
280
308
357
385
399
413
427
441
tempo de operação
bambu + mistas RAC
SSF - participação na eficiência de remoção
0%
20%
40%
60%
80%
100%
217
252
273
308
357
385
399
413
427
441
tempo de operação
bambu + branco RAC
d. wetland bambu + mistas X RAC e. wetland bambu + branco X RAC
Figura 6.29 – Eficiência relativa de remoção de SSF para o sistema global – participação do wetland-
construído X participação do RAC
A participação média dos wetlands-construídos na eficiência do sistema quanto à
remoção de SSF foi de 45,6%, com destaque para os leitos com bambu como meio
suporte. Os resultados obtidos para os wetlands com leito de brita foram: 34,4%, 31,8%
e 31,1% respectivamente para os tanques com papiro, plantas mistas e não vegetados.
Para os wetlands-construídos com leito de bambu os resultados médios obtidos para a
dias
dias
dias
dias
dias
dias
133
participação na remoção de SSF foram de 62,7%, 57,1% e 56,5% para os tanques com
papiro, plantas mistas e sem vegetação, respectivamente. Baseado nos valores médios
de participação, quando considerada a vegetação, os melhores resultados ficam por
conta dos leitos vegetados com papiro.
Os valores de concentração de SSV podem ser visualizados na Figura 6.30. Todos os
valores das concentrações de SSV no efluente dos wetlands-construídos situaram-se
abaixo de 40 mg.L
-1
, com valores médios próximos aos 10 mg.L
-1
. O menor valor médio
foi conseguido com o wetland-construído com leito de brita e vegetado com plantas
mistas: 6,3 mg.L
-1
.
SSV - concentração
0
50
100
150
200
250
300
350
400
450
500
bruto RAC brita +
papiro
brita +
mistas
brita +
branco
bambu +
papiro
bambu +
mistas
bambu +
branco
tempo
mg.L
-1
3° quartil
máximo
média
mínimo
1° quartil
Figura 6.30 – Variação na concentração de SSV no efluente das diversas unidades de tratamento
A eficiência de remoção de SSV, em termos de concentração, para os últimos 150 dias
de operação do sistema global pode ser vista na Figura 6.31.
134
SSV - eficiência de remoção - sistema global
40
50
60
70
80
90
100
301 308 350 357 364 371 385 392 399 406 413 420 427 434 441 448
tempo
%
brita + papiro brita + mistas brita + branco bambu + mistas bambu + papiro bambu + branco
Figura 6.31 – Eficiência de remoção de SSV, em termos de concentração, para o sistema global de
tratamento de esgotos – RAC + wetlands-construídos
A junção do reator compartimentado com o sistema de wetlands-construídos foi capaz
de remover os SSV do esgoto com índices médios variando entre 78% (brita + papiro) e
94% (brita + mistas) para avaliação dos valores com base em concentração.
Os resultados globais obtidos a partir do tanque com leito de brita e vegetado com
plantas mistas apresentou desvios-padrão bastante reduzidos quando comparados aos
demais, o que indica uma melhor estabilidade no sistema quando da presença da
cobertura vegetal utilizada em detrimento da ausência de vegetação e da cultura de
papiro.
Os valores médios das eficiências de remoção de SSV para o sistema global de
tratamento e para o sistema de pós-tratamento analisado isoladamente podem ser
verificados na Tabela 6.8.
O sistema de pós-tratamento mostrou-se com uma boa capacidade de
remoção/retenção de sólidos em suspensão voláteis mesmo trabalhando com tempos
de detenção hidráulica bastante inferiores àqueles desejáveis para seu funcionamento
ótimo.
Por diversas vezes a concentração de SSV no esgoto efluente ao sistema apresentou
concentrações próximas a zero indicando que esse tipo de reator é indicado para
sistema de pós-tratamento quando um dos objetivos principais é a remoção de sólidos.
135
Tabela 6.8 – Eficiência média de remoção de SSV, em termos de concentração, para o
sistema global de tratamento de esgotos e para o sistema de pós-tratamento.
SSV - Eficiência de remoção (%)
RAC + wetlands
Wetlands
Wetland-
construído
Média Desvio padrão Média Desvio padrão
Brita + papiro 78,1 76,9 71,5 32,4
Brita + mistas 94,0 6,7 82,4 17,8
Brita + branco 84,2 47,8 77,9 27,3
Bambu + papiro 87,9 9,0 56,0 43,8
Bambu + mistas 82,2 30,9 64,0 33,1
Bambu + branco 80,7 31,8 64,1 24,9
Os resultados obtidos para o sistema de pós-tratamento quanto à remoção de SSV
podem ser observados na Figura 6.32.
wetlands
- eficiência de remoção de SSV
-100
-80
-60
-40
-20
0
20
40
60
80
100
brita +
papiro
brita +
mistas
brita +
branco
bambu +
papiro
bambu +
mistas
bambu +
branco
%
3° quartil
máximo
média
mínimo
1° quartil
Figura 6.32 – Eficiência de remoção de SSV, em termos de concentração, para o sistema de pós-
tratamento de esgotos – wetlands-construídos
As eficiências negativas obtidas para a remoção de SSV, ou seja, a geração de SSV no
sistema podem ter sido ocasionada por picos nos valores de entrada um ou dois dias
antes da coleta, não se refletindo na coleta do esgoto afluente ao sistema, mas sendo
detectado no esgoto tratado devido ao TDH empregado.
136
Para o intervalo de tempo pesquisado, a eficiência do sistema quanto a remoção de
SSV manteve-se acima dos 70% para mais de 75% das amostras coletadas na linha
com leito de brita e acima dos 50% de remoção para a linha de bambu.
A participação do sistema de wetlands-construídos na eficiência global do sistema
quanto à remoção de SSV pode ser vista na Figura 6.33.
SSV - participação na eficiência de remoção
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
112
126
140
154
175
197
217
231
245
301
350
385
399
413
427
441
tempo de operação
brita + papiro rac
SSV - participação na eficiência de remoção
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
112
126
140
154
175
197
245
301
350
364
385
399
413
427
441
tempo de operação
brita + mistas rac
a. wetland brita + papiro X RAC b. wetland brita + mistas X RAC
SSV - participação na eficiência de remoção
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
168
182
217
239
252
301
350
364
385
399
413
427
441
tempo
brita + branco RAC
SSV - participação na eficiência de remoção
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
197
217
224
239
245
252
260
301
308
350
357
364
371
385
392
399
406
413
420
427
434
441
448
tempo de operação
bambu + papiro rac
c. wetland brita + branco X RAC d. wetland bambu + papiro X RAC
SSV - participação na eficiência de remoção
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
197
217
224
239
245
252
260
301
308
357
364
371
385
392
399
406
413
420
427
434
441
448
tempo de operação
bambu + mistas rac
SSV - participação na remoção
0%
10%
20%
30%
40%
50%
60%
70%
80%
90%
100%
217
224
239
245
252
260
301
308
350
357
364
371
385
392
399
406
413
420
427
434
441
448
tempo
bambu + branco RAC
e. wetland bambu + mistas X RAC f. wetland bambu + branco X RAC
Figura 6.33 – Eficiência relativa de remoção de SSV para o sistema global – participação do wetland-
construído X participação do RAC
137
O valor médio da participação dos wetlands-construídos na eficiência do sistema de
tratamento foi de 28,3% para a remoção de SSV com base nos dados em
concentração. A participação mais relevante foi a do wetland-construído com leito de
brita e vegetado com plantas mistas que atingiu valor médio de 32,2% de participação
na eficiência de remoção de SSV, seguida pelo tanque com leito de brita e sem
vegetação com participação de 30,1%.
O comportamento apresentado pelos valores da concentração de SSV (Figura 6.33) foi
semelhante ao ocorrido para a concentração de SST, indicando que o material
constituinte do leito dos wetlands-construídos teve um papel importante e definitivo na
remoção física do material particulado de origem orgânica presente no efluente tratado
pelo RAC.
As variáveis sólidos em suspensão totais e sólidos em suspensão voláteis foram
submetidas à análise estatística de forma a verificar se existe relação estatisticamente
significativa entre o conjunto “meio suporte e vegetação” e as eficiências de remoção.
O conjunto de dados para as eficiências de remoção de sólidos em suspensão voláteis
foi analisado para verificar a consistência dos dados e alguns resultados considerados
como estatisticamente discrepantes foram retirados do conjunto para a realização dos
demais testes.
Submetendo-se o conjunto de dados restantes à análise ANOVA, tem-se a indicação
que 13% da variabilidade da eficiência relativa na remoção de SSV deve-se ao fator
“meio-suporte X vegetação”.
O modelo ajustado de regressão linear para o conjunto de valores de eficiências de
remoção de SSV, indica que apenas o meio-suporte exerce um papel importante na
eficiência de remoção com destaque para o leito de brita que causa um maior impacto
na redução de SSV no esgoto, tendo uma eficiência média relativa de cerca de 14,45
pontos percentuais maior que a obtida quando o meio suporte considerado é o bambu.
Quanto à vegetação, a incorporação de papiro ao sistema melhora a eficiência em
média 0,7 pontos percentuais enquanto que a incorporação das plantas mistas melhora
a eficiência em cerca de 1,4 pontos percentuais em relação à ausência de vegetação,
mas essas melhorias não são estatisticamente significativas. Ressalta-se que a análise
foi elaborada com dados referentes à concentração, não levando em conta a perda de
138
efluente ocasionada pela evapotranspiração das plantas, subestimando a eficiência dos
sistemas vegetados.
O conjunto de dados referentes a sólidos em suspensão totais também apresentou
alguns valores considerados estatisticamente discrepantes com o conjunto de dados.
Essas incongruências ocorridas em praticamente todos os conjuntos de dados
pesquisados não tiverem uma origem identificada, mas têm como principais hipóteses
para sua explicação a ocorrência de problemas durante as coletas como o carreamento
de sólidos depositados nas tubulações de coleta ou a interferência de fatores externos
ao sistema que fogem do conjunto de parâmetros analisados ou ainda a variação de
parâmetros de controle do sistema que não foram detectados durante a amostragem
como uma variação brusca na qualidade do esgoto bruto ou variação involuntária no
TDH do sistema.
Pelo método de análise de variância ANOVA, o conjunto de dados analisados para a
eficiência de remoção de SST indica que ocorre a relação entre a combinação “meio
suporte X vegetação” e eficiência relativa à remoção dos sólidos do composto com
relevância aproximada de 10% de toda a variabilidade da eficiência encontrada.
O modelo de regressão para os dados de eficiência quanto à remoção de SST indica
que, novamente, apenas o meio-suporte contribui na explicação da eficiência de
remoção do parâmetro SST. A presença do meio suporte brita aumenta a eficiência de
remoção de SST em aproximadamente 11,9 pontos percentuais, em média, quando
comparado com o leito de bambu e essa diferença pode ser estatisticamente
considerada com 95% de confiança.
A presença de vegetação não altera com significância estatística a eficiência de
remoção de SST, embora a adição de papiro incrementa a eficiência do meio suporte
brita enquanto que a adição de plantas mistas tende a diminuir sua eficiência, mas
esses efeitos não são estatisticamente significativos. Para o leito de bambu a presença
do papiro também apresenta uma tendência em melhorar a eficiência na redução de
SSV, porém, assim como para o leito de brita, essa melhoria não é estatisticamente
relevante.
139
6.4.5 Cor e turbidez
As variáveis cor e turbidez estão diretamente ligadas à percepção de “limpeza” que um
usuário tem da água, muitas vezes tornando-se fator fundamental na aceitação do
sistema de tratamento embora não retrate especificamente a qualidade e segurança
sanitária da água.
A avaliação das variáveis cor e turbidez foi realizada somente para o esgoto efluente ao
sistema de pós-tratamento com amostragem na saída de cada um dos wetlands-
construídos, portanto não serão apresentados resultados de eficiência na remoção
desses parâmetros, mas os valores de concentração encontrados em cada ponto
analisado.
Os resultados obtidos quanto à cor aparente do efluente ao sistema de pós-tratamento
pode ser observado nas Figuras 6.34 e 6.35.
cor aparente
0
100
200
300
400
500
600
173
182
192
209
218
232
24
4
253
265
276
3
03
357
366
387
397
406
415
43
2
443
453
tempo
mgPt.L-1
brita + papiro brita + mistas brita + branco bambu + mistas bambu + papiro bambu + branco
Figura 6.34 – Cor aparente ao longo do tempo para o efluente do sistema de pós-tratamento de esgotos
140
Cor aparente
0
100
200
300
400
500
600
brita +
papiro
brita +
mistas
brita +
branco
bambu +
mistas
bambu +
papiro
bambu +
branco
mg Pt.L
-1
3° quartil
máximo
média
mínimo
1° quartil
Figura 6.35 – Cor aparente para o efluente do sistema de pós-tratamento de esgotos
Ocorreu uma variação intensa nos valores dos resultados obtidos para todas os
wetlands-construídos, com resultados significativamente melhores obtidos para os
tanques com leito de brita ao longo de todo o tempo de verificação, com destaque para
o tanque não vegetado (branco).
Os tanques com leito de bambu produziram durante os primeiros meses de operação
efluente com coloração amarelada bastante acentuada, possivelmente advinda da
dissolução de compostos presentes nos anéis de bambu utilizados. A hipótese é
reforçada pelo fato de o bambu utilizado ainda estar verde. A utilização de bambu verde
foi decorrente da necessidade de cumprimento de prazos pré-estabelecidos junto ao
PROSAB (Programa de Pesquisa em Saneamento Básico), programa onde esta
pesquisa foi parte integrante. Para futuras aplicações recomenda-se fortemente a
utilização de bambu seco, a forma mais adequada para prevenir possíveis
interferências indesejáveis.
Além da coloração, o efluente dos wetlands-construídos que contavam com leito de
bambu apresentou a formação de espuma esbranquiçada junto ao dispositivo de saída
quando o efluente passava por uma pequena queda e conseqüente aeração, outro sinal
qualitativo da presença de compostos solúveis, não presentes no afluente, incorporados
pela presença dos anéis de bambu verde.
141
Os valores médios, máximos e mínimos obtidos para a variável cor aparente podem ser
verificados na Tabela 6.9.
Tabela 6.9 – Valores de cor aparente obtidos para o sistema de pós-tratamento.
Cor aparente (mgPt.L
-1
)
Wetland-construído
Máximo
Média
±
desivo
Mínimo
Brita + papiro
520
242 ±120
56
Brita + mistas
428
201 ± 78
80
Brita + branco
455
159 ± 92
54
Bambu + papiro
520
404 ± 86
254
Bambu + mistas
520
415 ± 86
206
Bambu + branco
520
385 ± 88
219
Os valores apresentados identificam claramente a influência do meio suporte na
eficiência da obtenção de valores baixos de cor para o efluente tratado no sistema,
neste caso, como comentado anteriormente, o meio suporte bambu, que foi utilizado
ainda verde, apresentou a dissolução de substâncias no efluente colaborando para o
aumento de sua cor. A diferença entre a coloração dos efluentes pode ser visualizada
na Figura 6.36.
Figura 6.36 – Efluente dos wetlands-construídos com leito de bambu e brita em 06/10/2005
leito de bambu
leito de brita
142
A presença de vegetação também contribui para o aumento da cor em valores médios,
constatação que pode ser feita comparando-se os valores médios para os tanques
vegetados em relação aos tanques sem vegetação (branco).
A contribuição da vegetação quanto aos valores de cor mais altos em relação aos
tanques não vegetados conta com duas hipóteses explicativas distintas, uma
relacionada à própria presença da vegetação no tanque já que parte dessa vegetação
como folhas ou pedaços de raízes podem entrar em processo de decomposição e
produção de ácidos húmicos e fúlvicos que conferem coloração às águas. A outra
hipótese estaria relacionada ao efeito da evapotranspiração e conseqüente redução na
quantidade de água no esgoto, tornando-o mais concentrado em compostos que
poderiam fornecer cor à água. Ambas as hipóteses podem ter atuação simultânea no
sistema e devem ser mais exploradas em outros experimentos para sua confirmação ou
rejeição.
Para a avaliação da contribuição quanto ao efeito da vegetação no parâmetro cor,
sugere-se a elaboração de um experimento em condições controladas onde a parte
aérea da vegetação fique permanentemente isolada do leito por meio de uma tela,
impedindo que folhas mortas se desfaçam junto ao leito, dessa forma permitindo avaliar
o efeito da parte subterrânea das plantas no tocante a esse parâmetro. Pode-se
também utilizar um wetland-construído em escala laboratorial com meio suporte de
esferas de vidro ou gel para que a visualização do sistema radicular permita a
identificação dos processos envolvidos. Experimentos laboratoriais também são mais
facilmente controláveis quanto à quantidade de água perdida pelo sistema
possibilitando um refinamento na qualidade das respostas obtidas.
Os resultados encontrados para a turbidez levam à conclusões semelhantes às obtidas
para a cor aparente, ou seja, houve uma influência significativa quanto ao tipo de meio
suporte utilizado na obtenção dos resultados, com destaque para os tanques
preenchidos com brita.
Os resultados quanto à vegetação mostraram-se ambíguos para os casos estudados.
Em termos médios para os wetlands-construídos preenchidas com leito de bambu, a
presença e o tipo de vegetação alteraram pouco os resultados, enquanto que para os
wetlands-construídos que contavam com leito de brita a presença e o tipo de vegetação
tiveram grande influência nos resultados como pode ser visto na Figura 6.37.
143
Turbidez
0
20
40
60
80
100
120
140
brita +
papiro
brita +
mistas
brita +
branco
bambu +
mistas
bambu +
papiro
bambu +
branco
UT
3° quartil
máximo
média
mínimo
1° quartil
Figura 6.37 – Turbidez para o efluente do sistema de pós-tratamento de esgotos
Para os tanques com leito de brita os melhores resultados quanto à turbidez foram para
aquele não vegetado, as hipóteses para explicar tal fato são as mesmas levantadas
para o parâmetro cor aparente.
A remoção de turbidez do esgoto, assim como a retenção de sólidos, embora tenha um
componente advindo da atuação biológica, pode ser relacionado à capacidade física de
filtração do leito empregado. Essa capacidade está relacionada ao índice de vazios (ou
porosidade) do leito, quanto menor o índice de vazios, melhor será a retenção de
sólidos e conseqüentemente, menor a turbidez da água. O índice de vazios do leito de
bambu é bastante superior àquele encontrado para o leito de britas, com maiores
espaços vazios a capacidade filtrante do leito é menor. Essa diferença pode ser
significativa a ponto de a presença ou não de vegetação no leito de bambu não ser
capaz de interferir nos resultados. Além dessa hipótese ainda deve ser ressaltada a
utilização de bambu verde como leito, ainda não estável suficiente para ser considerado
um meio inerte.
Os valores médios, máximos e mínimos obtidos para a turbidez podem ser verificados
na Tabela 6.10.
144
Tabela 6.10 – Valores de turbidez obtidos para o sistema de pós-tratamento.
Turbidez (UNT)
Wetlands-
construídos
Máximo
Média
±
desvio
Mínimo
Brita + papiro
71,5 27,5
±
18,7 2,3
Brita + mistas
45,9 19,0
±
12,5 2,1
Brita + branco
54,2 12,5
±
12,4 1,3
Bambu + papiro
104,0 47,1
±
17,3 9,0
Bambu + mistas
97,4 48,1
±
17,8 5,3
Bambu + branco
125,0 45,3
±
19,6 7,2
Os valores de turbidez junto à entrada do sistema de wetlands-construídos foram
obtidos para um pequeno conjunto de amostras, desta forma, uma estimativa sem
significância estatística relevante pode ser obtida. O intervalo de tempo no qual ocorreu
o acompanhamento da turbidez junto à entrada dos tanques foi de 15 a 19 de agosto de
2005. Para as amostras coletadas os valores médios de turbidez são organizados na
Tabela 6.11.
Tabela 6.11 – Valores de turbidez obtidos para o sistema de pós-tratamento entre 15 e
19 de agosto de 2005.
Turbidez (UNT) – 15 a 19 de agosto de 2005
Wetlands-
construídos
Máximo
Média
±
desvio
Mínimo Eficiência* (%)
Entrada das wetlands
31,9 26,0
±
7,9 17,0
Brita + papiro
11,8 9,1
±
2,8 6,3 62,6
±
15,9
Brita + mistas
3,4 3,0
±
0,4 2,7 87,8
±
3,5
Brita + branco
2,0 1,7
±
0,4 1,3 93,3
±
0,8
Bambu + papiro
65,0 55,1
±
13,3 40,0 -136,4
±
128,9
Bambu + mistas
90 82,3
±
9,3 71,9 -249,3
±
159,6
Bambu + branco
não avaliado
* sem significância estatística
145
Os valores obtidos para uma pequena amostra no intervalo de tempo pesquisado
refletem o melhor desempenho quanto a eficiência de remoção de turbidez para os
wetlands-construídos com leito de brita. Enquanto para os tanques com leito de brita
ocorreu a redução nos valores de turbidez com relação ao encontrado na entrada, nos
tanques com leito de bambu ocorreu o inverso denotando a piora na qualidade do
efluente para o limitado universo amostral considerado. Não obstante em ser um
resultado conclusivo e estatisticamente significante, o fato confirma as observações
realizadas a partir do conjunto completo dos dados quando à importância do meio
suporte na obtenção de valores baixos de turbidez para as condições impostas ao
sistema pela presente pesquisa.
Quanto à vegetação, ressalta-se que as análises não levaram em conta a variação na
vazão da saída ocasionada pela perda de água do sistema por evapotranspiração e
incorporação. A utilização de TDH maiores ou mudança do tipo de leito utilizado podem
interferir significativamente nos resultados obtidos.
6.4.6 Oxigênio dissolvido
Uma das grandes preocupações quanto ao uso de reatores anaeróbios para o
tratamento de efluentes é a ausência de oxigênio dissolvido no esgoto tratado, exigindo
sua aeração antes do lançamento final.
A capacidade da vegetação presente nos wetlands-construídos em auxiliar nessa
aeração ainda é bastante discutida no meio acadêmico, sem a ocorrência de um
consenso.
Para o sistema de wetlands-construídos empregado no presente estudo, os dados
referentes às concentrações de oxigênio dissolvido podem ser observados na Tabela
6.12.
A representação gráfica dos valores obtidos durante todo o tempo de acompanhamento
do sistema podem ser observadas na Figura 6.38.
Os valores extremos obtidos para a concentração de oxigênio dissolvido nos efluentes
das diversas unidades do sistema de pós-tratamento aconteceram para o wetland-
146
construído com leito de brita e sem vegetação, com uma ocorrência de oxigênio
próximo a zero e outra de 7,1 mg.L
-1
.
Tabela 6.12 – Valores de concentrações de oxigênio dissolvido nos efluentes das
diversas unidades do sistema de pós-tratamento.
Wetlands-construídos – Oxigênio Dissolvido (mg O
2
.L
-1
)
Brita Bambu
Valores
papiro mistas branco papiro mistas branco
Média
3,3 2,5 2,7 1,8 1,8 1,4
Desvio
1,3 1,3 1,5 0,9 0,8 0,8
oxigênio dissolvido
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
brita +
papiro
brita +
mistas
brita +
branco
bambu +
papiro
bambu +
mistas
bambu +
branco
tempo
mg.L
-1
3° quartil
máximo
média
mínimo
1° quartil
Figura 6.38 – Concentração de oxigênio dissolvido para os efluentes das diversas unidades do sistema
de pós-tratamento de esgotos
Os resultados obtidos indicam que existe influência do conjunto “meio suporte X
vegetação” na obtenção de concentrações maiores de oxigênio, com destaque para os
tanques com leito de brita onde os valores alcançados foram, em média 40% superiores
àqueles encontrados para os tanques com leito de bambu.
147
Observando-se somente os tanques com leito de bambu, existe a indicação que a
presença de vegetação auxilia a melhoria da taxa de oxigenação do sistema, embora
esse aumento seja pequeno. Já a observação dos wetlands-construídos com leito de
brita os resultados médios mostram-se inconclusivos a respeito da importância da
vegetação já que os valores médios obtidos para o leito não vegetado superam aqueles
obtidos para o leito vegetado com plantas mistas, embora o leito vegetado com papiro
ultrapasse significativamente os resultados médios alcançados para todos os demais.
Parte da concentração de oxigênio encontrada nas amostras pode ser devida ao
sistema de distribuição e aos dispositivos de entrada do esgoto nos wetlands-
construídos. O sistema de distribuição recebia o esgoto tratado pelo reator
compartimentado em um conjunto de reservatórios para que seja distribuído entre todo
o sistema de wetlands-construídos em operação no campus experimental da
FEAGRI/Unicamp. Assim que o esgoto chegava aos tanques, sofria uma pequena
queda de alguns centímetros no interior do tanque possibilitando uma pequena
aeração. Ação semelhante ocorre no sistema de alimentação das wetlands previamente
descrito no capítulo 5.
6.4.7 pH, condutividade, alcalinidade e ácidos orgânicos
O esgoto produzido na Faculdade de Engenharia Agrícola da Unicamp tem algumas
características diferentes dos esgotos domésticos tradicionais, dentre elas o pH que,
em relação aos valores médios, situa-se em condição mais alcalina que o esperado
para um esgoto doméstico.
Os valores de pH para o sistema de tratamento global de tratamento de efluentes, com
raras exceções, manteve-se acima de 7,0 por todo o tempo de acompanhamento do
sistema. O valor mínimo registrado foi de 6,11 em 06 de março de 2006 e aconteceu no
wetland-construído vegetado com papiro em leito de brita.
Os valores obtidos para o pH podem ser visualizados na Figura 6.39.
148
Valores de pH
6,00
6,50
7,00
7,50
8,00
8,50
9,00
9,50
bruto RAC brita +
papiro
brita +
mistas
brita +
branco
bambu +
papiro
bambu +
mistas
bambu +
branco
pH
3° quartil
máximo
média
mínimo
1° quartil
Figura 6.39 – Valores de pH para o sistema global de tratamento de efluentes
O leito de brita pode ser considerado como praticamente inerte quanto a alterações nos
valores de pH, fato confirmado pela comparação entre os valores obtidos para o
efluente ao RAC e a saída do wetland-construído com leito de brita e não vegetado,
mantidos, em valores médios, praticamente idênticos.
Os wetlands-construídos com leito de brita e vegetados tiveram valores médios
ligeiramente mais neutros que os encontrados para o leito não vegetado, indicando que
a vegetação exerce um papel na redução do pH.
Os valores médios mais próximos ao pH neutro foram registrados para ambos os
tanques vegetados com papiro, embora toda a linha de tanques com leito de bambu
tenha apresentado também valores médios ligeiramente mais neutros que os demais
denotando que o bambu, da forma que foi utilizado não pode ser encarado como um
meio-suporte inerte, tendo ação na mudança nos valores de pH.
O comportamento dos wetlands-construídos em relação ao efluente do RAC quanto ao
pH para os últimos 250 dias de acompanhamento pode ser verificado na Figura 6.40.
149
Valores de pH - wetlands com leito de brita
6,0
6,5
7,0
7,5
8,0
8,5
9,0
209 225 245 273 306 359 371 399 413 432 448 469
pH
RAC brita + papiro brita + mistas brita + branco
Valores de pH - wetlands com leito de bambu
6,0
6,5
7,0
7,5
8,0
8,5
9,0
209 225 245 273 306 359 371 399 413 432 448 469
pH
RAC bambu + mistas bambu + papiro bambu + branco
Figura 6.40 – Comportamento do pH para o sistema global de tratamento de efluentes
A análise dos dados referentes ao valor de pH revelou que existe uma relação forte
entre as combinações “meio suporte X vegetação” e os valores de pH obtidos e essa
relação é responsável por explicar aproximadamente 39% de toda a variabilidade
relativa ao pH.
A partir de um modelo de regressão ajustado aos dados, após descarte de dados
estatisticamente discrepantes, verifica-se que a ausência de vegetação aumenta, em
média, cerca de 0,25 os valores do pH enquanto que, quando vegetados com papiro
ocorre a redução, em média, de cerca de 0,38 para os valores absolutos de pH,
aproximando-os do valor neutro, indicando que para o pH tanto o leito quanto a
vegetação têm influencia significativa nos resultados.
Quanto aos tanques vegetados com plantas mistas, ocorreu a redução do valor de pH
em cerca de 0,08, em média, em direção à neutralidade, mas esse resultado não é
estatisticamente significativo.
No caso de sistemas de wetlands-construídos a interferência do pH na vegetação é
similar àquela que ocorre em sistemas de cultura hidropônica, em especial quando da
utilização de meio suporte bastante poroso, já que o que ocorre é o crescimento das
plantas em uma solução nutritiva de esgoto.
Valores de pH menores que 4,0 ou acima de 9,0 afetam o crescimento radicular já que
existe uma ação direta dos íons H
+
ou OH
-
sobre as membranas das células das raízes.
Baixos valores de pH acarretam interferência na integridade e permeabilidade das
membranas celulares retardando o crescimento das raízes, permitindo a perda de
nutrientes já absorvidos e dificultando o crescimento satisfatório. Já para valores
elevados de pH, há evidências de alteração na estrutura de vacúolos e paredes
150
celulares e da alteração na solubilidade de nutrientes como a precipitação de cálcio,
fósforo, ferro e manganês (ANDRADE NETO et al, 2002).
Para sistemas de tratamento que utilizam o processo anaeróbio, além do pH, a
alcalinidade é um parâmetro de controle de grande importância ao sistema já que é
responsável pela estabilidade do metabolismo anaeróbio frente às quedas de pH
provocadas pela geração dos ácidos orgânicos, compostos intermediários formados no
processo. O acompanhamento da alcalinidade também foi feito para o sistema de pós-
tratamento conforme ilustrado na Figura 6.41.
Alcalinidade
0
100
200
300
400
500
600
700
bruto RAC brita +
papiro
brita +
mistas
brita +
branco
bambu +
papiro
bambu +
mistas
bambu +
branco
mgCaCO
3
.L
-1
3° quartil
máximo
média
mínimo
1° quartil
Figura 6.41 – Valores de alcalinidade para o sistema global de tratamento de efluentes
Não foi encontrada variação significativa dos valores de alcalinidade em relação
àqueles obtidos para o esgoto tratado pelo reator compartimentado anaeróbio. A
comparação entre os wetlands-construídos mostra uma pequena variação, em termos
médios, ocorrida entre os tanques sem interferência significativa quanto ao tipo de meio
suporte ou vegetação utilizado.
Os valores médios obtidos para o sistema de tratamento global podem ser verificados
na Tabela 6.13.
151
Tabela 6.13 – Valores de alcalinidade nos diversos efluentes coletados ao longo do
sistema de tratamento.
Alcalinidade (mg CaCO
3
.L
-1
)
Brita Bambu
Valores
bruto RAC
papiro mistas branco papiro mistas branco
Média
197 312 276 290 289 320 326 315
Desvio
68 107 93 89 99 99 109 105
Assim como para alcalinidade, para os valores obtidos quanto à concentração de ácidos
orgânicos também não ocorreu resposta diferenciada, em valores médios, para o
comportamento dos wetlands-construídos com relação ao tipo de vegetação ou meio
suporte utilizado, não apresentando diferença estatística quando comparados pelo
teste-t para médias (α = 0,05).
Quando o mesmo tipo de comparação é realizado entre o afluente e o efluente de cada
um dos wetlands-construídos percebe-se a existência de diferença estatisticamente
significativa entre as médias indicando que os wetlands-construídos removem parcela
dos ácidos gerados no reator compartimentado.
Os dados encontrados para os ácidos orgânicos podem ser visualizados na Figura 6.42.
Já na Tabela 6.14 são apresentados os resultados médios das eficiências no consumo
de ácidos orgânicos pelo sistema de pós-tratamento.
Apesar dos valores de concentração de saída serem considerados estatisticamente
idênticos, os valores de eficiência se mostraram com alguma variação quando às
médias são comparadas, com ligeira vantagem para o sistema com leito de brita e para
os sistemas vegetados em relação ao sistema não vegetado quando comparado o
mesmo tipo de leito.
152
Ácidos orgânicos
0
50
100
150
200
250
300
bruto RAC brita +
papiro
brita +
mistas
brita +
branco
bambu +
papiro
bambu +
mistas
bambu +
branco
mg.L
-1
3° quartil
máximo
média
mínimo
1° quartil
Figura 6.42 – Concentração de ácidos orgânicos nos efluentes coletados no sistema global de tratamento
Tabela 6.14 – Eficiência de remoção de ácidos orgânicos, em termos de concentração,
para os efluentes das unidades do sistema de pós-tratamento.
Eficiência de remoção (%)
Brita Bambu
Valores
papiro mistas Branco papiro mistas branco
Média
25 23 13 11 13 3
Desvio
27 38 27 31 34 54
O teste-t para comparação das médias a partir das eficiências de remoção quando
aplicado aos valores de eficiência também indica que as médias de todos os resultados
podem ser consideradas estatisticamente não diferentes (α = 0,05) apesar das
variações aparentes.
153
Assim como para os ácidos orgânicos, os valores de condutividade não são
significativamente afetados pela ação dos wetlands-construídos. Os valores obtidos
para a condutividade das águas nos pontos de amostragem podem ser visualizados na
Figura 6.43.
condutividade
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
bruto RAC brita +
papiro
brita +
mistas
brita +
branco
bambu +
mistas
bambu +
papiro
bambu +
branco
Condutividade ( S.cm
-1
)
3° quartil
máximo
média
mínimo
1° quartil
Figura 6.43 – Valores de condutividade verificados nos pontos de amostragem
Os valores das médias e os desvios-padrão para a condutividade podem ser
observados na tabela 6.15.
Submetidos a testes estatísticos de comparação de médias (teste-t com α = 5%), os
valores encontrados para a saída do sistema são considerados estatisticamente
idênticos àqueles do afluente ao sistema de tratamento para todos os tanques
vegetados com exceção do wetland-construído com leito de brita e vegetado com
papiro. Os tanques não vegetados também proporcionam variação nos valores de
condutividade estatisticamente significantes.
154
Tabela 6.15 – valores médios de condutividade nos pontos de amostragem
Condutividade (μS.cm
-1
)
Brita Bambu
Valores
Esgoto
bruto
RAC
papiro mistas branco papiro mistas branco
Média
482 659 561 630 576 629 632 601
Desvio
99 144 125 103 104 104 122 115
Máximo
777 901 799 822 813 851 907 854
Mínimo
253 245 295 303 361 359 343 341
No caso do wetland-construído com leito de brita e vegetado com papiro a variação
média na condutividade proporcionada pelo sistema foi de 10,7% sob a forma de
redução nos valores de entrada. Já para os tanques não vegetados, houve uma
redução média nos valores de condutividade de 6,5% para o tanque de brita com
relação ao esgoto afluente e um aumento médio de 2,8% nos valores de condutividade
para o tanque com leito de bambu.
A condutividade elétrica é diretamente proporcional à quantidade de sais que uma
solução contém e possui reflexos diretos na capacidade de crescimento da vegetação
especialmente quando solo é utilizado como leito para sistema de wetlands-construídos
ou quando a água tratada é utilizada para irrigação já que os sais contidos no esgoto
podem se acumular no solo.
Os dados indicam que a influência do fenômeno da evapotranspiração não alterou
significativamente a concentração de sais no efluente tratado pelos wetlands-
construídos nas suas várias configurações. Isso pode parecer um resultado não
concordante com o esperado, ou seja, o processo de evapotranspiração diminuiria a
volume de água e conseqüentemente aumentaria a concentração de sais e por
conseqüência a condutividade. Também a mineralização dos compostos orgânicos
presentes no esgoto seria um fator contribuinte para este aumento. Contudo o não
aumento significativo da condutividade tem como uma das prováveis causas a
absorção/utilização de cátions e ânions pela vegetação durante sua atividades
metabólicas, como por exemplo o fosfato, íon amônio, e precipitação de sais de fosfato.
155
As concentrações ideais e os limites de salinidade, e conseqüentemente de
condutividade, permitidos para o esgoto tratado dependem do tipo de vegetação
utilizado no sistema de tratamento ou na cultura irrigada já que a tolerância às
concentrações salinas varia consideravelmente de espécie para espécie e a capacidade
de retenção de sais também é função do tipo de solo irrigado.
6.4.8 Nutrientes
São diversas as configurações possíveis de sistemas de wetlands-construídos, como
ressaltado no item 4, cada qual projetada para trabalhar em condições diversas e com
objetivos parcialmente distintos. Algumas configurações são submetidas a regimes
predominantemente aeróbios, outras a regimes anaeróbios ou anóxicos. O processo
predominante tem influência direta no tipo de composto mais facilmente removido.
Existem formas adequadas de projeto do sistema de wetlands-construídos quando o
objetivo principal é, por exemplo, a remoção de nutrientes, especialmente os compostos
nitrogenados, com a utilização da seqüência de processos anaeróbio, aeróbio e
anóxico.
Os processos envolvidos no tratamento de efluentes por wetlands-construídos de fluxo
vertical são predominantemente aeróbios, característica devida, principalmente, à
aplicação de esgoto de forma intermitente proporcionando a cada ciclo de
esvaziamento do leito o contato de ar atmosférico com os microrganismos presentes no
leito. Já os wetlands-construídos de fluxo horizontal, o fluxo contínuo e a saturação
permanente do leito dificultam a penetração de ar atmosférico nos interstícios do meio
suporte, embora uma porção de oxigênio possa ser transferida ao meio líquido pelas
raízes das plantas.
Para a remoção específica de fósforo, o tipo de vegetação e a composição química do
material suporte podem ter interferência significativa. Os processos de remoção incluem
a precipitação química, a adsorção, a assimilação pelos vegetais e biofilme. Além disso
o fósforo solúvel é facilmente absorvido pelos sistemas radiculares da vegetação, em
contrapartida, a fração pouco solúvel pode associar-se ao ferro, ao alumínio e ao cálcio,
dificultando sua assimilação pelas plantas e pelos microrganismos. (SOUZA et al 2004)
Os resultados obtidos para as concentrações de fósforo ao longo do sistema de
tratamento utilizado podem ser visualizados na Tabela 6.16.
156
Tabela 6.16 – Concentração média de fósforo observada ao longo do sistema de
tratamento.
Fósforo total (mg.L
-1
)
Brita Bambu
bruto RAC
papiro mistas branco papiro mistas branco
Média
7,4 7,5 5,7 7,3 7,3 7,0 7,0 7,5
Desvio
2,4 2,6 2,9 2,0 1,7 1,5 1,5 1,9
Realizando-se comparação de médias por teste-t (α = 0,05) entre as concentrações de
fósforo total para a entrada e as saídas dos diversos wetlands-construídos, verifica-se
que o tanque com meio-suporte de brita e vegetado com papiro é o único onde as
médias de entrada e saída não podem ser estatisticamente consideradas idênticas.
Fato que indica a capacidade real do conjunto “brita x papiro” na remoção de fósforo do
esgoto.
Uma melhor análise pode ser efetuada observando-se a Figura 6.44 onde são
apresentados os valores referentes à remoção de fósforo, em concentração, para os
wetlands-construídos.
Fósforo: eficiência de remoção
-40
-20
0
20
40
60
80
100
brita +
papiro
brita +
mistas
brita branco bambu +
mistas
bambu+
papiro
bambu +
branco
%
3° quartil
máximo
média
mínimo
1° quartil
Figura 6.44 – Eficiência de remoção de fósforo total nas unidades do sistema de pós-tratamento de
efluentes
157
Aplicando-se o teste ANOVA aos dados referentes à remoção de fósforo total, em
concentração, para os wetlands-construídos verifica-se a indicação que existe uma
relação entre as combinações “meio-suporte X vegetação” e a eficiência relativa de
remoção de fósforo. Essa relação é responsável por aproximadamente 23% de toda a
variabilidade da eficiência ocorrida.
Fazendo-se uma análise de regressão, o modelo ajustado indica que apenas a
presença do papiro exerce um papel importante na eficiência de remoção de fósforo,
cerca de 12,37 pontos percentuais, em média, na eficiência de remoção. A utilização
das plantas mistas melhora a eficiência, em média, em 3,3 pontos percentuais, mas
esse valor não é estatisticamente significativo.
Analisando-se a contribuição do meio-suporte, a utilização de brita causa algum
impacto na redução do fósforo no esgoto tendo uma eficiência relativa de cerca de
7,9%, em média, quando comparado ao uso do bambu, mas este incremento não é
considerado estatisticamente significante.
Os valores encontrados para cada um dos wetlands-construídos para a remoção de
fósforo, em concentração, são apresentados na Tabela 6.17.
Tabela 6.17 – Eficiência de remoção de fósforo total, em termos de concentração, para
o sistema de pós-tratamento.
Eficiência de remoção (%)
Brita Bambu
Valor
papiro mistas branco papiro mistas branco
Média
27,7 7,9 5,1 8,3 5,6 3,4
Desvio
30,4 12,8 12,0 13,3 11,4 16,1
Máximo 87,1 42,5 30,8 36,0 31,8 32,0
Mínimo -4,4 -6,8 -14,3 -8,7 -9,6 -22,8
A verificação das médias deixa claro que a melhor eficiência para a remoção de fósforo
total acontece no wetland-construído de leito de brita e vegetado com papiro,
158
confirmando a interferência do conjunto “meio-suporte X vegetação” no comportamento
do sistema.
Ressalta-se que a análise foi realizada tendo como base os dados referentes às
concentrações de fósforo no efluente, não levando em conta a perda de água pelo
sistema vegetado o que subestima a real eficiência do sistema quanto a capacidade de
remoção dos compostos de interesse.
Além do fósforo, os compostos nitrogenados situam-se entre os nutrientes mais
importantes para o crescimento e desenvolvimento de vegetais sendo requeridos em
quantidades superiores àquelas exigidas para os demais nutrientes e, de forma análoga
ao fósforo, a remoção de compostos nitrogenados dos esgotos é uma dificuldade
adicional a ser enfrentada pelos sistemas de tratamento de efluentes.
O nitrogênio que provém dos esgotos, assim como o fósforo, apesar de considerados
grandes problemas, podem também ser considerados os compostos que mais
facilmente agregarão valor ás águas residuárias. Sob a visão do saneamento ecológico,
esses compostos são facilmente disponíveis para as plantas, especialmente o nitrato e
o nitrogênio amoniacal que, aliado às diminutas reservas de fósforo mineral existentes
no mundo, podem ser explorados como fertilizante desde que tomados alguns cuidados
quanto à segurança sanitária das culturas aos quais serão destinados. A irrigação com
esgotos tratados e o aproveitamento dos nutrientes tanto do esgoto tratado como da
urina humana pré-tratada é uma realidade crescente no meio acadêmico que deve
vencer alguns paradigmas culturais para que seja largamente difundida e utilizada como
prática agrícola. A remoção de grandes quantidades de nutrientes do esgoto pode não
ser interessante quando o objetivo do tratamento é o reúso agrícola.
Eficiências de remoção de nitrogênio acima de 85% podem ser alcançadas pela
utilização de sistemas de pós-tratamento por reatores tipo wetland-construído de fluxo
vertical (KANTAWANICHKUL et al., 1999), bastante superiores àquelas alcançadas
quando da utilização de wetlands-construídos de fluxo horizontal, 30% a 50% segundo
Laber et al. (1997). Como mencionado anteriormente, quando se deseja a remoção de
compostos nitrogenados do esgoto pelo sistema de wetlands-construídos deve-se
lançar mão da elaboração de projeto específico a esse fim, considerando regiões com
processos anaeróbios seguidas de regiões com processos anóxicos. A máxima
eficiência de remoção de N, portanto, poderá ser atingida em sistemas mistos ou
159
compostos, onde o sistema de fluxo vertical pode ser utilizado para a nitrificação e o de
fluxo horizontal para a desnitrificação.
A remoção de nutrientes não foi o alvo principal do sistema utilizado para o presente
trabalho, um sistema de wetlands-construídos com escoamento horizontal
subsuperficial com predominância de áreas anaeróbias e anóxicas por concepção.
Além disso, os reduzidos TDH utilizados no presente trabalho dificultam o processo de
remoção de compostos nitrogenados.
Os resultados obtidos para o nitrogênio orgânico podem ser observados na Tabela
6.18.
Tabela 6.18 – Concentração de nitrogênio orgânico observada nas amostras coletadas
ao longo do sistema de tratamento.
Nitrogênio orgânico (mg.L
-1
)
Brita Bambu
Valor
bruto RAC
papiro mistas branco papiro mistas branco
Média
7,0 4,8 4,3 4,2 2,8 4,5 4,6 2,4
Desvio
4,4 5,3 4,2 4,7 2,7 7,4 6,8 1,8
Apesar dos resultados médios indicarem melhor eficiência para os tanques não
vegetados, a verificação estatística realizada a partir do teste-t (α = 0,05) para as
médias, comparando o valor da concentração de entrada ao valor da concentração da
saída indica que não existe diferença estatisticamente significativa entre os resultados.
Como os resultados são baseados nas concentrações, o fato dos tanques não
vegetados apresentarem resultados menores para o nitrogênio pode ser advindo da
diferentes taxas de perda de água por evaporação e evapotranspiração entre os
tanques. Ressalta-se que a vegetação nos tanques necessita de nutrientes para seu
desenvolvimento, e como a biomassa-vegetal gerada pelo sistema foi significativa,
acredita-se que em uma análise mais detalhada que venha a ser realizada para os
compostos de nitrogênio e fósforo em efluentes tratados por sistemas de wetlands-
construídos, as remoções sejam bastante significativas.
160
Para o nitrogênio orgânico, a variação na eficiência de remoção obtida para cada um
dos wetlands-construídos é ilustrada na Figura 6.45.
Nitrogênio orgânico - eficiência de remoção
-100
-80
-60
-40
-20
0
20
40
60
80
100
papiro +
brita
mistas +
brita
brita
branco
bambu +
mistas
bambu +
papiro
bambu
branco
%
3° quartil
máximo
média
mínimo
1° quartil
Figura 6.45 – Eficiência de remoção de nitrogênio orgânico nas unidades do sistema de pós-tratamento
de efluentes
Problemas analíticos ocorreram durante a execução de algumas das verificações
laboratoriais de nitrogênio orgânico o que torna os resultados frágeis devido a baixa
confiabilidade.
Os dados referentes ao nitrogênio amoniacal podem ser vistos na Tabela 6.19.
Tabela 6.19 – Concentração média de nitrogênio amoniacal observada ao longo do
sistema de tratamento.
Nitrogênio amoniacal (mg.L
-1
)
Brita Bambu
Valor
bruto RAC
papiro mistas branco papiro mistas branco
Média
48,1 101,1 85,4 100,7 90,9 107,3 116,0 105,9
Desvio
27,3 76,0 47,3 52,0 57,8 64,2 77,2 66,9
-400
161
Apesar dos dados médios contidos na Tabela 6.19 apresentarem diferenças aparentes,
a aplicação do teste-t (α = 0,05) aos dados de concentração de nitrogênio amoniacal no
esgoto afluente e efluente a cada um dos wetlands-construídos indicou que o sistema
de pós-tratamento não é estatisticamente efetivo na remoção desse composto para as
condições de trabalho impostas, já que as concentrações médias de entrada e saída
podem ser consideradas estatisticamente não diferentes. Ressalta-se que para esta
avaliação não foi levada em conta a perda de água por evapotranspiração.
A variação dos resultados obtidos para a eficiência de remoção de nitrogênio amoniacal
pode ser verificada na Figura 6.46.
nitrogênio amoniacal - eficiência de remoção
-60
-40
-20
0
20
40
60
80
100
papiro + brita mistas + brita brita + branco bambu +
mistas
bambu +
papiro
bambu +
branco
%
3° quartil
máximo
média
mínimo
1° quartil
Figura 6.46 – Remoção de nitrogênio amoniacal nas unidades do sistema de pós-tratamento de efluentes
Os resultados indicam que houve variação para todos os wetlands-construídos entre a
produção e o consumo de nitrogênio amoniacal ao longo do tempo, caracterizando, em
parte, um sistema instável quanto a esse parâmetro. Parte da variação encontrada é
reflexo das flutuações causadas pelo reator compartimentado e pela própria variação
das concentrações desse parâmetro no esgoto bruto que não pôde ser amortecida pelo
sistema de pós-tratamento.
Quando o sistema de tratamento é avaliado em seu conjunto verifica-se que existe a
produção de nitrogênio amoniacal no reator compartimentado e, como verificado pelo
teste-t, via de regra esse parâmetro não é significativamente afetado pelas wetlands e
162
quando da ocorrência de variação no sistema de pós-tratamento, como esperado, essa
variação é no sentido de consumo de nitrogênio amoniacal.
Apesar do resultado obtido pelo teste-t, a observação da Figura 6.46 indica melhores
resultados de remoção para os tanques com leito de brita em relação àqueles com leito
de bambu, e entre os tanques de brita destaca-se o vegetado com papiro e o tanque
sem vegetação.
Os resultados médios para a variação da concentração de nitrogênio amoniacal,
tomando como referência o esgoto bruto, são resumidos na Tabela 6.20
Tabela 6.20 – eficiência global de remoção de nitrogênio amoniacal ao longo do sistema
de tratamento a partir do esgoto bruto
Nitrogênio amoniacal (%)
Brita Bambu
Valor
RAC
papiro mistas branco papiro mistas branco
Média
-117,1 -82,7 -122,2 -81,2 -138,8 -148,8 -158,2
Desvio
104,2 66,3 97,5 62,4 99,1 118,9 112,5
Assim como o nitrogênio amoniacal, os resultados obtidos para nitrito acompanham a
tendência dos compostos nitrogenados já citados quando submetidos ao teste-t para
comparação de médias entre a entrada e a saída dos tanques, os resultados indicam
que as médias podem ser consideradas idênticas com grau de significância de 5%
embora exista uma variação considerável entre os valores obtidos como pode ser
visualizado na Figura 6.47.
163
Nitrito
0,0
1,0
2,0
3,0
4,0
5,0
6,0
7,0
8,0
RAC papiro +
brita
mistas +
brita
brita +
branco
bambu +
mistas
bambu +
papiro
bambu +
branco
mg.L
-1
3° quartil
máximo
média
mínimo
1° quartil
Figura 6.47 – Concentração de nitrito verificada nos pontos de amostragem
O valor médio da concentração de nitrito para o esgoto bruto pode ser observado na
Tabela 6.21.
Tabela 6.21 – Concentração média de nitrito nos pontos de amostragem
Nitrito (mg.L
-1
)
Brita Bambu
Valor
Esgoto
bruto
RAC
papiro mistas branco papiro mistas branco
Média
7,8 0,9 0,8 0,4 0,5 0,7 0,8 0,7
Desvio
8,2 1,7 0,7 0,2 0,4 0,7 0,6 0,7
A aplicação do teste ANOVA aos resultados referentes ao nitrito indica que não existe
uma relação entre as combinações de “meio-suporte X vegetação” e a eficiência relativa
de transformação do nitrito já que as diferentes combinações têm participação de
apenas 3% em toda a variabilidade da eficiência, o que é estatisticamente não
significante.
164
Os valores médios para a eficiência na remoção de nitrito tanto para o sistema global de
tratamento, quanto para o sistema de pós-tratamento analisado isoladamente podem
ser observados na Tabela 6.22.
Tabela 6.22 – Eficiência de remoção média de nitrito nos pontos de amostragem
considerando o sistema global de tratamento e o sistema de pós-tratamento isolado
Nitrito – eficiência de remoção (%)
Sistema completo
Brita Bambu
Valor
RAC
papiro mistas branco papiro mistas branco
Média
57,7 46,6 72,6 74,2 62,7 64,1 72,0
Desvio
50,8 94,5 37,9 53,8 73,7 66,7 70,1
Unidades de pós-tratamento
Brita Bambu
Valor
papiro mistas branco papiro mistas branco
Média
-89,5 -15,8 -27,3 -57,9 -79,2 -49,8
Desvio
183,8 73,2 158,9 144,2 147,2 141,7
A observação dos valores médios aparenta contradizer as informações obtidas pelo
cálculo estatístico, mas uma observação mais detalhada dos desvios-padrão obtidos
indica que o valor da média para esses casos pode ter uma relevância pequena quando
confrontada com o conjunto de dados obtidos e sua dispersão.
Finalizando a verificação para os compostos nitrogenados, os resultados obtidos para o
nitrato nos diversos pontos de acompanhamento do sistema estão agrupados na
Figura 6.48.
A verificação dos resultados de entrada e saída de cada um dos tanques pelo teste-t
(α = 0,05) para comparação de médias indicou que as médias de entrada e saída não
podem ser consideradas semelhantes para nenhum dos seis wetlands-construídos
testados, ou seja, ocorre diminuição da concentração de nitrato que pode ser
165
considerada estatisticamente válida para o número de amostras e sob as condições às
quais o sistema foi submetido ao longo de sua verificação.
Nitrato
0
1
2
3
4
5
6
7
bruto RAC papiro +
brita
mistas +
brita
brita +
branco
bambu +
mistas
bambu +
papiro
bambu +
branco
mg.L
-1
3° quartil
máximo
média
mínimo
1° quartil
Figura 6.48 – Concentração de nitrito verificada nos pontos de amostragem
Os valores de eficiência de remoção para o sistema de pós-tratamento são
apresentados na Tabela 6.23.
Tabela 6.23 – Eficiência de remoção de nitrato, em termos de concentração, para as
unidades do sistema de pós-tratamento.
Eficiência de remoção (%)
Brita Bambu
Valor
papiro mistas Branco papiro mistas branco
Média
21,1 29,5 38,5 17,3 31,1 13,0
Desvio
46,3 28,4 31,2 25,3 41,0 64,2
166
A verificação dos valores médios obtidos não é conclusiva quanto ao melhor sistema
para remoção de nitrato. Existe uma pequena vantagem para os wetlands-construídos
com leito de brita quando o conjunto é observado.
A aplicação do teste ANOVA aos resultados leva à conclusão que não existe uma
relação entre as combinações “meio-suporte X vegetação” e a eficiência de remoção de
nitrato sendo que apenas 4% de toda a variabilidade quanto à eficiência de remoção
pode ser relacionada à combinação “meio suporte X vegetação”, o que não é
estatisticamente significante.
O modelo de regressão para os dados indica que não ocorre interferência isolada nem
do meio suporte, nem da vegetação, na eficiência de remoção de nitrato o que indica
que a contribuição desses fatores na eficiência do sistema pode ser considerada
estatisticamente igual a zero.
Os resultados obtidos, principalmente para nutrientes, podem ter sofrido interferência de
fatores externos que não estavam sob o controle por se tratar de um sistema piloto
submetido à condições reais de uso. Parte dessa interferência pode ser advinda do tipo
de atividade desenvolvida nos laboratórios que contribuem para a formação do esgoto
coletado e encaminhado ao sistema. As atividades acadêmicas, de pesquisa e de
prestação de serviços desenvolvidas na FEAGRI envolvem diretamente o manejo de
espécies vegetais e seus produtos, incluindo a utilização de agroquímicos e fertilizantes
químicos e naturais. Parte desses fertilizantes e agroquímicos pode chegar às redes
coletoras de esgoto e interferir de forma significativa nos resultados obtidos no sistema
de tratamento inviabilizando uma conclusão mais apurada sobre o comportamento dos
wetlands-construídos quanto à remoção de nutrientes.
6.4.9 Grupo coliforme
A capacidade de remoção de microrganismos do sistema de pós-tratamento foi
baseada na verificação dos indicadores: coliformes totais e coliformes termotolerantes.
Devido a dificuldades laboratoriais, a investigação de coliformes para o sistema de pós-
tratamento foi realizada com freqüência esporádica, e conta com um número reduzido
de amostras válidas o que dificulta a extrapolação dos valores à realidade do sistema
em operação.
167
Assim como ocorre para nutrientes, um wetland-construído pode ter seu projeto
realizado especificamente para a melhor remoção de coliformes, isso acontece,
segundo a literatura, quando do uso de sistemas de fluxo horizontal superficial,
tomando proveito da ação da luz do sol para a desinfecção.
O resultado médio obtido tanto para a remoção de coliformes totais quanto para a
remoção de coliformes termotolerantes foi de cerca de 1 log de decaimento, valor
abaixo do esperado.
Os valores obtidos para coliformes totais são apresentados na Figura 6.49.
Coliformes totais - valores obtidos
1,E+05
1,E+06
1,E+07
1,E+08
1,E+09
RAC brita +
papiro
brita +
mistas
brita +
branco
bambu +
papiro
bambu +
mistas
bambu +
branco
NMP
3° quartil
máximo
média
mínimo
1° quartil
Figura 6.49 – Valores obtidos para coliformes totais nos pontos de amostragem
Os resultados mínimos alcançados para o esgoto tratado foram: 6,0x10
5
para o
wetland-construído com leito de brita e vegetado com papiro, 1,3x10
6
para o wetland de
leito de brita com plantas mistas e 4,0x10
5
para o tanque sem vegetação. Para os
tanques com leito de bambu os resultados mínimos alcançados foram: 3,0x10
6
para o
tanque vegetado com papiro, 4,0.10
5
para o vegetado com plantas mistas e 7,0.10
6
para o tanque sem vegetação.
Ainda pela observação da Figura 6.48 nota-se a ocorrência de grande variação nos
resultados com o espalhamento dos valores obtidos não apontando para uma tendência
168
média de comportamento, fato facilmente verificado quando comparados os valores
médios com os intervalos formados pelo 1° e 3° quartis da amostra. Para mais de
metade dos wetlands-construídos, o valor médio obtido para a concentração de
coliformes totais encontra-se fora do intervalo onde estão os 50% centrais dos valores
obtidos, indicando a ocorrência de uma distribuição de valores bastante discrepante em
relação a uma distribuição normal.
Embora o sistema apresente alguma eficiência na remoção de contaminação
microbiológica, o abatimento conseguido foi inferior a 1 log para todos os tanques. Os
valores de remoção são apresentados na Figura 6.50.
Coliformes totais - eficiência de remoção
-80
-60
-40
-20
0
20
40
60
80
100
brita +
papiro
brita +
mistas
brita +
branco
bambu +
papiro
bambu +
mistas
bambu +
branco
%
3° quartil
máximo
média
mínimo
1° quartil
Figura 6.50 – Valores obtidos para eficiência de remoção de coliformes totais nos pontos de amostragem
A verificação isolada dos valores médios de remoção de coliformes totais pode ser
visualizada na Figura 6.51.
169
Coliformes totais - eficiência média de remoção
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
brita +
papiro
brita +
mistas
brita +
branco
bambu +
papiro
bambu +
mistas
bambu +
branco
%
Figura 6.51 – Valores médios de eficiência de remoção de coliformes totais
A observação dos resultados plotados na Figura 6.49 sugere a existência de
contribuição da vegetação em relação da capacidade do sistema em remover
coliformes totais e a independência desse parâmetro quanto ao meio suporte utilizado.
Os sistemas vegetados com papiro mostraram-se mais estáveis quanto a remoção
desse parâmetro apresentando faixas mais estreitas entre o 1° e o 3° quartis, além de
alcançarem os melhores resultados médios, seguidos pelos wetlands-construídos
vegetados com plantas mistas. Os tanques não vegetados foram os que apresentaram
piores resultados médios e menor estabilidade nos valores de eficiência.
Os valores absolutos verificados para coliformes termotolerantes podem ser
visualizados na Figura 6.52.
Os resultados obtidos indicam, assim como para os coliformes totais, a ocorrência de
variação e dispersão dos valores encontrados em relação aos valores médios e o
decaimento em torno de 1 log para os coliformes termotolerantes no sistema de pós-
tratamento tomando como base os resultados obtidos na saída do reator anaeróbio
compartimentado.
170
Coliformes termotolerantes - valores obtidos
1,E+02
1,E+03
1,E+04
1,E+05
1,E+06
1,E+07
1,E+08
1,E+09
RAC brita +
papiro
brita +
mistas
brita +
branco
bambu +
papiro
bambu +
mistas
bambu +
branco
NMP
3° quartil
máximo
média
mínimo
1° quartil
Figura 6.52 – Valores obtidos para coliformes termotolerantes nos pontos de amostragem
Os resultados mínimos encontrados para coliformes termotolerantes para os wetlands-
construídos com leito de brita foram: 1,0x10
3
, 4,0x10
4
e 8,0x10
4
, respectivamente para
os tanques vegetados com papiro, brita e sem vegetação. Já para os wetlands-
construídos com leito de bambu os resultados mínimos encontrados foram: 2,3x10
5
para o tanque vegetado com papiro, 6,0x10
5
para o tanque com plantas mistas e
2,0x10
4
para o tanque sem vegetação.
A eficiência de remoção de coliformes termotolerantes pode ser verificada na Figura
6.53.
Os resultados sugerem não haver relação entre o meio suporte utilizado e a eficiência
de remoção de coliformes termotolerantes. A influência da vegetação mostra-se não
conclusiva já que os resultados médios obtidos para os tanques vegetados com papiro
são ligeiramente melhores que aqueles tanques não vegetados e significativamente
superiores àqueles obtidos com os tanques vegetados com plantas mistas.
171
Coliformes termotolerantes - eficiência de remoção
-40
-20
0
20
40
60
80
100
brita +
papiro
brita +
mistas
brita +
branco
bambu +
papiro
bambu +
mistas
bambu +
branco
%
3° quartil
máximo
média
mínimo
1° quartil
Figura 6.53 – Valores obtidos para eficiência de remoção de coliformes termotolerantes nos pontos de
amostragem
Os resultados médios para a remoção de coliformes termotolerantes podem ser
visualizados isoladamente na Figura 6.54.
Coliformes termotolerantes - eficiência de remoção
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
brita +
papiro
brita +
mistas
brita +
branco
bambu +
papiro
bambu +
mistas
bambu +
branco
%
Figura 6.54 – Valores médios de eficiência de remoção de coliformes totais
Os resultados indicam que a utilização de um
processo de desinfecção pode ser necessária
dependendo-se da utilização que seja dada ao
efluente após o tratamento, já que o sistema tem
baixa eficiência na remoção dos indicadores
avaliados.
172
173
7. Conclusões
• Os reatores tipo wetland-construído de fluxo subsuperficial vegetados com
plantas ornamentais mostraram-se adequados como sistema de pós-tratamento
de esgotos domésticos advindos de tratamento biológico anaeróbio
proporcionando melhorias na qualidade e na aparência do esgoto tratado;
• A utilização de sistemas vegetados implica na ocorrência de perdas de água por
evapotranspiração. O resultado médio encontrado para a perda de água foi de
44,8%, com valores médios de 48,4% de perda para o wetland-construído de
leito de brita vegetado com papiro, 52,5% de perda para o tanque de leito de
brita e plantas mistas, 41,9% para o wetland-construído com leito de bambu e
vegetado com papiro e 35,7% para o tanque com leito de bambu e vegetado com
plantas mistas;
• A ocorrência de perda de água por evapotranspiração ou incorporação na massa
vegetal leva a leituras diferentes da eficiência do sistema quanto à remoção de
diversos compostos quando a verificação é feita quanto à concentração e quanto
à carga removida;
• O emprego tanto de brita n°1 quanto de anéis de bambu mostrou-se viável para
sistemas de wetlands-construídos, embora as eficiências do sistema obtidas
quando da utilização do bambu sejam inferior àquelas obtidas quando da
utilização de brita como meio suporte;
• Para os tanques preenchidos com brita o plantio, replantio e manejo das
espécies vegetais foi mais ágil em comparação àqueles onde os anéis de bambu
foram utilizados como meio-suporte;
174
• O leito de bambu dificulta a utilização de ferramentas para o plantio devido às
características geométricas e dimensionais dos anéis que deslizam das paredes
para dentro das cavas;
• O desenvolvimento das espécies vegetais foi mais rápido para os wetlands-
construídos preenchidos com leito de brita, embora após 200 dias do início do
experimento não houvesse diferença significativa entre os maciços vegetais
formados;
• A utilização de plantas ornamentais como vegetação em sistemas de wetlands-
construídos é perfeitamente viável, agregando efeito estético ao sistema de
tratamento o que permite tirar proveito paisagístico para o sistema proposto;
• São diversas as plantas adaptadas às áreas úmidas que podem ser utilizadas
em sistemas de wetlands-construídos como pós-tratamento de reatores
anaeróbios. Dentre as espécies avaliadas destacam-se, pela adaptação ao
sistema, o papiro (Cyperus papiros), o mini papiro (Cyperus isocladus) e o biri
(Canna x generalis);
• O copo de leite (Zantedeschia aethiopica) não se mostrou uma espécie indicada
para cultivo em monocultura, sob as condições utilizadas na presente pesquisa,
sendo abandonada no 270º dia de operação quando outras espécies foram
introduzidas no sistema;
• Quando utilizados o papiro e o mini-papiro, o sistema deve prever a possibilidade
de fuga dessas espécies dos limites do sistema já que ambas apresentam
crescimento bastante agressivo, sendo indicadas para áreas confinadas e em
sistema de monocultura;
• O tempo de detenção hidráulico utilizado durante a operação do sistema – 1,5
dia, em média – foi significativamente inferior ao ideal, superior aos 4 dias. Os
baixos tempos de detenção empregados são responsáveis pela baixa eficiência
encontrada para a remoção de alguns parâmetros de interesse;
• De maneira geral, as análises estatísticas realizadas indicaram que, para as
condições impostas ao sistema, o meio suporte apresentou influência superior
àquela exercida pela vegetação na eficiência de remoção de diversos
parâmetros;
175
• Os valores de DBO no esgoto efluente aos wetlands-construídos, apesar dos
baixos tempos de detenção hidráulico utilizados mantiveram-se, em média,
próximos aos 20 mgO
2
.L
-1
para os tanques com leito de brita e próximos aos 35
mgO
2
.L
-1
para os wetlands-construídos com leito de bambu. A análise estatística
dos dados denota que a vegetação não tem um papel estatisticamente
significante na eficiência de remoção de DBO, ficando a cargo do tipo de meio
suporte a principal influência para esse parâmetro sob as condições de trabalho
utilizadas;
• De forma análoga aos valores conseguidos para DBO, a análise estatística
realizada para os resultados obtidos para DQO indica que o meio suporte exerce
influencia significativa no desempenho dos wetlands, com vantagem para o leito
de brita, enquanto que a vegetação tem pequena interferência positiva, mas essa
interferência não é estatisticamente significativa. Os resultados médios obtidos
para a eficiência de remoção de DQO para os wetlands-construídos foram de
62,1%, 63,9% e 55,8% para os wetlands com leito de brita e vegetados
respectivamente com papiro, plantas mistas e sem vegetação enquanto que para
os wetlands-construídos com leito de bambu os resultados foram,
respectivamente, 23,1%, 29,7% e 20,4%;
• Os wetlands-construídos têm participação relativa na remoção total de DQO,
considerando o sistema global de tratamento, de 35,9%, 40,8% e 34,4% para os
wetlands-construídos com leito de brita e vegetados com papiro, plantas mistas e
sem vegetação, respectivamente e 17,9%, 36,5% e 11,0% para os wetlands-
construídos com leito de bambu e vegetados com papiro, plantas mistas e sem
vegetação;
• O sistema de pós-tratamento foi responsável, em média, por cerca de 30% da
remoção dos sólidos em suspensão totais em relação aos resultados obtidos no
sistema global de tratamento. A análise estatística realizada para os valores de
eficiência de remoção de SST indica que, para as condições utilizadas no
sistema de pós-tratamento, o meio suporte tem influência estatisticamente
significativa na eficiência de remoção. Embora a variação das espécies vegetais
acarrete variação na eficiência, os valores obtidos não são estatisticamente
significantes;
176
• As eficiências médias de remoção de sólidos em suspensão fixos para os
tanques de leito de brita foram de: 69,2%, 70,8% e 51,3% para os tanques com
leito de brita e vegetados com papiro, plantas mistas e sem vegetação. Para os
wetlands-construídos com leito de bambu os valores médios obtidos foram de:
62,2%, 39,9% e 54,3% para os wetlands com papiro, plantas mistas e sem
vegetação, respectivamente. A participação média do sistema de pós-tratamento
na eficiência global do sistema foi de 45,6% para a remoção de SSF;
• As eficiências médias do sistema de pós-tratamento quanto a remoção de
sólidos em suspensão voláteis foram de 71,5%, 82,4% e 77,9% para os tanques
com leito de brita e vegetados com papiro, plantas mistas e sem vegetação, e de
56,0%, 64,0% e 64,1% para os tanques com leito de bambu e vegetados com
papiro, plantas mistas e sem vegetação, respectivamente. O valor médio da
participação dos wetlands-construídos na eficiência global do sistema foi de
28,3%;
• Os tanques com leito de brita produziram efluente com menor valor de cor
aparente em comparação àqueles com leito de bambu e a presença de
vegetação prejudica ligeiramente os valores desse parâmetro em todos os
tanques;
• De forma análoga ao ocorrido com a cor aparente, os valores obtidos para
turbidez indicam melhores resultados para os tanques com leito de brita;
• O oxigênio dissolvido medido para a saída dos wetlands-construídos indicou
maiores concentrações para os tanques com leito de brita. A importância da
vegetação na transferência de oxigênio para o esgoto mostrou-se inconclusiva
com resultados médios bastante superiores para o tanque vegetado com papiro
em relação aos demais com leito de brita e resultados ligeiramente superiores
para os tanques vegetados em relação ao não vegetado quando do uso de
bambu como meio suporte;
• Os valores de pH situaram-se em quase sua totalidade dentro de limites
aceitáveis para a manutenção de culturas vegetais, variando em uma faixa de
6,5 a 8,5. O pH do esgoto bruto mostrou-se em desacordo com o esperado para
um esgoto doméstico, apresentando valor médio de 8,0;
177
• Análises estatísticas realizadas para os dados referentes à remoção de fósforo
indicam que a vegetação tem influência significativa para esse parâmetro, onde o
papiro mostrou-se bastante superior ao sistema com plantas mistas. O wetland-
construído de leito de brita e vegetado com papiro alcançou valores médios de
remoção de fósforo total de 27,7%, com superioridade de aproximadamente 20
pontos percentuais em relação às demais;
• A eficiência na remoção de nitrogênio orgânico, em valores médios, foi superior
para os tanques não vegetados, embora análise estatística denote que as
diferenças não são estatisticamente significantes;
• A remoção de nitrogênio amoniacal foi ligeiramente superior para os tanques
com leito de brita, embora com valores médios bastante baixos e, segundo
análise estatística realizada por teste-t (α = 0,05) o sistema de pós-tratamento
não é estatisticamente efetivo na remoção desse composto para as condições de
trabalho impostas, já que as concentrações médias afluente e efluente ao
sistema podem ser consideradas estatisticamente iguais;
• Para os resultados obtidos para a eficiência de remoção de nitrito, a análise
estatística indica que não existe relação entre as combinações “meio suporte X
vegetação” e a eficiência de remoção deste parâmetro, resultado obtido
principalmente em função da instabilidade dos resultados obtidos nos wetlands-
construídos em relação a esse parâmetro;
• Para nitrato, sob as condições estudas, existe uma pequena relação estatística
entre a combinação “meio suporte X vegetação” e a remoção de nitrato, mas
essa interferência não ocorre isoladamente nem quanto ao meio suporte, nem
quanto à vegetação;
• O resultado médio obtido tanto para a remoção de coliformes totais quanto para
a remoção de coliformes termotolerantes foi de cerca de 1 log de decaimento,
indicando a necessidade da utilização de um sistema auxiliar de desinfecção
dependendo da qualidade desejada para o efluente tratado.
178
179
8. Recomendações e sugestões
• Os resultados obtidos no presente trabalho foram prejudicados pelo baixo TDH
utilizado, recomenda-se o prosseguimento do presente trabalho com alterações
no sistema de alimentação dos wetlands-construídos de forma que seja possível
a aplicação e manutenção de TDH mais próximos aos utilizados nas diversas
experiências relatadas na literatura de forma a verificar a real capacidade do
sistema;
• Além das espécies vegetais utilizadas, existe uma série de outras espécies
vegetais de interesse comercial ou ornamental que podem ser adaptadas aos
sistemas de wetlands-construídos, merecendo estudos específicos para cada
uma delas de forma a possibilitar a inclusão do efeito paisagístico nas estações
de tratamento de efluentes;
• Dar continuidade a avaliação das possibilidades de utilização de espécies
vegetais de interesse comercial em sistemas de tratamento de efluentes com
wetlands-construídos avaliando a possibilidade de utilização da biomassa vegetal
e o comportamento social da população em contato com esses sistemas e
aceitação de produtos que empreguem fibras obtidas a partir de espécies
cultivadas com o auxílio de efluentes
• A avaliação das quantidades de água perdidas por evapotranspiração em
sistemas de wetlands-construídos deve ser alvo de estudo em ambiente
controlado sob as condições climáticas ocorridas no Brasil de forma que se
possa estimar com mais propriedade o volume de água resultante quando da
180
utilização desse tipo de sistema de pós-tratamento e a real eficiência de
tratamento proporcionada por essa configuração de reator;
• Recomenda-se a realização de testes adicionais para a utilização de bambu
como meio suporte ou meio filtrante em sistemas de pós-tratamento,
procedendo-se a secagem das hastes antes de sua utilização;
• Avaliar a possibilidade de uso de wetlands-construídos com plantas ornamentais
para a melhoria de qualidade de rios urbanos. Wetlands-construídos com plantas
ornamentais implantadas às margens de rios urbanos necessitariam de um
sistema de bombeamento para levar parte da água do rio para dentro do sistema
de tratamento que, depois de tratada escoaria por gravidade para dentro do rio
novamente;
181
Referências bibliográficas
ANDRADE NETO, C. O.; MELO FILHO, C. P.; MOURA, L. R. B.; MIRANDA, R. J. A.;
PEREIRA, M. G.; MELO, H. N. S.; LUCAS FILHO, M.; Hidroponia com esgoto
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Engenharia Sanitária e Ambiental, Anais Eletrônicos, ABES, Vitória – ES, 2002
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