Baixar arquivo aqui

CENTRO UNIVERSITÁRIO DO LESTE DE MINAS GERAIS – UNILESTE-MG.
DEPARTAMENTO DE PÓS-GRADUAÇÃO E PESQUISA.
MESTRADO EM ENGENHARIA INDUSTRIAL.
LINHA DE PESQUISA EM AVALIAÇÃO E MITIGAÇÃO DE IMPACTOS
AMBIENTAIS.
AVALIAÇÃO DO USO DE ÁREAS CONSTRUÍDAS DE SUPERFÍCIE
ALAGADA
LIVRE
(SAL)
PARA
TRATAMENTO
DE
EFLUENTES
SUPERFICIAIS DE PÁTIOS DE COMPOSTAGEM DA INDÚSTRIA DE
CELULOSE.
SEBASTIÃO TOMAS CARVALHO
CORONEL FABRICIANO, M.G., BRASIL. 2010
CENTRO UNIVERSITÁRIO DO LESTE DE MINAS GERAIS UNILESTE- MG.
SEBASTIÃO TOMAS CARVALHO
AVALIAÇÃO DO USO DE ÁREAS CONSTRUÍDAS DE SUPERFÍCIE
ALAGADA
LIVRE
(SAL)
PARA
TRATAMENTO
DE
EFLUENTES
SUPERFICIAIS DE PÁTIOS DE COMPOSTAGEM DA INDÚSTRIA DE
CELULOSE.
Dissertação apresentada ao Programa
de Pós-Graduação em Engenharia
Industrial do Centro Universitário do
Leste de Minas Gerais, UNILESTE –
MG, na Linha de Mitigação e Avaliação
de Impactos Ambientais, para a
obtenção do grau de Mestre em
Engenharia Industrial.
Orientador: Dr. Millôr Godoy Sabará
Coronel Fabriciano
2010
CENTRO UNIVERSITÁRIO DO LESTE DE MINAS GERAIS UNILESTE- MG.
AVALIAÇÃO DO USO DE ÁREAS CONSTRUÍDAS DE SUPERFÍCIE
ALAGADA LIVRE (SAL) PARA TRATAMENTO DE EFLUENTES
SUPERFICIAIS DE PÁTIOS DE COMPOSTAGEM DA INDÚSTRIA DE
CELULOSE.
Por
SEBASTIÃO TOMAS CARVALHO.
Dissertação de mestrado aprovada para obtenção do grau de Mestre em
Engenharia Industrial, pela Banca examinadora formada por:
----------------------------------------------------------------------------------------Presidente: Prof. Dr. Millôr Godoy Sabará – Orientador. Universidade do
Estado de Minas Gerais, Campus de Frutal.
------------------------------------------------------------------------------------------Prof. Dra. Gabriela von Rückert – Departamento de PósGraduação e Pesquisa do Centro Universitário do Leste de Minas Gerais. DPG/
UNILESTE-MG
--------------------------------------------------------------------------------------------Prof. Dr. Maurício Novaes Souza. – Diretor do Instituto Federal do Sudeste de
Minas Gerais, Campus São João Del Rey.
CORONEL FABRICIANO, MG, DEZEMBRO DE 2010.
AGRADECIMENTOS
À Deus,
Ao meu orientador e Professor Dr. Millôr Godoy Sabará pelo seu
conhecimento, interesse e responsabilidade com a pesquisa científica e,
sobretudo pela grande contribuição para realização desse trabalho.
À minha família pelo apoio e incentivo especialmente pela minha esposa e
pelos meus filhos que puderam compreender os momentos ausentes durante o
trabalho.
Um agradecimento especial à Cenibra pela oportunidade da realização da
pesquisa,
aos senhores
Sandro Morais e Leandro Dalvi pelo constante
incentivo.
Aos Engenheiros Ambientais: Plínio, Ronan, Izabela, Helena e Sandra pela
realização do monitoramento da pesquisa.
Aos amigos do laboratório de pesquisas ambientais da Cenibra, um
agradecimento especial ao senhor Leonardo Caux pelo grande apoio.
Aos colegas de curso pela amizade e incentivo.
Aos professores e funcionários do Mestrado em Engenharia Industrial do
UnilesteMG.
Ao Felipe, Vinícius, e Guilherme que sempre estiveram presente e cuidaram da
operação e manutenção do sistema.
Dedico este trabalho a minha esposa
Zélia, meus filhos Marina, Gustavo e
Gabriel.
RESUMO
Nas últimas décadas, sistemas alagados artificiais têm sido construídos para
simular o efeito de áreas alagadas naturais. Áreas Alagadas Construídas estão
sendo agora utilizadas para tratar fontes pontuais e difusas de poluição hídrica.
Esta pesquisa foi realizada para se avaliar a eficiência de Áreas Alagadas
Construídas de Superfície de Água Livre (SAL) na depuração de escoamento
superficial poluído gerado em áreas de compostagem de resíduos de celulose
Kraft de Eucalyptus. O experimento foi constituído por quatro leitos de
superfície alagada livre. Dois foram plantados com Thypha dominguensis
Pers.(Thyphaceae) e dois foram deixados sem vegetação. Os quatro leitos
apresentavam 30 cm de água. Uma alíquota do efluente era encaminhada para
o sistema com vazão de 9,92 ml seg-1 em cada leito para um tempo de
residência de 7 dias. O monitoramento do projeto foi realizado no período de
fevereiro a outubro de 2008, com frequência semanal, sendo realizadas in situ
os parâmetros Temperatura, pH, Oxigênio dissolvido, Saturação de Oxigênio,
Potencial Redox, e em laboratório as variáveis DQO, DBO5, Sólidos Suspensos
Totais, Nitrogênio Total Kjeldahl, Fósforo total e Turbidez. Os resultados
sugerem uma melhoria significativa na qualidade do efluente. Houve diferenças
significativas nas eficiências de remoção entre os tanques vegetados com
macrófitas, em relação aos tanques sem vegetação. O sistema de áreas
construídas de superfície alagada livre (SAL) plantado com Typha
Dominguensis, para tratamento do efluente superficial de pátios de
compostagem, apresentou boa eficiência de remoção sendo: 26,9 % de DQO,
42,4 % de DBO5, 80,6 % de Sólidos Suspensos Totais, 35,6 % de Nitrogênio
total Kjeldahl, 56,5 % de Fósforo total e 71,9 % de Turbidez. Houve um
acréscimo significativo, porém pequeno, nos valores de oxigênio dissolvido nos
efluentes dos tanques vegetados pela transferência de oxigênio para o leito.
Pelo acima exposto, recomenda-se o uso dessa biotecnologia para tratamento
de efluentes de pátios de resíduos de polpação de celulose Kraft de
Eucalyptus.
Palavras chave: tratamento de efluentes, áreas alagadas construídas,
macrófitas.
ABSTRACT
In the last decades constructed wetlands has been build in order to simulate
natural wetlands effects, Constructed wetlands are now in use to treatment both
point and non-point sources. This research aims to evaluate free water surface
constructed wetlands in cleaning polluted surface runoff from Eucalyptus
pulping solid waste. Four concreted cells make the experiment design basis.
Two of them were planted with Thypha dominguensis Pers.(Thyphaceae), while
the other two were left of vegetation. A thirty cm of polluted efluent covered the
fours cells due a hydrological system with a constant flow (9,92 ml seg -1). The
timing of liquid waste was of seven days. During February to October 2008, a
weekly field monitoring measured temperature, pH, O2, redox potential.
Samples for QOD and BOD, suspended solids, N- Kjeldahl, Total N e P and
turbidly were taken to be run in the laboratory. Results suggests a true
improvement in the liquid waste after his passage through Thypha
dominguensis cells. In face of the results is it possible to give you an idea about
the main conclusions: a) the constructed wetlands prospects are good,
especially on removal of organic matter, 26,9% of QOD, 42,4% of BOD, 80,6%
Reductions of Total Suspend Solids of 35,6%, Total-N, 56,5 % of Total-P and
71,9 % of turbidly. There was a slight increase on dissolved oxygen. So, we
recommend the use and improving of this biotech to treatment of liquid wastes
from Eucalyptus pulping.
Key words: Efluentes treatment, Built Flooded Areas, Macrófitas
VIII
SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO .............................................................................................. 13
1.1
Pergunta Básica .................................................................................. 16
1.2 Hipóteses de teste.................................................................................... 17
2 BASES CIENTÍFICAS ................................................................................... 20
2.1 Áreas alagadas naturais e construídas .................................................. 20
2.2 Definição geral de “áreas alagadas” ...................................................... 21
2.3 Visão geral de áreas alagadas construídas ........................................... 22
2.4 Macrófitas ................................................................................................. 23
2.5 As macrófitas emergentes em Áreas Alagadas Construídas............... 25
2.6 Tipos de sistemas de áreas alagadas construídas ............................... 26
2.7 Usos de áreas alagadas construídas ..................................................... 29
2.8 A experiência brasileira com áreas alagadas naturais e construídas. 32
2.9 Mecanismos de depuração em áreas alagadas construídas................ 34
2.9.1 Remoção do Nitrogênio ....................................................................... 37
2.9.2 Remoção de patógenos, metais-pesados, DBO, DQO e SST............. 40
2.9.3 Remoção de fósforo............................................................................. 42
2.10 Chorume oriundo de resíduos de atividades agrícolas e florestais. . 44
3 MATERIAIS E MÉTODOS............................................................................. 48
3.1 Área de Estudo ......................................................................................... 48
3.3 Coleta e plantio das macrófitas .............................................................. 50
3.4 Funcionamento e Operação do Sistema ................................................ 53
3.5 Monitoramento ......................................................................................... 54
3.6 Análises Estatísticas................................................................................ 56
3.7 Remoção de parte da biomassa.............................................................. 57
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO..................................................................... 59
4.1 Resultados das análises in situ. ............................................................. 61
IX
4.2 Análises de laboratório............................................................................ 69
4.2.2 Remoção de Sólidos Suspensos Totais (SST) e Turbidez ................. 72
4.2.3 Remoção de fósforo e nitrogênio......................................................... 74
4.2.4 Resultados das análises de concentração de nutrientes nos tecidos da
Typha dominguensis..................................................................................... 78
5 CONCLUSÕES ............................................................................................. 81
6 RECOMENDAÇÕES..................................................................................... 83
7 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS .............................................................. 84
X
LISTAS DE TABELAS
TABELA 1 - Precipitação pluviométrica (mm) nos anos de 2007 / 2008. ........ 49
TABELA 2 - Parâmetros físico-químicos monitorados, limites de detecção e
referência metodológica. .................................................................................. 56
TABELA
3 - Principais características dos resíduos sólidos utilizados para
compostagem na área de estudo. .................................................................... 59
TABELA 4 - Valores médios das variáveis físico-químicas na entrada e saída
dos tanques controle e tratamento e a diferença percentual............................ 62
TABELA 5 - Valores médios de Demanda Química e Bioquímica de Oxigênio
(DQO e DBO), (SST), Fósforo Total (PT), Nitrogênio Total Kjeldahl (NTK) e
Turbidez (Turb.) na entrada (E) e saída (S), e a eficiência de remoção (ER) nos
tanques de controle e tratamento..................................................................... 69
TABELA 6 - Valores de eficiência de remoção do tratamento em relação ao
controle (ERTC) para os parâmetros Demanda Química e Bioquímica de
Oxigênio (DQO e DBO), (SST), Fósforo Total (PT), Nitrogênio Total Kjeldahl
(NTK) e Turbidez (TURB. )............................................................................... 70
TABELA
7 - Comparação de eficiências de remoção de SST entre os
resultados desse estudo com tratamentos para efluentes municipais e de
lixiviado de aterro sanitário. Concentrações em mg SST L-1........................... 72
TABELA 8 - Concentrações de N e P em baixa e alta carga. ......................... 75
TABELA 9 - Percentual de nutrientes encontrados em diferentes partes do
tecido de Typha Dominguensis para o tratamento 1. ....................................... 78
TABELA 10 - Percentual de nutrientes encontrados em diferentes partes do
tecido de Typha Dominguensis para o tratamento 2. ....................................... 79
XI
LISTAS DE FIGURAS
Figura 1: Área alagada com fluxo superficial. .................................................. 26
Figura 2: Área alagada com fluxo sub-superficial horizontal. . ......................... 27
Figura 3: Área alagada com fluxo sub-superficial vertical. .. ............................ 27
Figura 4: Transferência de O2 através do sistema radicular. .......................... 36
Figura 5: Imagem da área de estudo. .............................................................. 48
Figura 6: Leito vegetado de área construída de superfície alagada livre. ........ 50
Figura 7: Etapas de construção do experimento. ............................................. 51
Figura 8: Coleta, transporte, plantio e visão do pós-plantio das macrófitas. ... 52
Figura 9: Fluxograma de funcionamento do sistema de áreas alagadas
construídas para o tratamento de efluentes de compostagem......................... 54
Figura 10: Coleta de amostra e análises realizadas no local do experimento...55
Figura 11: Detalhe da poda do sistema remoção da biomassa da taboa........ 58
Figura 12: Valores médios do pH na entrada (IO:E) e saída (IO:S) do
experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de tratamento (T1 e T2). . 62
Figura 13: Valores médios do potencial redox (Eh), mV, na entrada (IO:E) e
saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de
tratamento (T1 e T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão. ......................... 64
Figura 14: Valores médios da temperatura na entrada (IO:E) e saída (IO:S) do
experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de tratamento (T1 e T2). SE
– Erro padrão SD – desvio padrão. .................................................................. 65
Figura 15: Valores médios da concentração de oxigênio dissolvido na entrada
(IO:E) e saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de
tratamento (T1 e T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão. ......................... 66
Figura 16: Valores médios da saturação de oxigênio dissolvido na entrada
(IO:E) e saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de
tratamento (T1 e T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão. ......................... 68
Figura 17: Valores médios da concentração de DQO expressa como mg O2 L-1
na entrada (IO:E) e saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1
e C2) e de tratamento (T1 e T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão......... 70
Figura 18: Valores médios da concentração de DBO5 na entrada (IO:E) e saída
(IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de tratamento (T1
e T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão. .................................................. 71
XII
Figura 19: Valores médios da concentração de SST na entrada (IO:E) e saída
(IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de tratamento (T1
e T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão. .................................................. 73
Figura 20: Valores médios da turbidez na entrada (IO:E) e saída (IO:S) do
experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de tratamento (T1 e T2). SE
– Erro padrão SD – desvio padrão. .................................................................. 73
Figura 21: Valores médios da concentração de fósforo na entrada (IO:E) e
saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de
tratamento (T1 e T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão. ......................... 74
Figura 22: Valores médios da concentração de nitrogênio na entrada (IO:E) e
saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de
tratamento (T1 e T2). ....................................................................................... 77
13
1 INTRODUÇÃO
A condição de vida das populações humanas é mais bem retratada pela
abrangência dos serviços de tratamento de água e esgoto do que pelas reservas
hídricas medidas em termos meramente quantitativos. A contaminação das águas
naturais representa um dos principais riscos à saúde pública, sendo amplamente
conhecida a estreita relação entre a qualidade de água e inúmeras enfermidades
que acometem as populações, especialmente aquelas que não são atendidas por
serviços de saneamento (LIBÂNIO et al., 2005).
O quadro atual de baixa cobertura de serviços de saneamento e de falhas nos
sistemas existentes no Brasil indica a exigência de um grande esforço, não só
financeiro, para se atingir um patamar sanitário adequado (IBGE, 2000). Pela
necessidade de altos investimentos, soluções alternativas, menos impactantes e de
menor custo devem ser buscadas. Isto é particularmente verdadeiro em relação ao
esgotamento e tratamento de fontes difusas, onde a movimentação dos poluentes se
dá de forma estocástica, principalmente na forma de escoamento superficial e subsuperficial (CARLETON et al., 2001, GHOSH e GOPAL, 2010, HAM et al., 2010).
A simplicidade funcional de um sistema de tratamento de efluentes é característica
desejável e de grande relevância dentro da realidade de países subdesenvolvidos,
pois o maior déficit está em localidades isoladas, onde a rede convencional de
esgotamento é, na maioria das vezes, inviável do ponto de vista econômico
(ROQUE, 1997; ZHANG et al., 2010)
As pesquisas que vem ocorrendo recentemente em países em desenvolvimento,
para verificar a eficiência de áreas alagadas naturais e construídas para promover a
melhoria e a conservação da qualidade da água de rios, lagos e represas, têm sido
utilizadas, na Europa, para o tratamento de águas servidas, desde as décadas de 60
14
e 70, do século passado, obtendo-se bons resultados (HEGEMANN, 1996; MELO et
al., 2007; SCHNEIDER, 2007).
Essas áreas alagadas construídas são projetadas para se utilizar plantas aquáticas
superiores (macrófitas) submersas ou parcialmente submersas, crescendo sobre
substratos diversos (areia, solo ou rocha), formando blocos de vegetação e/ou
biofilmes que, por meio de processos biológicos, químicos e físicos, tratam águas
residuárias (TANNER e SUKIAS, 1995;TUNDISI et al., 2002; STOTTMEISTER et al.,
2003; SOLANO et al., 2004; THEBAULT e LOREAU, 2005; LARUE et al., 2010).
A eficiência de áreas alagadas construídas e vegetadas com macrófitas para mitigar
a poluição por uma variedade de poluentes e fontes tem sido verificada por alguns
estudos: a) águas residuárias de cortumes (CALHEIROS et al., 2007); b)
escoamentos superficiais agrícolas poluídos por organoclorados; organofosforados,
fenóis, cloroacetanilidas (herbicidas inibidores do crescimento da parte aérea de
plantas), triazina, ácidos fenol carboxílicos e fenil – uréia; c) águas residuárias de
destilarias de metanol contaminadas com Cd, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb, e Zn
(CHANDRA et al., 2008); d) águas superficiais contaminadas por Coliformes totais,
Coliformes fecais, Streptococcus fecais, Clostridium perfringens, Staphylococcus e
vírus. (GERSBERG et al.,1987; COSTA et al., 2003, GARCIA et al.,2008) e, f)
efluentes com alta carga de compostos ligno-celulósicos e outras formas de carbono
refratário à degradação microbiana (FORNES et al., 2010).
O uso de áreas alagadas também tem sido reportado como estratégia de ecologia,
conservação e manejo de vida silvestre. Com o tempo, a área alagada construída se
incorpora à paisagem local, aumentando as diversidades α (dentro do próprio
habitat), β (entre dois habitats) e γ (diversidade regional) de vários grupos de
animais (e.g. anfíbios, pássaros e répteis) e plantas, tornando esse tipo de
tratamento ecológico e recomendável para regiões com elevado grau de
fragmentação da flora nativa, quando comparado às estruturas em concreto
(BELLIO et al., 2009). Além disso, essas áreas podem ser construídas próximas às
15
fontes de efluentes e serem mantidas por pessoas com, relativamente, pouco
treinamento (CAMPOS et al., 2002).
A proposta de avaliar o uso de áreas alagadas construídas para tratamento de
efluentes contaminados é em função das mesmas serem consideradas como um
método de tratamento eficiente, utilizando tecnologia simples, de fácil operação,
custo baixo e que usa basicamente a radiação solar como fonte principal de energia,
dispensando combustíveis fósseis, com pouco ou nenhum uso de energia elétrica.
Nelas ocorre, principalmente, uma ciclagem eficiente de nutrientes, a remoção da
matéria orgânica e a diminuição dos microrganismos patogênicos presentes nas
águas residuárias (GARCIA et al., 2008).
Numerosos processos físicos, químicos e biológicos são responsáveis pela remoção
de poluentes em áreas alagadas. Destacam-se a sedimentação, assimilação,
transformação, predação e a competição. A não ser pela sedimentação, classificada
como um processo físico causado pela redução da velocidade da água, todos os
demais são biológicos, devido especialmente à microflora e microfauna aderida aos
sedimentos, macrófitas e de vida livre. (BRIX, 1994; MITSCH e GOSSELINK, 2007;
FAULWETTER et al., 2009).
Um exemplo de possibilidade de utilização dessa biotecnologia é o tratamento de
efluentes de compostagem de resíduos de cascas de Eucalyptus utilizados na
fabricação de celulose Kraft, na região do Vale do Aço, M.G. Lá se localiza uma das
maiores unidade de polpação de celulose Kraft do Brasil, ( Celulose Nipo Brasileira
S.A. - CENIBRA ) com geração de um volume proporcional de resíduos, mas que,
ao mesmo tempo, oferece a oportunidade de teste de uma tecnologia
ambientalmente amigável e de baixo custo.
Chorumes de aterros sanitários e/ou áreas de compostagem geralmente contêm
altas concentrações de compostos orgânicos naturais, nitrogênio amoniacal, fósforo
16
e, dependendo da natureza do material, altas concentrações de metais pesados,
hidrocarbonetos e agrotóxicos (GARCÍA et al., 1997; KADLEC e ZMARTHIEB,
2010).
Pelo acima exposto, o presente trabalho visa investigar se existe significativa
eficiência de áreas construídas de superfície alagada livre (SAL) em melhorar a
qualidade do escoamento superficial poluído gerado em áreas de compostagem de
resíduos de polpação de celulose kraft de Eucalyptus. A racionalidade dessa
proposta se apóia principalmente em alguns conceitos correntes em ecologia
aplicada (THÉBAULT e LOREAU, 2005):
A. Efetividade do uso dos serviços ecossistêmicos gratuitos, como os prestados
por áreas alagadas, para melhoria e manutenção da qualidade das águas
superficiais;
B. Facilidade de recriação desses serviços ecossistêmicos gratuitos em várias
situações de carga poluidora;
C. Eficiência de áreas construídas de superfície alagada livre na depuração de
escoamento superficial poluído gerado em áreas de compostagem de
resíduos de alta carga de carbono orgânico, tanto lábil como refratário;
1.1 Pergunta Básica
Áreas alagadas construídas, do tipo SAL, plantadas com Typha dominguensis.
melhoram significativamente a qualidade de escoamento superficial poluído gerado
por rejeitos formadores de áreas de compostagem de resíduos de celulose Kraft de
Eucalyptus?
17
1.2 Hipóteses de teste
.1.1
H01: Os valores de pH do escoamento superficial poluído, não apresentam
diferenças significativas, após sua passagem por áreas alagadas
construídas plantadas com macrófitas, em relação às áreas alagadas
construídas sem macrófitas;
.1.2
Ha1: Os valores de pH do escoamento superficial poluído apresentam
diferenças significativas, após sua passagem por áreas alagadas
construídas plantadas com macrófitas, em relação às áreas alagadas
construídas sem macrófitas;
.1.3
H02: Os valores das temperaturas do escoamento superficial poluído, não
apresentam diferenças significativas, após sua passagem por áreas
alagadas construídas plantadas com macrófitas, em relação às áreas
alagadas construídas sem macrófitas;
.1.4
Ha2: Os valores das temperaturas do escoamento superficial poluído
apresentam diferenças significativas, após sua passagem por áreas
alagadas construídas plantadas com macrófitas, em relação às áreas
alagadas construídas sem macrófitas;
.1.5
H03: Os valores das concentrações de O2 dissolvido no escoamento
superficial poluído, não apresentam diferenças significativas, após sua
passagem por áreas alagadas construídas plantadas com macrófitas, em
relação às áreas alagadas construídas sem macrófitas;
.1.6
Ha3: Os valores das concentrações de O2 dissolvido no escoamento
superficial poluído apresentam diferenças significativas, após sua
passagem por áreas alagadas construídas plantadas com macrófitas, em
relação à áreas alagadas construídas sem macrófitas;
.1.7
Ho4: Os valores de saturação de O2 dissolvido no escoamento superficial
poluído, não apresentam diferenças significativas, após sua passagem
por áreas alagadas construídas plantadas com macrófitas, em relação às
áreas alagadas construídas sem macrófitas;
.1.8
Ha4: Os valores de saturação de O2 dissolvido no escoamento superficial
poluído apresentam diferenças significativas, após sua passagem por
18
áreas alagadas construídas plantadas com macrófitas em relação às
áreas alagadas construídas sem macrófitas;
.1.9
H05: Os valores do potencial de oxi-redução (Eh) no escoamento
superficial poluído, não apresentam diferenças significativas, após sua
passagem por áreas alagadas construídas plantadas com macrófitas em
relação às áreas alagadas construídas sem macrófitas;
.1.10 Ha5: Os valores do potencial de oxi-redução (Eh) no escoamento
superficial poluído apresentam diferenças significativas, após sua
passagem por áreas alagadas construídas plantadas com macrófitas, em
relação às áreas alagadas construídas sem macrófitas;
.1.11 Ho6: Os valores das concentrações de Demanda Química de Oxigênio –
DQO, no escoamento superficial poluído não apresentam diferenças
significativas, após sua passagem por áreas alagadas construídas
plantadas com macrófitas, em relação às áreas alagadas construídas sem
macrófitas;
.1.12 Ha6: Os valores das concentrações de Demanda Química de Oxigênio –
DQO,
no
escoamento
superficial
poluído
apresentam
diferenças
significativas, após sua passagem por áreas alagadas construídas
plantadas com macrófitas, em relação às áreas alagadas construídas sem
macrófitas;
.1.13 Ho7: Os valores de concentrações de Demanda Bioquímica de Oxigênio –
DBO, no escoamento superficial poluído não apresentam diferenças
significativas após sua passagem por áreas alagadas construídas
plantadas com macrófitas, em relação às áreas alagadas construídas sem
macrófitas;
.1.14 Ha7: Os valores de concentrações de Demanda Bioquímica de Oxigênio –
DBO,
no
escoamento
superficial
poluído
apresentam
diferenças
significativas após sua passagem por áreas alagadas construídas
plantadas com macrófitas, em relação às áreas alagadas construídas sem
macrófitas;
.1.15
H08: Os valores de concentrações de Sólidos Totais Dissolvidos - SST,
no
escoamento
superficial
poluído
não
apresentam
diferenças
19
significativas após sua passagem por áreas alagadas construídas
plantadas com macrófitas, em relação às áreas alagadas construídas sem
macrófitas;
.1.16 Ha8: Os valores de concentrações de Sólidos Totais Dissolvidos - SST, no
escoamento superficial poluído apresentam diferenças significativas após
sua passagem por áreas alagadas construídas plantadas com macrófitas,
em relação às áreas alagadas construídas sem macrófitas;
.1.17 H09: Os valores de turbidez no escoamento superficial poluído não
apresentam diferenças significativas após sua passagem por áreas
alagadas construídas plantadas com macrófitas, em relação às áreas
alagadas construídas sem macrófitas;
.1.18 Ha9: Os valores de turbidez no escoamento superficial poluído
apresentam diferenças significativas após sua passagem por áreas
alagadas construídas plantadas com macrófitas, em relação às áreas
alagadas construídas sem macrófitas;
.1.19 H10: Os valores de P-Total no escoamento superficial poluído não
apresentam diferenças significativas após sua passagem por áreas
alagadas construídas plantadas com macrófitas, em relação às áreas
alagadas construídas sem macrófitas;
.1.20 H10: Os valores de P-Total no escoamento superficial poluído apresentam
diferenças significativas após sua passagem por áreas alagadas
construídas plantadas com macrófitas, em relação às áreas alagadas
construídas sem macrófitas;
.1.21 H11: Os valores de N-Total no escoamento superficial poluído não
apresentam diferenças significativas após sua passagem por áreas
alagadas construídas plantadas com macrófitas, em relação às áreas
alagadas construídas sem macrófitas;
.1.22 H11: Os valores de N-Total no escoamento superficial poluído não
apresentam diferenças significativas após sua passagem por áreas
alagadas construídas plantadas com macrófitas, em relação às áreas
alagadas construídas sem macrófitas;
20
2 BASES CIENTÍFICAS
2.1 Áreas alagadas naturais e construídas
Para Mitsch e Gosselink (2007), pântanos, brejos e banhados possuem papéis vitais
para a saúde ecológica de ambientes lóticos e lênticos:
a) são “os sistemas renais” das bacias hidrográficas, devido às suas funções
como corpos receptores da água de parte ou de toda a bacia, aí incluindo
efluentes poluídos de fontes pontuais e difusas, humanas ou naturais,
“limpando-as” por meio de complexos processos biológicos por assimilação e
transformação
de
poluentes
em
moléculas
menos
tóxicas
(e.g.
Hidrocarbonetos em CO2 e CH4), físicos (decantação dos sólidos suspensos)
e químicos, (fotólise de NOx a N2 e N2O);
b) Esses ecossistemas de áreas alagadas também têm funções hidrológicas,
como a estabilização de vazão, reduzindo os picos de cheia e seca,
recarregando aquíferos, protegendo margens e melhorando a qualidade das
águas drenadas por elas;
c) As áreas alagadas são consideradas como “depósitos de biodiversidade”
pelas numerosas cadeias alimentares que abrigam elevada diversidade em
habitats anfíbios, répteis, pássaros, plantas e microorganismos;
d) São fontes de carbono orgânico detrital particulado (>0,45 µm) e dissolvido
para áreas a jusante, ajudando a manter os ciclos biológicos;
e) As áreas alagadas estão sendo descritas como “monitoras” ambientais de
uma bacia.
Apesar de todos esses benefícios, faz menos de 25 anos que a relação entre áreas
alagadas e as políticas de Estado sobre essas áreas, antes consideradas “inúteis”,
mudou. Profissionais de várias áreas se dedicaram, por décadas, a drenar, aterrar e
21
transformar em áreas agropecuárias e florestais tais “terras inúteis”. Vários cursos
universitários tinham disciplinas específicas sobre como “transformá-las em áreas
úteis”, ou seja, destruí-las (SALATI e RODRIGUES, 1982; BRANCO, 1986;
CAMARGO e VOELZ, 1998; NOVITZKI et al., 2002; BRASIL et al., 2003; RAY e
INOUYE, 2007; LINDELL et al., 2010).
Desse modo, áreas alagadas tem se tornado uma “cause célebré” para a
conservação da natureza. Cientistas, engenheiros e governos tem agora lutado para
manter tais áreas, reabilitá-las e chegando a criá-las, com fins ambientais,
particularmente na depuração e tratamento de escoamento superficial poluído
(ZHANG et al., 2010). É sobre este último tema que trata a presente pesquisa.
2.2 Definição geral de “áreas alagadas”
Para fins de estudos ecológicos e de bioengenharia, áreas alagadas podem ser de
dois tipos básicos: naturais e construídas. Áreas alagadas naturais são áreas onde
há uma lâmina de água que cobre o solo com espessura entre 1 a 100 cm e com
velocidade de escoamento baixa (<0,1 m/s) ou igual a zero,
e em que haja o
desenvolvimento de plantas adaptadas ao ambiente aquático em diferentes hábitos
de vida (macrófitas aquáticas completamente ou parcialmente submersas). Há
também uma microflora (bactérias e algas) e microfauna (zooplâncton e bentos)
associadas a essas áreas. As águas possuem em geral pH ácido e baixa saturação
de O2 dissolvido, devido à intensa decomposição da matéria orgânica autóctone. A
elevada fixação de carbono pela fotossíntese de macrófitas e algas é outra
característica desses ambientes. Dependendo do tipo de vegetação e tamanho das
áreas alagadas elas recebem diferentes nomes, particularmente na língua inglesa:
“swamps”, “marshes”, “fens”, “slougths” e “bogs”. São categorizadas pela presença
de solos sempre saturados, mas a presença de água superficial varia de constante
ao longo de todo o ano ou apenas em uma estação. A fonte de água pode ser
superficial ou sub-superficial. Outra característica de diferenciação é a vegetação
emersa, que varia de gramíneas de baixo porte “swamps e marhes”, pteridófitas e
22
briófitas “fens” e gramíneas de maior porte “slougths e bogs”. A qualidade da água
pode variar, mas geralmente há elevadas concentrações (> 1.0 mg L-1) de
nutrientes, especialmente N, P, Ca, K, S e Mg, quase sempre na forma orgânica
(REED, 1993; MORENO et al., 2007; MITSCH E GOSSELINK, 2007).
Como já mencionado, pântanos, brejos e banhados são exemplos de áreas
alagadas naturais, apresentando a capacidade de melhorar a qualidade das águas
fluentes através deles. Por esta razão, têm sido implantados, de forma artificial, para
tratar águas poluídas, áreas alagadas construídas “constructed wetlands” ou leitos
cultivados (USEPA, 2000 b). As áreas alagadas construídas compreendem diversas
estratégias para a simulação de ecossistemas naturais, utilizando os princípios
básicos de modificação da qualidade da água das áreas alagadas naturais
proporcionado pela biota associada (WOLVERTON, 1989; SALATI Jr e SALATI,
1999; WALLACE, 2007).
No Brasil, o uso de áreas alagadas naturais para tratamento de efluentes líquidos de
qualquer natureza é proibido (LEI Nº 9.433, DE 8 DE JANEIRO DE 1997 – “Lei das
Águas”.). Experimentalmente, diversos estudos têm sido realizados para examinar o
papel das “áreas alagadas naturais” na melhoria da qualidade da água. Manfrinato
(1989) verificou a eficiência da Eichhornia crassipes na descontaminação das águas
do Rio Piracicaba–SP; Luciano (1996) avaliou a importância das macrófitas nos
processos de retenção e liberação de nutrientes na represa de Jurumirim-SP;
Moraes (1999) estimou o estoque de elementos químicos na vegetação do
reservatório de Salto Grande-SP e Lopes-Ferreira (2000) avaliou sua eficiência na
redução de coliformes e de nutrientes durante um ciclo hidrológico.
2.3 Visão geral de áreas alagadas construídas
23
Verhoeven e Meuleman (1999); Faulwetter et al. (2009) descrevem que, em virtude
da comprovada capacidade auto depuradora das áreas alagadas naturais, áreas
alagadas construídas têm sido utilizadas, na Europa do século XX, para o
tratamento de águas residuárias, desde as décadas de 60 e 70, obtendo-se bons
resultados. Do ponto de vista prático, áreas alagadas construídas oferecem
melhores capacidades microbiológicas para o tratamento de águas poluídas do que
áreas alagadas naturais, pois podem ser idealizadas para maximizar sua eficiência
quanto à diminuição de DBO, DQO e processos de remoção de nutrientes, e
máximo controle sobre o sistema hidráulico e a vegetação da área alagada.
Várias técnicas de construção de áreas alagadas foram desenvolvidas nestes
últimos anos, as quais são utilizadas de acordo as características do efluente a ser
tratado, da eficiência final desejada na remoção de nutrientes, contaminantes e
outros poluentes, do interesse da utilização da biomassa produzida e do interesse
paisagístico. Um resumo de sistemas de áreas alagadas construídas utilizando
macrófitas é mostrado abaixo (BRIX, 1990; 1993; 1994 e BULC, 2006).
2.4 Macrófitas
Segundo (CAMPOS, 2002) quanto ao tipo de vegetação empregada, as macrófitas
podem ser classificadas em três categorias:
a- Flutuantes: podem estar fixadas abaixo da superfície, na superfície e acima
da superfície e sua folhagem principal flutua na superfície da água;
b- Submergentes: crescem sob a água e podem estar fixadas pelas raízes;
c- Emergentes: a planta desenvolve com sistema radicular preso ao sedimento,
enquanto que o caule e as folhas encontram-se parcialmente submersas.
24
As macrófitas aquáticas podem ser consideradas filtros biológicos em que
microorganismos aeróbios e anaeróbios fixados à superfície do substrato e em
associação com a rizosfera e outras partes submersas da planta, atuam produzindo
reações de purificação da água, criando um ambiente favorável ao desenvolvimento
da vida. Os ecossistemas dominados por macrófitas aquáticas são dos mais
produtivos do mundo, como resultado de alta luminosidade, das disponibilidades de
água e de nutrientes e da presença de plantas bioquímicamente e morfologicamente
adaptadas para essas condições (KLADEC et al., 2010).
As macrófitas aquáticas podem ser fanerógamas (plantas superiores), dotadas de
raízes, caules, folhas e flores e se reproduzem por sementes protegidas em frutos
originados da fecundação de óvulos. Segundo Vitt e Glime (1984) e Glime e Vitt
(1984), também são consideradas como macrófitas flutuantes algumas espécies de
briófitas, especialmente dos gêneros Sphagnum. e Taxithelium, e de pteridófitos
(e.g. Azolla e Salvinia). Há macroalgas, como o gênero Chara, (ESTEVES, 1998) até
às arvores (Taxodium sp.) Contudo, as maiores representantes das macrófitas são
as plantas aquáticas vasculares florescentes (VALENTIM, 2003).
Há uma grande variedade de macrófitas aquáticas, que podem ser usadas no
tratamento de águas residuárias em áreas alagadas construídas. Todavia, é
necessário que essas plantas tenham tolerância à combinação de contínuos
alagamentos e exposição à água residuária ou águas de enxurradas, as quais
podem conter altas concentrações de poluentes (DAVIS, 1995).
As macrófitas formam um grande grupo de plantas abrangendo diversas espécies, e
normalmente são utilizadas em projetos com canais relativamente rasos. Esses
canais podem conter apenas uma espécie de planta ou uma combinação de
espécies. Para os trópicos, a espécie mais estudada é a Eichornia crassipes da
família das Pontederiáceas, pelas suas características de robustez associada a uma
grande capacidade de crescimento vegetativo (MITSCH e GOSSELINK, 2007).
25
Estes sistemas são utilizados para diferentes finalidades, entre as quais se
destacam:
a) Sistemas de tratamento terciário para remoção de nutrientes nos quais,
especialmente o fósforo e o nitrogênio que são incorporados à biomassa das
plantas;
b) Sistemas integrando o tratamento secundário e terciário.
Neste caso, além da remoção dos nutrientes existe também redução da DBO e da
DQO. Os sistemas de purificação de água utilizando Eichhornia crassipes estão
suficientemente desenvolvidos para serem utilizados em regiões tropicais e subtropicais (REDD et al., 1988; WEBER e TCHOBANOGLOUS, 1986).
2.5 As macrófitas emergentes em Áreas Alagadas Construídas
Estes sistemas de purificação hídrica utilizam plantas que se desenvolvem tendo o
sistema radicular preso ao sedimento e o caule e as folhas emersas ou parcialmente
submersos. A penetração do sistema radicular permite a exploração de um grande
volume de sedimentos, dependendo da espécie considerada. As espécies típicas de
macrófitas aquáticas emergentes mais utilizadas em projetos tem sido a Phragmites
australis, Typha spp. e Scirpus lacustris (KADLEC et al., 2010).
Quanto ao tipo de vegetação, Mulamoottil et al. (1998) destacam a taboa (Typha sp.)
como própria para utilização em áreas alagadas por sua estrutura interna formada
por tecidos que contém espaços abertos (Aerênquima), através dos quais acontece
transporte de oxigênio da atmosfera para as folhas e daí para as raízes e rizomas.
Parte do oxigênio pode ainda sair do sistema radicular para a área em torno da
rizosfera criando condições para decomposição aeróbia da matéria orgânica, bem
como para crescimento de bactérias nitrificantes. Outra fração do oxigênio liberado
pelas raízes cria condições oxidantes na região do sedimento, estimulando a
26
decomposição da matéria orgânica e o crescimento de bactérias nitrificantes
(REDDY et al., 1989).
2.6 Tipos de sistemas de áreas alagadas construídas
Os sistemas de áreas alagadas construídas podem ser agrupados em duas grandes
classes: áreas alagadas de fluxo superficial (FS) e áreas alagadas de fluxo
subsuperficial (FSS) (KADLEC e KNIGHT, 1996). Alguns autores propõem uma
divisão em três classes, separando os FSS em FSS de fluxo horizontal e FSS de
fluxo vertical (KASEVA, 2004, KADLEC, 2009).
Segundo Brix (1990; 1993; 1994); Bulc (2006), podem ser reconhecidos 3 esquemas
básicos para a utilização desta técnica de plantas aquáticas emergentes com a
finalidade de purificação de águas (figuras 1, 2, e 3):
a) Sistemas com fluxo superficial
b) Sistemas com fluxo sub-superficial horizontal;
c) Sistemas com emergentes com fluxo vertical
Figura 1: Área alagada com fluxo superficial. Fonte: Ecocell, 2008.
27
Os sistemas de fluxo superficial (FS) apresentam um fluxo sobre a superfície, com
uma altura de lâmina d’água tipicamente menor que 0,4 m, passando através da
vegetação de macrófitas aquáticas emergentes. Essa condição melhora a hidráulica
do sistema e aumenta a provisão de habitat para a vida selvagem.
Figura 2: Área alagada com fluxo sub-superficial horizontal. Fonte: Ecocell,
2008.
Nos sistemas de wetland de fluxo subsuperficial (FSS) não há uma coluna d’água
sobre a superfície do terreno. O fluxo de águas residuárias passa pelo substrato,
onde entra em contato com uma mistura de bactérias facultativas associadas com o
substrato e com as raízes das plantas. A altura do substrato é tipicamente menor
que 0,6 m.
Figura 3: Área alagada com fluxo sub-superficial vertical. Fonte: Ecocell, 2008.
28
Numa comparação em FS e FSS Kadlec (2009) sugere que vários fatores
envolvidos na escolha entre FS e FSS incluem custo, áreas, operacionalidade,
juntamente com problemas de proliferação de insetos. A remoção de contaminantes
difere por constituinte, com vantagem para FS para moderadas a altas
concentrações de DBO, Sólidos Suspensos Totais (SST), NH4+, N-Total e P-Total.
FSS são mais efetivas para níveis baixos de DBO, nitrato e patógenos.
Um estudo de Nelson et al (2003) mostrou que os sistemas FSS são mais usados
que os FS para tratamento de esgotos de pequenas comunidades. O principal
motivo é que os FSS, por não apresentarem uma superfície de água exposta,
minimizam uma eventual exposição do público a patógenos. Os autores também
chamam a atenção para esse fato e assinalam ainda dois pontos importantes: os FS
têm fama de potencial fonte de odor e podem apresentar proliferação de mosquitos.
Mesmo com os “pontos negativos”, são inegáveis o apelo estético e a oportunidade
de suporte à vida silvestre que pode vir a se desenvolver nos sistemas de FS, o que,
de acordo com alguns autores, tem feito com que esse tipo de tratamento de águas
residuárias conquiste a preferência das comunidades.
Quanto à comparação dos custos de implantação de uma lagoa facultativa, os
sistemas de áreas alagadas construídas de FS ficam entre 57 e 80% mais baratos
(valores para tratamento do esgoto doméstico de uma residência) (USEPA, 2002).
As características e as propriedades desses ecossistemas variam grandemente
dependendo da geologia, da geomorfologia, dos solos, bem como das condições
climáticas e da vegetação. A ecologia desses ecossistemas reflete a evolução
biológica que acaba por caracterizar a biota (HAMMER, 1989; VERHOEVEN e
MEULEMAN, 1999).
29
2.7 Usos de áreas alagadas construídas
Segundo Tauk-Tornisielo (1998); Zhang et al (2010) a utilização de alagados
construídos para tratamento de águas residuárias tem sido uma prática alternativa
em diversos países (Itália, Espanha, Nova Zelândia, Brasil, Austrália, Malásia, Egito,
Estados Unidos, Holanda e Alemanha), com resultados que sugerem as vantagens e
a maneabilidade destes sistemas para esta finalidade.
Quando comparado aos sistemas de tratamento secundários convencionais, os
alagados construídos apresentam vantagens, principalmente, de manutenção e
baixa demanda de energia. Além disso, não requer atuação de pessoal
especialmente treinado e são sistemas mais flexíveis e menos suscetíveis às
variações de cargas de efluentes do que os sistemas de tratamento convencionais
(BRIX e SCHIERUP, 1989).
Os chamados sistemas naturais de tratamento de esgotos se diferenciam dos
sistemas convencionais em relação à fonte de energia utilizada. Os sistemas
naturais requerem a mesma quantidade de energia de input para degradar certa
quantidade de poluente, porém se valem para isso de fontes de energia e matéria
renováveis, como radiação solar, energia cinética do vento, chuva, água superficial e
subterrânea (KADLEC et al., 2000; KADLEC, 2003; KLADEC, 2004).
Ironicamente, os sistemas naturais de tratamento de águas residuárias são mais
usados em países desenvolvidos do que em países em desenvolvimento, que, a
priori, possuem melhores condições climáticas para seu emprego. Esses sistemas
são caracterizados por uma grande complexidade biológica, com consequente alta
robustez e estabilidade operacional, qualidades estas requeridas no contexto das
comunidades em desenvolvimento (SHIPIN et al., 2004).
Segundo Haberl (1999), essa é uma das tecnologias mais promissoras dentre os
sistemas naturais de tratamento de esgotos para países pobres, utilizados devido às
30
suas características de simplicidade de construção, operação e manutenção, à
estabilidade dos processos envolvidos, ao custo efetivo, dentre outros.
A expressão “função de um ecossistema” descreve um processo ou uma série de
processos que nele ocorre como resultado da interação mútua entre plantas,
animais e outros organismos do ecossistema entre si e entre o meio (NRC, 2004).
Especificamente quanto à utilização das áreas alagadas para tratamento de águas
residuárias, pode-se afirmar que essa não é uma descoberta nova. Kadlec e Knight
(1996) trazem informações que corroboram a idéia de que as áreas alagadas
naturais têm sido utilizadas para tratamento e disposição de águas residuárias,
provavelmente, “há tanto tempo quanto as águas residuárias têm sido coletadas”.
Esses autores também sugerem que os primeiros pesquisadores enveredaram-se
por esse ramo de estudos, baseando-se em observações da “aparente capacidade
de tratamento das áreas alagadas naturais”.
As pesquisas iniciais datam dos anos 1950 na Europa e 1960 nos Estados Unidos.
Estas pesquisas sobre áreas alagadas construídas têm como objetivo obter critérios
de projeto que aperfeiçoem ao máximo o tratamento das águas residuárias, com as
vantagens de oferecem flexibilidade quanto à escolha do local de implantação,
condições de otimização da eficiência de remoção de matéria orgânica e de
nutrientes, ao maior controle sobre as variáveis hidráulicas e à maior facilidade
quanto ao manejo da vegetação (KADLEC e KNIGHT, 1996; HILL e PAYTON, 2000;
USEPA, 2000b; USEPA, 2000a; KIVAISI, 2001; LIM et al., 2001; KADLEC 2004;
SOLANO et al., 2004, GARCÍA-LLEDÓ et al., 2010; HAM et al., 2010).
Para UNEP (2004), os processos que ocorrem dentro dos sistemas de áreas
alagadas construídos, que, em maior ou menor intensidade, contribuem para a
melhoria da qualidade da água são:
31
a) Desnitrificação, com conseqüente remoção do nitrato, adsorção de íons
amônio pelas algas, briófitas e macrófitas, e de metais pelos microorganismos
e argilominerais do sedimento;
b) Adsorção de agrotóxicos e de compostos à base de fósforo pela biota e
matéria orgânica detrital particulada, além da complexação de íons metálicos
pelos ácidos húmicos e outros polímeros orgânicos;
c) Decomposição de matéria orgânica biodegradável, tanto aeróbica quanto
anaerobicamente;
d) Remoção de patógenos por microrganismos (predação e parasitismo virais).
Neste processo, a radiação ultravioleta também desempenha um importante
papel, destruindo a membrana plasmática. Entretanto, se a área alagada tem
elevado sombreamento pelas macrófitas emergentes, esse último processo é
menos intenso;
e) Decomposição
de
compostos
orgânicos
tóxicos,
especialmente
hidrocarbonetos aromáticos, por meio de processos anaeróbicos. Há, nessa
situação, uma grande produção de CH4 e H2S;
Quanto à eficiência de remoção, Kadlec (2003) apresentou um estudo de eficiência
de 21 projetos. Os sistemas avaliados apresentaram carga hidráulica entre 0,14 e 55
cm por dia, áreas entre 0,02 e 200 ha e latitudes entre 30 e 54o N. Os valores
médios de eficiência de remoção foram: 67% para sólidos suspensos totais, SST;
61% para demanda biológica de oxigênio, DBO; 61% para nitrogênio amoniacal,
NH4-N; 48% para P-Total; e 99,8% para Coliformes fecais.
Relatos de eficiência de áreas alagadas construídas quanto à remoção de matéria
orgânica, sólidos suspensos e nutrientes foram sugeridos em diversos trabalhos
(NERALLA et al., 2000; NZENGY’A E WISHITEMI, 2001; ANSOLA et al.,2003;
WALLACE E KNIGHT, 2004; KADLEC, 2004; POLPRASERT e KOOTTATEP, 2004)
além disso relataram a eficiência na remoção de patógenos de mais de três
unidades logarítmicas. A eficiência na remoção de metais pesados foi verificada por
32
outros
autores
(BRIX,1994;
KADLEC,
1996;
OBARSKA-PEMPKOWIAK
e
KLIMKOWSKA,1999 e PASTOR et al., 2003).
2.8 A experiência brasileira com áreas alagadas naturais e construídas.
Apesar da proibição do uso de áreas alagadas para tratamento de efluentes no
Brasil, diversos estudos têm sido realizados para examinar o papel das “áreas
alagadas naturais” na melhoria da qualidade da água no País. Manfrinato (1989)
verificou a eficiência da Eichhornia crassipes na descontaminação das águas do Rio
Piracicaba–SP; Luciano (1996) avaliou a importância das macrófitas nos processos
de retenção e liberação de nutrientes na represa de Jurumirim-SP; Moraes (1999)
estimou o estoque de elementos químicos na vegetação do reservatório de Salto
Grande-SP e Lopes – Ferreira (2000) avaliou sua eficiência na redução de
coliformes e de nutrientes durante um ciclo hidrológico.
As áreas alagadas naturais do Brasil somam aproximadamente 1.000.000 km2,
considerando-se os temporários e os permanentes. Têm importante papel
econômico, pois nessas áreas desenvolvem-se elevadas biomassas de peixes,
répteis, pássaros e mamíferos. Além disto, têm importantes funções, como ciclagem
de nutrientes (TUNDISI et al., 2002).
Os primeiros estudos sobre sistemas de áreas alagadas construídas no Brasil
resultaram de observações de sistemas naturais de áreas inundáveis da Amazônia.
A primeira tentativa de utilizar a capacidade depuradora desses sistemas foi feita por
Salati e Rodrigues (1982). Os experimentos iniciais lograram êxito e, desde então,
novas tecnologias têm sido desenvolvidas buscando o aumento de eficiência e
redução de custo. Um exemplo desses trabalhos é o que têm sido desenvolvido no
Instituto de Ecologia Aplicada, em que foi proposto um sistema conhecido como
Depuração Hídrica com Solos (patente número PI n. 850.3030), que é um sistema
33
de área alagada construída que utiliza macrófitas aquáticas flutuantes e emersas
(SALATI Jr. e SALATI, 1999).
Durante o período de maio de 1991 a abril de 1993, Leopoldo e Conte (1996)
monitoraram o que eles chamaram de processos fitopedológidos aplicados ao
tratamento de águas residuárias domésticas, que na verdade eram sistemas de
áreas alagadas construídas com o emprego de areia grossa de alta permeabilidade
como solos filtrantes e suporte para macrófitas aquáticas (Thypha spp., Juncaceae
sellovianus e Hedychium coronarium). Esses autores relataram eficiências de
remoção de matéria orgânica, em termos de DBO, de 89%, remoção de 92% de
sólidos em suspensão e remoção de fosfato e nitrogênio amoniacal na ordem de 49
e 44%, respectivamente. Entretanto, os parâmetros microbiológicos não foram
analisados por esses autores
Sousa et al. (2000), durante 26 semanas, estudaram sistemas áreas alagadas
construídas como pós-tratamento de águas residuárias domésticas pré-tratadas,
tendo os resultados obtidos sido promissores para essa finalidade. Observaram
eficiências médias de remoção de matéria orgânica (DQO) entre 76 e 84%, para
cargas aplicadas variando de 6,58 a 14,2 g DQO m-2 dia-1. Na remoção de
nutrientes, verificou-se a produção de efluentes com concentrações médias de 6,1
mg N-NH4+ L-1 e com relação ao nitrogênio total de 7,6 NTK mg L-1, com remoção,
respectivamente, de 86 e 87%; já para fósforo total os sistemas áreas alagadas,
operando com carga hidráulica de 2,3 cm por dia, produziram efluentes sem
presença de fósforo (100% de remoção).
Salati et al. (2002) enfatizaram que sistemas de áreas alagadas são de simples
instalação e de baixos investimentos, e ainda mostraram, citando um estudo
realizado por Manfrinato (1989), que esses sistemas podem apresentar grande
eficiência, aproximadamente 76% na remoção de DBO5, 78% na remoção de
nitrogênio amoniacal, 33% na remoção de fósforo e três unidades logarítmicas na
remoção de coliformes termotolerantes, além de outros parâmetros.
34
Costa et al. (2003) também monitoraram sistemas áreas alagadas construídas que
tratavam águas residuárias domésticas, durante sete meses, de janeiro a julho de
2001, e evidenciaram a eficiência desses sistemas quanto à remoção de matéria
orgânica (88% em termos de DBO5) e de coliformes termotolerantes (3,4 unidades
logarítmicas).
Anjos (2003) destacou dois projetos de sistemas de áreas alagadas construídas
desenvolvidas na Bahia, um para pós-tratamento de águas residuárias pré-tratadas
em um reator anaeróbico de fluxo ascendente (UASB)
proveniente do Hospital de
Base Luis Eduardo Magalhães, no município de Itabuna (base de dimensionamento
para 1.000 usuários); e outro para tratamento e reuso de águas residuárias
domésticas do Complexo Ford Amazon, no município de Camaçari (base de
dimensionamento para 500 pessoas). Sousa et al. (2001), monitorando um mesmo
sistema por três anos, mostraram que a partir do segundo ano houve significativo
decaimento da remoção de fósforo, fenômeno que, provavelmente, resulta da
saturação do meio por fósforo. A eficiência para os outros parâmetros continuou a
mesma, e a eficiência na remoção de coliformes termotolerantes, desta vez relatada,
foi de aproximadamente quatro unidades logarítmicas.
Uma tentativa de cadastrar sistemas de áreas alagadas construídas do mundo todo,
na busca de critérios de projeto, operação e manutenção desses sistemas registrou
o único sistema de área alagada construído cadastrado no Brasil em Bauru (S.P.),
que trata 18 m3 d-1 de águas residuárias domésticas, o que mostra o quanto é
incipiente a aplicação dessa tecnologia no país (WALLACE e KNIGHT, 2004).
Tundisi et al. (2002) constataram que o uso de áreas alagadas para remoção de
matéria orgânica, nutrientes e sólidos suspensos de águas residuárias de pequenas
comunidades é promissor.
2.9 Mecanismos de depuração em áreas alagadas construídas.
35
Explicar “como” operam esses sistemas é ainda uma necessidade de pesquisa.
Diversos autores alertaram para a necessidade de estudo desses sistemas em
países em desenvolvimento com clima tropical, clima este muito diferente daqueles
onde eles foram concebidos (HILL e PAYTON, 2000; USEPA, 2002). (LARA
BORRERO, 1999) e (NOGUEIRA, 2003)
Segundo Lautenschlager (2001), como a complexidade ecossistêmica das áreas
alagadas é grande e ainda não ha conhecimento adequado das respostas que esses
sistemas podem apresentar, uma grande parcela de empirismo e incerteza ainda
está embutida no dimensionamento desses sistemas, o que é inaceitável nos dias
atuais, dado que as políticas públicas de engenharia sanitária e de planejamento e
gerenciamento dos recursos hídricos devem estar calcados em bases científicas
tanto para controle das cargas poluidoras quanto para propor tecnologias simples e
viáveis de tratamento de esgoto (KASEVA, 2004).
Além disso, um benefício indireto dos sistemas de áreas alagadas construídas e que
quando atuam na melhoria da qualidade de águas residuárias convertem potenciais
ameaças em oportunidades: eles transformam poluentes, em biomassa, que pode
ser utilizada como alguma forma de bioenergia para a comunidade local (UNEP,
2004)
A absorção das macrófitas ocorre, principalmente, pelo sistema radicular. Algumas
espécies de macrófitas também absorvem nutrientes por meio das folhas
(ESTEVES, 1998). Os principais processos abióticos que atuam nas remoções de
nitrogênio e fósforo do efluente são a sedimentação, precipitação química e
adsorção.
Nas macrófitas podem ser observadas três zonas distintas. Na rizosfera, ao redor
das raízes e dos rizomas das plantas é formada uma zona aeróbia, nesta zona
existe uma intensa vida microbiológica. Esta é favorecida pela capacidade de
36
transporte do oxigênio atmosférico pelas plantas emergentes (folhas, caules e
hastes) até a zona de raízes, (figura 4) onde ocorre a oxidação da matéria orgânica
pelas bactérias heterotróficas e a oxidação do nitrogênio amoniacal a nitrito e a
nitrato pelas bactérias autotróficas, com a volatilização da amônia. (VALENTIM,
1999).
Figura 4: Transferência de O2 através do sistema radicular. Fonte: O autor
A remoção de nitrogênio do efluente oscila entre 16 e 75%. Na zona anóxica, ocorre
a transformação do nitrato em nitrito e posteriormente em nitrogênio gasoso, pelas
bactérias heterotróficas, com a oxidação da matéria orgânica utilizando o nitrato
como receptor de elétrons. Na zona anaeróbica, os índices de remoção de carga
orgânica são alcançados devido à alta capacidade de decomposição das bactérias
anaeróbicas. A remoção de fósforo é obtida por meio de remoção pelas plantas,
imobilização microbiana, retenção pelo subsolo e precipitação na coluna de água.
Diferentemente do nitrogênio e do carbono, o fósforo não pode ser perdido nas
enraizadas por processos metabólicos, não havendo perdas pela forma gasosa.
Desta forma, o fósforo tende a se acumular no sistema.
37
A quantidade de fósforo retido ou liberado no solo depende da concentração inicial e
dos processos bioquímicos funcionais do ambiente como adsorção, precipitação,
mineralização de compostos orgânicos e difusão. O fósforo armazenado nos detritos
das plantas é rapidamente transferido para a coluna de água durante a
decomposição. De qualquer forma, o fósforo que não fica com a biomassa vegetal e
que não está na coluna de água fica retido no solo das áreas alagadas por longo
tempo. Com a liberação de oxigênio pelas raízes na água, ocorre oxidação das
substâncias. Mas o processo mais importante que suporta a base científica do uso
das enraizadas é a simbiose entre as plantas e os microrganismos presentes. Como
na rizosfera ocorre uma justaposição entre uma região aeróbia e outra anóxica, com
a presença de nitrato, ocorre o desenvolvimento de várias bactérias que executam o
processo de nitrificação-desnitrificação (VALENTIM, 1999).
2.9.1 Remoção do Nitrogênio
A remoção do nitrogênio se faz por intermédio dos processos de nitrificação e
desnitrificação (REDDY et al., 1989; GERSBERG et al., 1987), quando a amônia (NNH3) é oxidada a nitrato (N-NO3), aerobicamente, pelas bactérias, sendo este
convertido
a
nitrogênio
inorgânico
(N2),
anaerobicamente,
por
bactérias
desnitrificantes das zonas anóxicas. Parte do nitrogênio também é utilizado pelas
plantas e incorporado na biomassa das mesmas. A conversão de amônio (NH4+) em
gás amônia (NH3), com posterior volatilização, é um processo importante que ocorre
em sistemas em que a fotossíntese algal aumenta o pH da água (alta remoção de
CO2) até atingir valores maiores que (9,3) (EIGHMY e BISHOP, 1989).
As formas de nitrogênio de maior interesse e que são bioquimicamente
interconversíveis em águas naturais e águas residuárias são, em ordem decrescente
do estádio de oxidação, nitrato, nitrito, nitrogênio amoniacal e nitrogênio orgânico. A
soma dessas formas de nitrogênio é reportada como nitrogênio total (N-Total).
Analiticamente, o nitrogênio orgânico e o nitrogênio amoniacal podem ser
38
quantificados juntos, sendo o conjunto denominado “Nitrogênio Total Kjeldahl”
(NTK). O nitrogênio orgânico em águas residuárias pode estar nas formas solúvel ou
particulada, entre as quais se incluem as proteínas, ácido nucléico e uréia. As outras
espécies de nitrogênio são solúveis na água. O nitrogênio amoniacal pode ser
encontrado na forma não ionizada NH3 (amônia) e ionizada NH4
+
(amônio),
dependendo da temperatura e pH da água. A forma ionizada é predominante em
sistemas Alagados Construídos (SAC). Em temperatura de 25°C e pH 7,0, a
percentagem de amônia é de, aproximadamente, 0,6 % do nitrogênio amoniacal
(USEPA, 2000a).
Em áreas alagadas construídas, a transformação do nitrogênio ocorre por meio da
ação de microrganismos, absorção e síntese pelos vegetais. A remoção de N-Total
do sistema ocorre por meio da colheita da vegetação e por perdas para a atmosfera.
Acredita-se que a maior parte do nitrogênio removido ocorra pelo segundo caminho,
ou seja, por meio dos processos de nitrificação e desnitrificação, sendo os
microrganismos os principais responsáveis por essas transformações (REED et al.,
1995; MANDER et al., 2004).
Segundo USEPA (2000a), considera-se baixas a remoção microbiana, via
nitrificação, e a absorção de 0,03 a 0,3 g m-2 d-1 de nitrogênio pelas plantas, em
comparação com as cargas de nitrogênio típicas aportadas em áreas alagadas
construídas. As áreas alagadas construídas incorporam reações anaeróbias de
biorreatores de crescimento aderido e, por meio dessas reações, o nitrogênio
orgânico interceptado dentro do leito cultivado sofre amonificação. O nitrogênio
amoniacal liberado pode ser disponibilizado para absorção das plantas, dependendo
da localização da raiz no sistema, uma vez que o escoamento abaixo da zona
radicular das plantas pode carrear o amônio para a jusante do sistema.
As
macrófitas
emergentes
em
áreas
alagadas
construídas
absorvem
macronutrientes (p. ex.: N e P) e micronutrientes (incluindo metais) por meio de suas
raízes, durante o estádio de crescimento. No inicio da senescência, a maioria dos
39
nutrientes são translocados para o rizoma e raízes e uma significante proporção
pode ser, também, exsudada da planta.
Como
as
áreas
alagadas
construídas
são
ambientes
predominantemente
anaeróbios, a nitrificação nesses sistemas fica comprometida, uma vez que, na
maioria dos casos, o processo é dependente da disponibilidade de O2 no leito de
tratamento, sendo necessários 4,6 g de O2 para oxidar 1 g de NH4+ a NO3 - (REED et
al., 1995) ou 5 g de O2 para converter 1 g de NH3 a NO3- (REED, 1993). Tão logo o
oxigênio se torne limitante, a nitrificação passa a gerar mais óxido nítrico e óxido
nitroso em lugar do NO3- (nitrato) (MYROLD, 1999), cessando a nitrificação quando
a concentração de oxigênio fica abaixo do nível crítico (0,2 mg O2 L-1). A ocorrência
de qualquer nitrificação em áreas alagadas construídas deve ser encontrada na
zona radicular, adjacente ao rizoma ou próxima à superfície do leito, onde pode
ocorrer alguma transferência de oxigênio para o sistema. Caso ocorra nitrificação,
esta deve ser processada mais na parte final do leito, onde a demanda por oxigênio
é menor (USEPA, 2000a).
A eficiência de remoção de nitrogênio em áreas alagadas construídas convencional
tem sido pouco expressiva e muito variada, apresentando melhores resultados,
quando se avalia a concentração de nitrogênio orgânico (RIVERA et al., 1997;
VALENTIM, 2003).
Quando se monitoram as formas inorgânicas do nitrogênio, os resultados podem ser
muito variáveis, em decorrência de transformações que ocorrem no meio. Em certos
períodos do ano, esses autores verificaram aumentos de nitrogênio amoniacal (NH3/
NH4+) no efluente, em relação ao afluente, como resultado de sua produção a partir
da mineralização do nitrogênio orgânico.
As áreas alagadas construídas modificadas por meio de mudanças operacionais,
como, por exemplo, por batelada (USEPA, 2000b) ou com aeração artificial
40
(WALLACE e KADLEC, 2004) podem alcançar alta taxa de transferência de oxigênio
para o meio e, desse modo, serem mais eficientes na remoção de nitrogênio
amoniacal via nitrificação (LABER et al.,1999), porém, menos eficientes que os
sistemas convencionais quanto à remoção de nitrato. Um ciclo de enchimento e
secagem (batelada) de um SAC, em Minoa, NY, proporcionou taxa de remoção de
nitrogênio amoniacal duas vezes maior que as registradas com operação contínua
(USEPA, 2000b).
2.9.2 Remoção de patógenos, metais-pesados, DBO, DQO e SST.
Os patógenos são removidos por sedimentação e filtração, de organismos mortos
em consequência natural da exposição a um ambiente desfavorável, visto que existe
a possibilidade de muitos dos metabólicos produzidos pelas raízes das macrófitas
terem efeito antibiótico para as bactérias. (GERSBERG et al., 1987; WATSON et al.,
1989)
Os metais pesados têm alta afinidade (adsorção e complexação) com materiais
orgânicos e se acumulam no sedimento, quando não são adsorvidos pelas plantas
ou transformados pelas bactérias (DINGES, 1978; DINGES e DOERSAM, 1987).
Os principais mecanismos para remoção de SST e DBO são a floculação, a
sedimentação e a filtração de sólidos suspensos e das partículas coloidais de maior
tamanho. As áreas alagadas construídas agem como filtro horizontal, de modo a
favorecer a separação de SST por sedimentação (discreta e floculenta), ocorrendo o
aprisionamento físico e adsorção sobre o biofilme aderido ao meio suporte e raízes
desenvolvidas nesse meio.
41
As áreas alagadas construídas são eficientes na remoção de SST e DBO por causa
da baixa velocidade de escoamento e a grande área específica do meio suporte
(USEPA, 2000a). Tipicamente, as áreas alagadas construídas são mais eficientes na
remoção de SST porque este mecanismo ocorre de modo essencialmente físico;
entretanto, a remoção de DBO é mais complexa. As partículas biodegradáveis
removidas por mecanismos físicos são, posteriormente, degradadas e convertidas
em partículas solúveis e coloidais, tornando-se fonte de DBO solúvel. Parte dos SST
será incorporada à massa microbiana desenvolvida no meio, enquanto a outra parte
será acumulada nas áreas alagadas construídas (USEPA, 2000a).
Tanner e Sukias (1995) reportaram menor acúmulo de sólidos no meio do que o
esperado, baseando-se na carga de sólidos afluente ao sistema. Bavor et al. (1989)
relataram que a maior parte dos sólidos foi removida na seção inicial das áreas
alagadas construídas. Estas observações reforçam a idéia de que o material
orgânico acumulado degrada-se com o passar do tempo, apresentando ciclo sazonal
nos processos de acumulação e remoção de SST e DBO nas áreas alagadas
construídas. Provavelmente, os SST e a DBO remanescente no efluente de uma
área alagada construída não sejam provenientes dos mesmos materiais lançados no
sistema, mas, certamente são materiais convertidos ou produzidos no meio.
Efetivamente, a remoção de DBO ocorre quando o material orgânico é
completamente convertido, por processos biológicos anaeróbios, em produtos
gasosos finais. Os dois caminhos anaeróbios mais comuns é a redução de sulfato e
a fermentação metanogênica (USEPA, 2000a).
No tratamento de efluentes domésticos, as áreas alagadas construídas têm sido
eficientes na remoção de carga orgânica, expressa em DQO, DBO e SST, em
condições climáticas variadas, desde temperadas até tropicais e de úmidas a áridas
e semi-áridas. Resultados obtidos em áreas alagadas construídas na República
Tcheca evidenciaram eficiência de remoção de 81%, 89% e 91% para DQO, DBO e
SST, respectivamente (VYMAZAL, 2004). Na Austrália, a média de eficiência de 13
sistemas atingiu 81% e 83% para DBO e SST, respectivamente (DAVISON et al.,
2004). No Irã, em clima árido, foram obtidas remoções de 86%, 90% e 89% para
42
DQO, DBO e SST, respectivamente (BADKOUBI et al., 1998). Na Espanha, em uma
região de clima semi-árido, remoções de 63% a 93%, 50% a 88% e 58% a 94%
foram obtidas para DQO, DBO e SST, respectivamente (SOLANO et al., 2004). No
Brasil, foram obtidas remoções de 48% a 77% e 40% a 81% para DQO e SST,
respectivamente (VALENTIM, 2003) e de 76% a 84% para DQO (SOUSA et al.,
2000).
2.9.3 Remoção de fósforo.
O fósforo ocorre em águas naturais e residuárias, principalmente na forma orgânica
particulada (e.g. ATP, DNA, nucleotídeos) e dissolvida, os quais podem ser
classificados em ortofosfatos e fosfatos constituintes de compostos orgânicos. Os
ortofosfatos estão em solução e as demais formas como particulados em suspensão
ou precipitados. As formas de P-orgânico são formados, primordialmente, por
processos biológicos, sendo encontrados em águas residuárias brutas, tais como
resíduos de alimentos e dejetos animais, bem como em águas residuárias tratadas,
como biota viva ou morta (ex: algas e bactérias de lagoas de tratamento). Os
fosfatos inorgânicos encontrados em águas residuárias são provenientes, em sua
maioria, de materiais de limpeza de domicílios residenciais e comerciais ou de
tratamento de água de caldeiras e fertilizantes (USEPA, 2000a). Nas águas
residuárias urbanas, o fósforo está, geralmente, presente em concentrações que
variam de 4 a 15 mg L-1 (REED et al., 1995).
A remoção do Fósforo ocorre principalmente por adsorção, complexação,
precipitação com Alumínio , Ferro , Cálcio e argila mineral, no sedimento (BAYLEY,
1985; SAH e MIKKELSEN, 1986). A assimilação pelas plantas também pode ser
significante, quando a velocidade de carga de efluentes é baixa (BREEN, 1990;
REDDY e DEBUSK, 1985).
43
Em áreas alagadas construídas, a separação físico-química de fósforo pode iniciar
com a deposição de sedimento, via sedimentação particulada, precipitação química
e pela constrição de raízes das plantas (USEPA, 2000a). Estes sedimentos
acumulam-se, como turfa, dentro e na superfície do meio suporte. O fosfato solúvel
pode ser adsorvido ao biofilme, que se desenvolve aderido ao meio suporte e às
raízes de plantas, ou nos sedimentos (SOUSA et al., 2001).
As trocas de fosfato solúvel e adsorvido ao biofilme ou sedimentos, ocorrendo por
difusão e processo de sorção/dessorção, constituem a principal forma de mobilidade
para fosfato solúvel em áreas alagadas construídas . Entretanto, os fosfatos podem
ser precipitados como fosfato insolúvel de ferro, de alumínio ou de cálcio, ou ainda
pode ser adsorvido às partículas de argila, de turfa orgânica ou de óxidos e
hidróxidos de ferro ou de alumínio, vindo a incorporar-se nos sedimentos (REED,
1995; ARIAS e BRIX, 2004).
A precipitação de fósforo com cálcio ocorre sob valores de pH neutro a alcalinos e,
com ferro ou alumínio, sob valores de pH ácido (TCHOBANOGLOUS e BURTON,
1991). O fosfato pode ser desprendido (dessorção) de complexos, dependendo do
potencial redox no meio.
A absorção de fosfatos por bactérias ocorre em curto tempo, representando um
mecanismo de ciclagem rápida de formas solúveis e insolúveis. A ciclagem devida
ao crescimento, à morte e ao processo de decomposição faz com que a maioria dos
fosfatos retorne para a massa de água. Nesse intermédio, alguns fosfatos são
desprendidos devido ao longo tempo requerido para efetiva cristalização em um
recém formado sedimento (USEPA, 2000a). À medida que alguns sais minerais
cristalizam-se no meio, mais difícil se torna sua ressolubilização.
A remoção de fósforo em áreas alagadas construídas é representada pela porção do
fósforo que sofre cristalização após ser liberado com a decomposição de plantas e
44
pelo fosfato recalcitrante que é separado do líquido residente e acumulado no
sistema. Contudo, tal acúmulo pode ser dependente das características do meio
suporte para adsorver, ligar ou precipitar o P (WOOD e McATAMNEY, 1996; ARIAS
e BRIX, 2004).
Para Reed et al. (1995), desde que deposição de sedimento é o principal caminho
para remoção de fósforo, o valor da taxa de remoção é função da área superficial do
SAC e da concentração de fósforo na água residuária. A USEPA (2000b) reportou
que a remoção de fósforo em todos os tipos de AAC, tratando águas residuárias
urbanas, sempre requer longo tempo de residência hidráulica (t) para gerar efluente
com baixa concentração de fósforo.
2.10 Chorume oriundo de resíduos de atividades agrícolas e florestais.
Em todas as regiões do mundo onde existem condições ambientais para
crescimento de árvores, a madeira se torna um recurso natural utilizado em todas as
escalas, do uso doméstico ao industrial devido à sua versatilidade como material
para fins diversos, como energia, construções, moveis, celulose e papel, arte, etc.
Contudo, como em toda atividade humana, também existem impactos ambientais.
Quer sejam plantios florestais ou exploração de florestas naturais, há impactos
ambientais são associados, ao plantio, tratos culturais, corte, transporte, estocagem,
descascamento, lavagem, corte. Mas há também uma significativa produção de
resíduos sólidos.. A magnitude e importância desses impactos da geração de
resíduos sólidos dependem, naturalmente, da escala e locação das operações,
espécies utilizadas, métodos de manuseio e medidas preventivas para reduzir os
impactos, em especial sobre recursos hídricos (Zenaitis et al., 2002), citados em
HEDMARK e SCHOLZ, 2008).
45
Um dos grandes problemas encontrados no gerenciamento de resíduos sólidos diz
respeito à produção e ao tratamento de chorume. O chorume é o nome dado ao
escoamento poluído, produto da degradação da matéria orgânica, em áreas de
deposição de resíduos e/ou aterros sanitários, altamente poluente, especialmente
para águas superficiais. Como exemplo, pode-se citar que a demanda bioquímica de
oxigênio
(DBO520)
varia
normalmente
entre
2.000
a
30.000
mg/L.
(TCHOBANOGLOUS et al., 1993).
A idade da fonte do chorume também pode afetar sua composição. Em um
monitoramento da composição de chorume oriundo de resíduos florestais a céu
aberto na Polônia, Kulikowska e Klimiuk (2008) sugerem que a concentração da
DQO decresceu de 1800 mg DQO L-1 no segundo ano de uso da área, para 610 mg
DQO L-1 sexto ano. A concentração de N-NH3 aumentou de 98 mg N-NH3 L-1 para
364 N-NH3 L-1 no mesmo período. Flutuações na concentração de outros poluentes
como P – Total, Cloretos, Mg+2, SO4-2, STD, elementos traço, BETEX (Benzeno,
Tolueno, Etilbenzeno e Xilenos; compostos voláteis encontrados no petróleo e seus
derivados, como a gasolina) dependeram mais da estação do ano (com maior
liberação no degelo e chuva da primavera e outono), do que a idade do lixão.
Entretanto os dados obtidos sugerem que, independente da idade do lixão, algumas
variáveis ambientais - como pH (mediana de 7,84), baixa relação DBO/DQO (<0,4) e
baixas concentrações de elementos traço – o lixão foi metanogênico desde o
começo do monitoramento. Segundo Mehmood et al. (2009), o chorume de resíduos
sólidos florestais contém usualmente poucas bactérias patogênicas, mas que lagoas
aeróbias podem eliminá-las com relativa facilidade, desde que as comunidades de
bacterioplâncton e protozoários estejam bem supridas com oxigênio e nutrientes.
Especialmente nos casos onde a área está situada em região com uma alta
pluviosidade, a produção de chorume é abundante, consequentemente o risco de
contaminação do solo, de lençóis freáticos e de leitos de rios é relativamente alto,
podendo gerar um forte impacto ambiental. Chorume de aterros sanitários e/ou
compostagem geralmente contêm altas concentrações de compostos orgânicos,
nitrogênio amoniacal e freqüentemente também contêm altas concentrações de
46
metais pesados e sais inorgânicos (GARCÍA et al., 1997; GÁRCIA-LLEDÓ et al.,
2010).
A poluição das águas pelo chorume pode provocar a disseminação de doenças
infecto-contagiosas e/ou intoxicações, na presença de organismos patogênicos e
substâncias tóxicas em níveis acima do permissível (SISINNO, 2000).
No caso específico da indústria florestal, uma revisão de Hedmark e Scholz (2008),
enfatiza que o chorume de restos de cascas e madeira de espécies de árvores de
regiões temperadas possuem potencial poluidor para a água superficial ao se
tornarem parte do escoamento superficial e subsuperficial do sítio de deposição.
Diferentes espécies investigadas possuem diferentes características no chorume em
áreas de corte ou estocagem e/ou depósitos de restos da fabricação de celulose.
Esses autores sugerem que os impactos ambientais de sítios de manuseio de
madeira incluem a emissão de sólidos em suspensão e compostos solúveis, tais
como ácidos orgânicos derivados polifenóis, além de N e P. Emissões de carbono
orgânico aumentam significativamente as concentrações de DBO520 e DQO e
reduzem o pH do escoamento superfcial.
Pela precipitação anual da região ser concentrada, a produção e qualidade de
escoamento superficial poluído deve seguir uma variação sazonal. Isto foi sugerido
por Ribé et al. (2009), ao estudar o chorume de cascas não tratadas de Pinus
silvestris.
Segundo Lima (1991) o chorume provém de três fontes principais: 1) umidade
natural do lixo, que se agrava sensivelmente nos períodos de chuva; 2) água de
constituição dos vários materiais, que sobra durante a decomposição; 3) líquido
proveniente da dissolução da matéria orgânica pelas enzimas expelidas pelas
bactérias.
47
Segundo Hackett (1999) as indústrias vêm sendo cobradas cada vez mais pelos
órgãos ambientais responsáveis, para que possam ser criadas alternativas de
disposição dos resíduos gerados na fábrica de uma forma que não trará
consequências ao meio ambiente.
48
3 MATERIAIS E MÉTODOS
3.1 Área de Estudo
O experimento foi realizado em uma área de compostagem inserida dentro de um
lote florestal denominado “projeto Marola,” pertencente Celulose Nipo- Brasileira
S.A. (CENIBRA) situada na região Leste de Minas Gerais, no município de Belo
Oriente ( 19°17`50,26``S - 42°24`40,98`` W).
A área da bacia em estudo (figura 5) é de 6,93 ha com um perímetro de 1218 m. A
altitude máxima é de 250 metros e a mínima de 220 metros. O comprimento do
talvegue é de 0,533 km e a sua declividade é de 0,0563m/m.
A área fica situada na micro-bacia do córrego do Café, afluente do rio Doce. Possui
uma área de mata nativa localizada em um plano topográfico elevado e o solo da
região pode ser caracterizado como silto-arenoso com a coloração avermelhada,
característica de solo residual de gnaisse.
Figura 5: Imagem da área de estudo. Fonte: Google Earth
49
Na TAB. 1. encontra-se os valores da precipitação durante o período da pesquisa,
os dados foram obtidos através da estação meteorológica da Cenibra situada
próximo ao experimento, os valores de precipitação obtidos durante a pesquisa
estiveram próximos dos registrados pela média histórica.
TABELA 1 - Precipitação pluviométrica (mm) nos anos de 2007 / 2008.
Mês
2007
2008
Jan
184,7
202,0
Fev
112,3
118,0
Mar
51,3
122,0
Abr
32,3
105
Mai
4,6
4,0
Jun
4,0
3,0
Jul
0,3
0,5
Ago
2,5
26,0
Set
13,2
30,0
Out
4,1
76,0
Nov
255,3
325,0
Dez
158,7
318,0
TOTAL
823,3
1329,5
3.2 Construção do Experimento
O experimento foi constituído por quatro leitos de superfície alagada livre (SAL), os
mesmos foram construídos em alvenaria e distribuídos paralelamente nas seguintes
dimensões: altura de 0,35 metros, largura 2,0 metros e comprimento 10,0 metros
conforme a figura 7. Cada tanque foi alimentado até altura de 0,30 metros, o que
representa uma capacidade de armazenamento de 6 m3.
50
No fundo dos tanques, foi instalada uma manta de plástico e acima da manta foram
realizadas compactações com argila, ambas as ações foram para evitar infiltração e
possível contaminação do lençol subterrâneo. Essa compactação foi feita com
auxilio de compactador manual antes da instalação dos tanques, a
camada
compactada ficou em torno de 10 cm de altura. Sobre o solo compactado foi inserida
uma camada de solo para permitir o plantio das macrófitas emergentes (figura 6).
Figura 6: Leito vegetado de área construída de superfície alagada livre. Fonte:
o autor
Para melhor distribuição do fluxo de efluente tanto de entrada quanto da saída de
cada unidade, foi construído um compartimento e depositada uma camada de brita
de 30cm x 30cm nos 2 metros de largura dos tanques, o material possuía uma
granulometria variando de 15 a 20 mm.
3.3 Coleta e plantio das macrófitas
Os espécimes de Typha dominguensis foram coletados em um lago natural
localizado na região de Caratinga – MG (Lagoa Silvana) no dia 13/12/2007 (figura
8). As macrófitas foram coletadas com o auxílio de uma cavadeira, que permitiu a
51
remoção da planta com o sistema radicular. As coletas foram realizadas mediante
permissão concedida pela autoridade responsável pela lagoa.
A - Serviço de terraplanagem
B - Construção do experimento
C- Sistema de alimentação
Figura 7: Etapas de construção do experimento. Fonte: o autor
52
A- Coleta e transporte das macrófitas
B- Plantio das macrófitas
C – Visão do experimento 60 dias após o plantio
Figura 8: Coleta, transporte, plantio e visão do pós-plantio das macrófitas.
Fonte: o autor
53
As mudas foram transportadas até o local do experimento em sacos plásticos e
mantidas com água até o plantio, não sendo utilizado nenhum tipo de fertilizante ou
nutriente, o intervalo entre coleta e plantio foi de até 4 horas.
Dos quatro leitos construídos, dois foram plantados com indivíduos da macrófita
Thypa domingensis e dois foram usados como controle, ou seja, não possuíam
vegetação.
Para o plantio das macrófitas os leitos foram saturados com água, as mudas foram
selecionadas, e as plantas que não apresentava sinais de deformidades foram
plantadas. Após o plantio foi completado o volume dos tanques com água até a
altura de 30 cm. A densidade de plantio foi, em média, de 9 plantas/m2. Devido
algumas mudas não ter brotado, houve a necessidade de replantio, no dia
22/12/2007 foi realizado a reposição de 20 mudas, sendo 12 mudas no tanque de
tratamento 1 e 8 no tanque de tratamento 2. No dia 30/01/2008 foi iniciado a adição
de efluente nos leitos.
3.4 Funcionamento e Operação do Sistema
Uma parte do efluente superficial gerado na área de compostagem foi encaminhado
por gravidade para um tanque pulmão com capacidade de armazenamento com as
seguintes dimensões: 5 m de altura, 5 m de largura e 2 m de profundidade, o que
gerou uma capacidade de armazenamento de 50 m3. A utilização do tanque permitiu
regular o fluxo e decantar partículas pesadas.
A utilização do tanque pulmão propiciou aplicação contínua de efluente no sistema
de área alagada construída (AAC). Durante o período do estudo, uma alíquota do
54
efluente foi encaminhada para a planta piloto, através de tubulações independentes
de PVC com diâmetro de 50 mm. Na entrada de cada leito foi instalada válvula de
gaveta para regular o fluxo. A vazão foi regulada em 9,92 ml s-1 em cada leito para
permitir um tempo de residência de 7 dias nos leitos. Um esquema do tratamento é
demonstrado na figura 9.
Figura 9: Fluxograma de funcionamento do sistema de áreas alagadas
construídas para o tratamento de efluentes de compostagem. Fonte: o autor
3.5 Monitoramento
O monitoramento do projeto foi realizado no período de fevereiro a outubro de 2008
com freqüência semanal, pelo laboratório de pesquisa ambiental do Centro
Universitário do Leste de Minas Gerais UNILESTE-MG, e pelo laboratório de
Pesquisas da Cenibra.
As variáveis Temperatura, pH, O2 dissolvido, Saturação de O2, Potencial Redox,
foram realizados semanalmente, sendo determinadas no local do experimento
através de sonda de avaliação de qualidade de água ligada a um leitor da HACH
modelo HQ40d. As amostras foram coletadas em um Becker e imediatamente
analisada pelo equipamento previamente calibrado. A sonda foi mergulhada na água
até estabilização da leitura. (Figura 10).
55
Figura 10: Coleta de amostra e análises realizadas no local do experimento.
Fonte: o autor
As variáveis DQO, DBO5, Sólidos Suspensos Totais, nitrogênio total Kjeldahl (NTK),
Fósforo total e Tubidez foram realizadas no laboratório de pesquisas da Cenibra por
métodos padronizados. (Tab. 2)
As amostras do experimento foram coletadas na entrada e saída do tratamento em
garrafas de polietileno com volume de 1 litro. Após a coleta as amostras eram
armazenadas sob refrigeração em caixas térmicas e transportadas para o
laboratório. As amostras não analisadas no mesmo dia eram preservadas e
conservadas em geladeira.
Todos os procedimentos de coleta, preservação e análise de um total de 927 dados
foram realizados conforme procedimentos descritos por APHA (2005).
56
TABELA 2 - Parâmetros físico-químicos monitorados, limites de detecção e
referência metodológica.
Unidade
Limite inferior
de detecção
Referências
DQO
mg L-1
50
NBR 10357 (1988)
DBO5
mg L-1
10
APHA (2005)
SST
mg L-1
0,1
APHA (2005)
Turbidez
NTU
0,02
APHA (2005)
N-kjeldahl
mg L-1
1,044
APHA (2005)
Fósforo
mg/L
0,008 mg L-
APHA (2005)
Parâmetros
3.6 Análises Estatísticas
Os dados obtidos durante o monitoramento foram agrupados e tratados através do
software Statistica 6.0. Esses testes são fundamentalmente utilizados em pesquisas
que tem como objetivo comparar condições experimentais já que os mesmos
fornecem respaldo científico na interpretação dos resultados. Como os dados
obtidos nesse trabalho não apresentaram uma distribuição normal, optou-se pela
realização do teste não-paramétrico, conforme recomendado por Callegari -Jacques
(2003).
Os resultados da estatística básica (média, desvio padrão e erro padrão da média),
juntamente com os outiliers e valores extremos foram determinados para todas as
variáveis analisadas nos efluentes.
57
3.7 Remoção de parte da biomassa.
Devido ao crescimento excessivo das macrófitas, aliado aos fortes ventos e ao peso
da inflorescência, algumas plantas começaram a tombar. Esse tombamento foi
sucedendo em maior número de plantas, o que levou à necessidade de remoção
das mesmas.
A remoção foi realizada no dia 09 de setembro de 2008 e foi feita em corte raso
(altura de 10 cm) de
biomassa
toda vegetação (figura 11), resultando uma produção de
de 280 kg de matéria
úmida para os 36,8 m2 dos dois tanques
vegetados, o que correspondeu à uma produtividade de 77,34 ton ha-1. o material
foi incorporado no processo de compostagem.
Amostras de flores, caules, folhas e raízes foram encaminhadas para o laboratório
de pesquisa de solo da Cenibra para realização de análise seguindo metodologia
Embrapa (2009).
Na época da poda foi observado uma densidade média de 54 propágulos / m2 para o
tratamento 1 e 51 propágulos / m2 para o tratamento 2.
58
Figura 11: Detalhe da poda do sistema remoção da biomassa da taboa. Fonte:
o autor
A exemplo do que foi observado por Valentim (2003) na fase de rebrota, observouse um maior número de emissões de brotos nas bordaduras dos tanques vegetados,
provavelmente onde os rizomas dispunham de maiores reservas nutricionais, devido
o efeito da bordadura.
59
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO
Uma vez que o chorume carrega consigo características do seu material de origem,
o chorume originado no processo de compostagem pode conter além da alta carga
orgânica, grandes quantidades de nutrientes e metais pesados, o que desta forma
poderá contaminar o solo e águas subterrâneas (WERNER, 1996). A caracterização
dos resíduos sólidos compõe um requisito importante para o dimensionamento do
sistema de tratamento. A caracterização desses resíduos realizada pelo laboratório
de pesquisa da CENIBRA está reportada na Tab. 3
TABELA 3 - Principais características dos resíduos sólidos utilizados para
compostagem na área de estudo.
Variáveis
Unidade
Casca de
Lodo
Cinza
Eucalyptus Biológico Precipitador
Dregs
pH
-
6,2
7,15
12,5
11,7
Mat. Org. Total
%
94,0
86,61
25,0
16,0
Carbono Total
%
52,23
48,12
13,89
8,89
N -Total
%
0,36
6,08
0,20
0,08
Fósforo
%
0,13
1,63
2,00
0,40
Potássio
%
0,36
0,56
3,42
1,60
Cálcio
%
0,77
1,54
18,85
19,7
700
7132
10450
2600
Ferro
mg dm
-3
Os resultados sugerem que os 2 principais resíduos que compõe a compostagem,
cascas de Eucalyptus e lodo biológico são, em média, 90% de carbono orgânico, o
que pode resultar em uma alta atividade microbiológica nas áreas alagadas
construídas, pela assimilação e transformação desse carbono orgânico em CO2 ou,
dependendo das condições de concentração de O2 na água e sedimento, em CH4
contribuindo para diminuição no pH pela formação de ácidos húmicos (MAYES, et al.
2009).
60
Os macro nutrientes (N e P) diferem em termos de percentual em cada categoria de
resíduos, mas os 6,08% presentes no lodo biológico pode segundo Esteves ( 1998)
representar riscos, de eutrofizar ambientes aquáticos limitados por N.
O Fósforo esta presente em alto percentual na cinza do precipitador e no lodo
biológico. Sendo o principal promotor da eutrofização de ecossistemas aquáticos,
sua lixiviação dos depósitos de resíduos sem tratamento é uma ameaça aos
ecossistemas aquáticos adjacentes, pois, está frequentemente em concentrações
baixas em águas naturais tropicais. (ESTEVES, 1998)
As plantas aquáticas são compostas por 0,7% de N e 0,09% de P. Esses são os
elementos
mais
retirados
das
águas
pelas
atividades
dos
organismos
fotossintetizantes, sendo que cerca de 8 vezes mais N do que P é requerido pelas
plantas. O P, portanto, limita a eutrofização se a concentração de N for 8 vezes mais
abundante na água. O N limita a eutrofização se sua concentração for oito vezes
menor do que a do P na água (WALLACE, 2007).
A razão de Redfield, a qual é freqüentemente aceita como a razão entre os
elementos necessários para estímulo e contínuo crescimento das algas é de 16 N:1
P. Dois fatores são essencialmente importantes na prevalência do N em relação ao
P: Primeiro, uma parte do fosfato é adsorvida por argilas e se depositam nos
sedimentos. Segundo, algumas cianobactérias podem fixar nitrogênio dissolvido na
água, excretando amônia e assim aumentando a disponibilidade de nitrogênio em
águas doces (TUNDISI e TUNDISI, 2008).
61
O cátions básicos (Ca, K ) estão em percentuais elevados, particularmente o Ca,
com 18,8 e 19,7% nas cinzas e “Dregs”, respectivamente. Isso pode causar um
aumento na alcalinidade total dos efluentes, elevação de seu pH e limitar a ação dos
tratamentos com macrófitas sobre essa última variável (VAGSTAD et al., 2001).
Para (Budziak et al. (2004) e Vagstad et al. (2001) as indústrias de celulose e papel
possuem materiais essenciais para o processo de compostagem como fonte de
carbono e nitrogênio. Apesar de a compostagem ser um eficiente processo de
tratamento e com grandes resultados de adubação nos plantios, medidas de
controles deverão ser tomadas para minimizar os impactos ambientais da atividade.
Mara 2003 e Roque (1997) chamam a atenção para o problema de se empregar
técnicas sofisticadas de tratamento de esgotos sem que haja conhecimento local
para operá-los, e que para alcançar as metas da Organização Mundial da Saúde
de universalização dos serviços de água e esgoto até 2025, as tecnologias
empregadas deverão ser localmente apropriadas e, em particular, simples
disponíveis e sustentáveis.
Segundo Von Sperling (1996) as diferenças entre as conjunturas socioeconômicas
de países desenvolvidos e em desenvolvimento, têm forte influência na seleção dos
processos de tratamento de esgotos. Enquanto os custos de implantação e
operação, e a sustentabilidade são itens críticos na escolha de um sistema de
tratamento nos países em desenvolvimento, nos países desenvolvidos os itens mais
importantes a serem considerados são eficiência, confiabilidade, disposição de lodo
e requisitos de área.
4.1 Resultados das análises in situ.
Os resultados das variáveis medidas no local do experimento são mostrados e
discutidos a seguir (tab. 4), serão comparadas variações ocorridas entre a entrada e
62
saída dos leitos de tratamentos e de controles do sistema de Área Alagada
Construída para tratamento de efluentes de compostagem de resíduos de produção
de celulose Kraft de Eucalyptus.
TABELA 4 - Valores médios das variáveis físico-químicas na entrada e saída dos
tanques controle e tratamento e a diferença percentual.
CONTROLE
Temp.
OD
ºC
(mg/L)
TRATAMENTO
Sat.O2
(%)
pH
Pot.Redox
(mV)
Temp.
OD
ºC
(mg/L)
Sat.O2
(%)
pH
Pot.Redox
(mV)
Entrada
23,8
1,1
12,2
8,0
-89,6
23,9
1,2
14,0
8,0
-90,1
Saída
24,1
1,6
19,9
8,2
-101,6
23,5
2,2
26,6
7,7
-70,3
Diferença
(%)
1,2
31,3
38,7
2,4
11,8
-1,7
45,5
47,4
-3,9
-28,2
A figura 12 mostra a variação do pH na entrada e saída dos controles e dos
tratamentos.
9,2
9,0
8,8
8,6
pH ("- log (H+)"
8,4
8,2
8,0
7,8
7,6
7,4
7,2
7,0
E: Entrada
S: Saída
C1
T1
IO: E
C2
T2
C1
T1
C2
IO: S
T2
Média
Média + SE
Média + SD
Outliers
Extremos
Figura 12: Valores médios do pH na entrada (IO:E) e saída (IO:S) do
experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de tratamento (T1 e T2).
63
Os resultados sugerem que o efluente tinha uma natureza básica, com uma média
de pH na entrada tanto do controle quanto do tratamento em torno de 8, 0 com picos
de 7.1 a 9,3, tanto nos controles quanto nos tanques com Typha dominguensis. O
efeito do tratamento (tanques com macrófitas), sobre o pH foi significativo, sugerindo
que houve uma redução real de 0,3 unidade de pH nos tratamentos, enquanto o pH
nos controles subiu ligeiramente (0,2 unidade de pH), apesar de não ser um
aumento significativo. Possivelmente, um dos maiores efeitos na diminuição dos
valores de pH veio da produção de ácidos orgânicos naturais por bactérias, como
subproduto da decomposição incompleta da matéria orgânica. (POLLARD, 2010).
Os valores elevados de pH de alguns dos resíduos de compostagem poderiam ter
mantido o pH elevado, mesmo na presença de ácidos orgânicos naturais, de fraca
acidez, mas a complexação deles com o Fe, presente em altas concentrações,
sugere uma inibição desse efeito. Mayes et al. (2009) registraram diminuições
maiores (2 a 3 unidades de pH), para efluentes com pH >8,0 em tratamento com
áreas alagadas de superfície livre plantadas com macrófitas.
Gschlöbl et al. (1998) verificaram que sistemas de áreas alagadas quando recebem
efluentes em faixa de pH alcalina, levam-no à neutralidade. Essa tendência foi
verificada nos tanques de tratamento plantados com macrófitas.
A figura 13 mostra a variação do potencial de oxi-redução, Eh, em mV na entrada e
saída do controle e do tratamento.
Os valores de potencial redox sempre estiveram negativos, indicando efluentes
redutores, não-tratados e tratados. Os valores de saída dos tanques de tratamento
foram significativamente (α = 0,05) maiores que os dos tanques sem macrófitas.
Esse efeito é, provavelmente devido ao aumento da concentração de O2. A elevada
afinidade por elétrons do oxigênio diminui o potencial redox. No presente estudo,
além da pouca elevação no O2 dissolvido, que será discutida posteriormente, a
64
decomposição de matéria orgânica no lixiviado e nos tanques produz elétrons em
quantidade superior à capacidade de ligação com o O2. Os valores encontrados
estão dentro do esperado para áreas alagadas naturais (-400 a +5 mV) e áreas
alagadas construídas (-400 a + 100 mV) segundo ( VON SPERLING,1996);
VERHOEVEN e MEULEMAN, 1999 e TUNDISI e TUNDIDI, 2008).
0
-20
Potencial Redox, mV
-40
-60
-80
-100
-120
-140
-160
E: Entrada
S: Saída
C1
T1
IO: E
C2
T2
C1
T1
C2
IO: S
T2
Média
Média + SE
Média + SD
Outliers
Extremos
Figura 13: Valores médios do potencial redox (Eh), mV, na entrada (IO:E) e
saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de
tratamento (T1 e T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão.
(MITSCH et al., 2008; MITSCH e GOSSELINK, 2007 e ZHANG et al., 2010) para
latitudes tropicais, a temperatura da água em áreas alagadas construídas é mais
uma função do tamanho dos tanques, pela luminosidade mais ou menos constante
ao longo do ano e consequente exposição à radiação solar. Esses autores
encontraram variações de menos de 2 graus Celsius ao longo do ano em tanques de
AAC nos trópicos, independente da presença e/ou espécies utilizadas.
65
A temperatura do efluente não mostrou diferenças significativas entre os tratamentos
e controles e entre a entrada e saída dos efluentes (figura 14). Entretanto, foi
possível verificar que a temperatura dos efluentes da saída dos tanques controle
(sem vegetação) apresentou ligeira elevação em relação à entrada e em relação
aos tanques de tratamento (com vegetação). Comportamentos semelhantes aos
observados por Tanner et al. (2002) que sugere que a temperatura da água em
áreas alagadas construídas é regulada pelo sombreamento e pela estação do ano.
30
28
Temperatura, °C
26
24
22
20
18
E: Entrada
S: Saída
C1
T1
IO: E
C2
T2
C1
T1
C2
IO: S
T2
Média
Média + SE
Média + SD
Outliers
Extremos
Figura 14: Valores médios da temperatura na entrada (IO:E) e saída (IO:S) do
experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de tratamento (T1 e T2). SE –
Erro padrão SD – desvio padrão.
O oxigênio dissolvido é a segunda molécula mais importante em ecossistemas
aquáticos após a água, em si mesmos (Wetzel, 1983, citado em TUNDISI e
TUNDISI, 2008). A figura 15 mostra a variação da concentração de O2, em mg L-1,
na entrada e saída dos controles e dos tratamentos.
66
5,0
4,5
4,0
3,5
O2 , mg/L
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
0,0
C1
T1
E: Entrada
S: Saída
IO: E
C2
T2
C1
T1
C2
IO: S
T2
Média
Média + SE
Min-Max
Outliers
Extremos
Figura 15: Valores médios da concentração de oxigênio dissolvido na entrada
(IO:E) e saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de
tratamento (T1 e T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão.
Nas raízes das macrófitas, estão fixadas as bactérias que recebem oxigênio e
nitrogênio conduzidos pelos aerênquimas do caule até as raízes. Em troca, as
bactérias decompõem a matéria orgânica que é transformada em nutrientes que são
fornecidos para a planta.
Nos sistemas convencionais de tratamento de esgoto, o processo de decomposição
da matéria orgânica libera gases que produzem mau cheiro. No caso das áreas
alagadas construídas, o mau cheiro é evitado, porque as próprias raízes funcionam
como filtro, eliminando os maus odores. O oxigênio possui uma ação direta na
eliminação dos germes ou bactérias causadoras de doenças, eliminando facilmente
bactérias patogênicas e coliformes fecais. (VALENTIM, 1999; POLLARD, 2010).
Os compostos orgânicos solúveis são degradados aerobicamente, na maior parte,
por bactérias fixas às plantas e à superfície do sedimento, embora a degradação
anaeróbica também ocorra e possa ser, em alguns casos, significante. O oxigênio
67
necessário à decomposição aeróbica provém da atmosfera (difusão), da produção
fotossintética e da liberação pelas raízes das macrófitas (MOORHEAD e REDDY,
1990).
Nos alagados, a troca gasosa entre o sedimento e a atmosfera é muito reduzida
(BRIX, 1990) e, como resultado, a maioria dos sedimentos são anóxicos ou
anaeróbicos, o que determina baixas taxas de decomposição da matéria orgânica
produzida e, portanto, acúmulo desta na superfície do sedimento. Este sedimento
orgânico resultante tem altas capacidades de retenção de água e de troca catiônica.
As camadas superficiais do sedimento, bem como as macrófitas emergentes provêm
uma extensa área de superfície para o crescimento de micro-organismos; assim, os
alagados têm alto potencial para acumular e transformar materiais orgânicos e
nutrientes ( REDDY et al., 1989).
O tratamento biológico do efluente está associado aos processos desempenhados
pelos microorganismos que vivem ao redor das macrófitas e pela remoção de
poluentes, diretamente por assimilação pelos tecidos da própria planta (BREEN,
1990; POLLARD, 2010).
A transferência de oxigênio pelas plantas, para a região da rizosfera, é um requisito
importante para a remoção efetiva de alguns poluentes pelos microorganismos
(REDDY et al., 1989; MOORHEAD e REDDY, 1990).
A análise de variância (α = 0,05) sugere um aumento significativo das médias da
concentração de O2 dissolvido (cerca de 1,0 mg O2 L-1) dos tratamentos T1 e T2 e
para o tanque controle C1. Em C2 os valores de O2 dissolvido foram baixos,
sugerindo elevado consumo para oxidação de compostos orgânicos. O aumento da
concentração de O2 dissolvido se deve, provavelmente, à produção por microalgas.
A razão do mesmo processo não ter acontecido em C2 é desconhecida, mas a
herbivoria por organismos zooplactônicos pode ter sido mais intensa em C2.
68
Herbivoria por zooplâncton já mostrou afetar a concentração de O2 dissolvido em
lagos rasos tropicais (ESTEVES, 1998; TUNDISI, 2002; TUNDISI et al., 2002;
TUNDISI e TUNDISI, 2008);
A Figura 16 mostra a variação da concentração de O2, em % saturação, na entrada
e saída dos controles e dos tratamentos.
45
40
35
Saturação O2 , %
30
25
20
15
10
5
0
E: Entrada
S: Saída
C1
T1
IO: E
C2
T2
C1
T1
C2
IO: S
T2
Média
Média + SE
Média + SD
Outliers
Extremos
Figura 16: Valores médios da saturação de oxigênio dissolvido na entrada
(IO:E) e saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de
tratamento (T1 e T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão.
A saturação de O2 seguiu a variação das concentrações de oxigênio e foram baixas.
Os déficits de saturação variaram entre 80,1% nos tanques de controle a 73,4 % nos
tanques de tratamento. Tais déficits estão ligados às elevadas concentrações de
DBO (59 mg L-1 ) e DQO (574 mg L-1) registradas e discutidas abaixo. Os resultados
estatísticos para O2 dissolvido foram os mesmos para os valores expressos em % de
saturação.
69
Os resultados dessa pesquisa foram abaixo dos encontrados por Toet et al. (2005),
ao estudar o uso de áreas alagadas para pós-tratamento de efluentes de estações
de tratamento de esgotos, onde a concentração de O2 dissolvido aumentou de 3
para 12 mg O2 L-1 após passagem por uma área alagada construída de superfície
livre. Os autores atribuem esse desempenho ao fato do Carbono orgânico recebido
pelas áreas alagadas construídas estar em pequena concentração (<1 mg C L-1), já
em fase dissolvida, o que facilitou sua degradação sem grande consumo de
oxigênio.
4.2 Análises de laboratório.
Nesta seção são mostrados (tab. 5) e discutidos os valores médios das variáveis
medidas em laboratório, para se avaliar a eficiência da remoção de poluentes e de
depuração dos efluentes de compostagem de resíduos de produção de celulose
Kraft de Eucalyptus.
TABELA 5 - Valores médios de Demanda Química e Bioquímica de Oxigênio (DQO
e DBO), (SST), Fósforo Total (PT), Nitrogênio Total Kjeldahl (NTK) e Turbidez
(Turb.) na entrada (E) e saída (S), e a eficiência de remoção (ER) nos tanques de
controle e tratamento.
CONTROLE
TRATAMENTO
DQO
DBO SST
PT
NTK Turb. DQO
(mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (NTU) (mg/L)
DBO
SST
PT
NTK Turb.
(mg/L) (mg/L) (mg/L) (mg/L) (NTU)
E
575
58
63
0,20
6,1
138
572
59
62
0,23
9,0
135
S
527
42
30
0,15
5,4
57
418
34
12
0,1
5,8
38
ER
(%)
8,3
27,6
52,4
25,0
11,5
58,7
26,9
42,4
80,6
56,5
35,6
71,9
4.2.1 DQO e DBO
Os valores de Demanda Química de Oxigênio (DQO) sugerem uma eficiência média
de remoção de 8,3% para os tanques controle (sem vegetação), em comparação
com 26,9% de eficiência para os tratamentos. A tab. 6 demonstra que os tanques
70
vegetados foram mais eficientes em relação aos tanques sem macrófitas, sugerindo
a importância da typha dominguensis na depuração do efluente.
TABELA 6 - Valores de eficiência de remoção do tratamento em relação ao controle
(ERTC) para os parâmetros Demanda Química e Bioquímica de Oxigênio (DQO e
DBO), (SST), Fósforo Total (PT), Nitrogênio Total Kjeldahl (NTK) e Turbidez (TURB).
ERTC
( %)
DQO
DBO
SST
PT
NTK
TURB.
69,0
34,9
35,0
55,8
67,7
18,3
A figura 17 mostra a variação da concentração de DBO, expressa como mg O2 L-1,
na entrada e saída dos controles e dos tratamentos.
1200
1000
DQO, mg/L
800
600
400
200
0
E: Entrada
S: Saída
C1
T1
IO: E
C2
T2
C1
T1
C2
IO: S
T2
Média
Média + SE
Média + SD
Outliers
Extremos
Figura 17: Valores médios da concentração de DQO expressa como mg O2 L-1
na entrada (IO:E) e saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e
C2) e de tratamento (T1 e T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão.
Para a Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) houve uma eficiência média de
remoção de 27,6% para os tanques controle (sem vegetação), enquanto que nos
71
tratamentos houve uma eficiência de 42,4%. Apesar dos tanques vegetados serem
34,9% mais eficientes em relação aos tanques sem macrófitas, a diferença foi
inferior em relação à DQO. (figura 18).
Sendo a DBO um “roubo” de oxigênio de ambientes aquáticos pela degradação da
matéria orgânica carbonácea (VON SPERLING, 1996), as elevadas concentrações
de carbono nos efluentes de entrada sugerem uma possível explicação para o
observado. Nas áreas controle, algas planctônicas possivelmente supriram parte do
oxigênio dissolvido necessário. Garcia et al. (2008) não encontrou diferenças
significativas na eficiência de remoção de DBO (74%) entre áreas alagadas
plantadas com macrófitas e áreas alagadas construídas colonizadas por microalgas
na Espanha, recebendo efluente poluído agrícola. Esse resultado parece ressaltar o
papel crucial das algas em áreas alagadas construídas.
90
80
70
DBO5 , mg/L
60
50
40
30
20
10
0
E: Entrada
S: Saída
C1
T1
IO: E
C2
T2
C1
T1
C2
IO: S
T2
Média
Média + SE
Média + SD
Outliers
Extremes
Figura 18: Valores médios da concentração de DBO5 na entrada (IO:E) e saída
(IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de tratamento (T1 e
T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão.
72
Amostras de escoamento superficial de restos de casca e madeira de Picea abies
(L.), ou Pinheiro da Noruega, registraram concentrações de DQO entre 2475 a 6563
mg L-1, pH variando de 4,0 a 4,6, N-Total entre 0.07a1.19 mg N L-1 e concentrações
de P-Total entre 0.23 e 3.15 mg P L-1. Para Populus tremuloides a concentração de
DBO520, em amostras de água de chuva que atravessou pilhas de resíduos dessa
espécie variou de 500 a 5000 mg L-1.
4.2.2 Remoção de Sólidos Suspensos Totais (SST) e Turbidez
Na tab. 7 encontra-se uma comparação da eficiência de remoção de SST por outras
áreas alagadas construídas com este estudo. A figura 19 mostra a variação da
concentração de SST, expressa como mg O2 L-1 , na entrada e saída dos controles
e dos tratamentos.
TABELA 7 - Comparação de eficiências de remoção de SST entre os resultados
desse estudo com tratamentos para efluentes municipais e de lixiviado de aterro
sanitário. Concentrações em mg SST L-1.
Tipos de efluentes
Entrada
Saída
Eficiência (%)
Referências
20,0
7,5
62,5
512
146,4
71,1
Campos et al., 2002
61,7
12,0
80,6
Este estudo
Tratamento
terciário de
efluentes
municipais
Ghermandi et al.,
2007
Lixiviado de
aterros sanitários
Lixiviado de
compostagem de
resíduos de
celulose
73
160
140
120
SST, mg/L
100
80
60
40
20
0
C1
E: Entrada
S: Saída
T1
C2
T2
C1
T1
IO: E
C2
T2
IO: S
Média
Média + SE
Média + SD
Outliers
Extremes
Figura 19: Valores médios da concentração de SST na entrada (IO:E) e saída
(IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de tratamento (T1 e
T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão.
A turbidez, ou a capacidade da água em absorver luz (VON SPERLING, 1996), foi
reduzida significativamente em todos os tanques, com e sem macrófitas (figura 20)
200
180
160
Turbidez, NTU
140
120
100
80
60
40
20
E: Entrada
S: Saída
C1
T1
IO: E
C2
T2
C1
T1
C2
IO: S
T2
Média
Média + SE
Média + SD
Outliers
Extremos
Figura 20: Valores médios da turbidez na entrada (IO:E) e saída (IO:S) do
experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de tratamento (T1 e T2). SE –
Erro padrão SD – desvio padrão.
74
Diversos autores afirmam que sistemas de tratamento por áreas alagadas
construídas são bastante eficientes na remoção de sólidos em suspensão (SST) e
conseqüentemente da turbidez. A redução desses valores nesses sistemas é devido
principalmente á processos físicos que retêm colóides e partículas milimétricas
contidas nos efluentes. O desenvolvimento do sistema de raízes das plantas que,
aliado ao tempo de retenção, é fundamental no processo de retenção das partículas.
O desenvolvimento das raízes no meio também estabilizou o leito evitando a
formação de caminhos preferenciais de fluxo, e reduziu a variação dos valores do
efluente tratado. (GSCHLÖBL et al., 1998; NERALLA et al., 2000; CAMPOS et al.,
2002; SOLANO et al., 2004).
4.2.3 Remoção de fósforo e nitrogênio.
A Figura 21 mostra a variação da concentração de Fósforo, expressa como mg O2 L1
, na entrada e saída dos controles e dos tratamentos.
0,35
0,30
Fósforo, mg/L
0,25
0,20
0,15
0,10
0,05
0,00
E: Entrada
S: Saída
C1
T1
IO: E
C2
T2
C1
T1
C2
IO: S
T2
Média
Média + SE
Média + SD
Outliers
Extremes
Figura 21: Valores médios da concentração de fósforo na entrada (IO:E) e
saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de
tratamento (T1 e T2). SE – Erro padrão SD – desvio padrão.
75
Em áreas alagadas construídas pode-se obter até 95% de remoção de fósforo nos
primeiros anos de operação (REED, 1993). Wood e Mcatamney (1996) avaliaram
áreas alagadas construídas com substrato constituído por laterita granulada, rica
em óxidos de ferro e alumínio, como meio suporte e obtiveram remoção de 96% do
fósforo.
A eficiência de remoção de fósforo nas saídas dos tanques de tratamentos
plantados com Typha Dominguensis foi em média
56,5%. Esses valores foram
superiores aos valores encontrados por Toet et al. (2005), que estudando áreas
alagadas construídas de água livre observou uma redução de 26% de N e 5% de
redução de fósforos.
Pollard (2010), experimentando com baixa e alta carga de P em áreas alagadas
construídas de água livre, (tabela 8) achou os seguintes resultados:
TABELA 8 - Concentrações de N e P em baixa e alta carga.
Alta carga de P- total
Baixa carga de P- total
Entrada
Saída
Entrada
Saída
P- total
2,9
1.4
8,3
6,5
N- orgânico
31,0
9,8
34,5
9,4
N-NH4
30,5
9,0
30,5
6,8
N-NO3
1,4
0,1
0,8
0,0
O fósforo presente nas águas residuárias, quer seja na forma iônica ou complexada,
encontra-se, geralmente, como fosfato e sua remoção por disposição dos esgotos
em áreas alagadas é controlada pelos processos biótico e abiótico (REDDY e
D’ANGELO,1997).
76
Muitos estudos têm relatado que a remoção de fósforo através da assimilação pelas
plantas é baixo comparado as cargas usuais deste nutriente entrando em sistemas
de alagados (DRIZO et al., 1997; STOTTMEISTER et al., 2003 e NERALLA et al.,
2000).
A remoção de fósforo se deve principalmente a precipitação das formas solúveis
com metais como ferro e alumínio principalmente (MERZ, 2000), e adsorção de
partículas ao material constituinte do leito, como argila, silte, pedras, entre outros
(DRIZO et al., 1997 e MERZ, 2000). Por conseqüência, a capacidade de retenção e
remoção de fósforo em uma área alagada construída é limitada e exaure após um
certo tempo que varia em função principalmente, das características químicas do
meio suporte.
Para Reed al. (1995), desde que deposição de sedimento é o principal caminho para
remoção de fósforo, o valor da taxa de remoção é função da área superficial da AAC
e da concentração de fósforo na água residuária. A US EPA (2000b) reportou que a
remoção de fósforo em todos os tipos de AAC, tratando águas residuárias urbanas,
sempre requer tempo de residência hidráulica
para gerar efluente com baixa
concentração de fósforo.
Os valores de nitrogênio (mg N-Total L-1) obtidos durante o monitoramento para
entrada e saída dos controles e dos tratamentos são mostrados na figura 22.
77
24
22
20
18
Nitrogênio Total, mg/L
16
14
12
10
8
6
4
2
0
E: Entrada
S: Saída
C1
T1
IO: E
C2
T2
C1
T1
C2
IO: S
T2
Média
Média + SE
Média + SD
Outliers
Extremes
Figura 22: Valores médios da concentração de nitrogênio na entrada (IO:E) e
saída (IO:S) do experimento para os leitos de controle (C1 e C2) e de
tratamento (T1 e T2).
Com a liberação de oxigênio pelas raízes na água, ocorre oxidação das substâncias.
Mas o processo mais importante que suporta a base científica do uso das macrófitas
é a simbiose entre as plantas e os microrganismos presentes. Como na rizosfera
ocorre uma justaposição entre uma região aeróbia e outra anóxica, com a presença
de nitrogênio em suas diversas formas, ocorre o desenvolvimento de várias
bactérias que executam o processo de nitrificação-desnitrificação (VALENTIM,
1999).
A remoção de nitrogênio nas saídas dos tanques de tratamentos plantados com
Typha Dominguensis foi em média 35,6%, enquanto que nos tanques usados como
controle (sem plantas) a remoção foi de 11,5%. Os dados apresentados mostraram
que o abastecimento de oxigênio no leito pode ter sido insuficiente ou não bem
distribuído. Isto pode ser concluído pela baixa remoção de nitrogênio amoniacal e
Kjeldahl obtidas no processo, pois vários trabalhos reportam a nitrificaçãodenitrificação como sendo uma das principais vias de recuperação de nitrogênio dos
esgotos em áreas alagadas construídas de fluxo superficial e subsuperficial
(MCBRIDE e TANNER, 2000; TANNER et al., 2002).
78
O valor menor de redução nitrogênio na saída dos controles, em relação aos
tanques de tratamento pode ser atribuído à presença de Cyanobactérias, fixando N2
dissolvido na água e excretando-o como N-orgânico ou como produto de lise celular.
As condições para fixação de N2 por Cyanobactérias diminuem nos tanques de
tratamento, pelo sombreamento e maior competição por nutrientes com as plantas e
algas perifíticas.
4.2.4 Resultados das análises de concentração de nutrientes nos tecidos da
Typha dominguensis.
As análises realizadas nos tecidos das plantas para verificar a concentração de
nutrientes nas flores, caules, folhas e raízes de Typha dominguensis (Tab. 9 e 10)
sugerem que há diferenças entre os tanques de tratamento e entre as partes das
plantas.
TABELA 9 - Percentual de nutrientes encontrados em diferentes partes do tecido
de Typha Dominguensis para o tratamento 1.
Nitrogênio
Fósforo
Potássio
Calcio
Flores
1,80
0,40
1,66
0,75
Caule
0,85
0,21
5,22
0,89
Folha
1,84
0,19
4,57
0,65
Raiz
0,73
0,14
2,19
1,04
79
TABELA 10 - Percentual de nutrientes encontrados em diferentes partes do tecido
de Typha Dominguensis para o tratamento 2.
Nitrogênio
Fósforo
Potássio
Calcio
Flores
1,41
0,34
1,76
0,42
Caule
1,46
0,21
4,46
1,58
Folha
1,59
0,19
4,68
0,67
Raiz
1,05
0,12
2,30
0,86
Com o desenvolvimento das plantas, a biomassa acima e abaixo do sedimento
aumentou significativamente durante o experimento, fornecendo uma oportunidade
de medir a concentração de nutrientes em seus tecidos. A Typha Dominguensis
mostrou diferenças para todas as partes da planta analisada, entre os tanques de
tratamento 1 e 2, sugerindo uma interação das raízes com a microflora do sedimento
com assimilação dos nutrientes. Larue et al. (2010) encontrou diferenças na
concentração de N em três espécies de macrófitas (Iris pseudacorus, Typha latifolia
e Phragmites australis), tanto nas partes aéreas quanto raízes, atribuindo isso às
concentrações de polifenóis nesses diferentes tecidos, que formavam complexos
com o Nitrogênio.
O fósforo apresentou resultados semelhantes para os tratamentos 1 e 2 e entre
tecidos analisados. Pelton et al. (1998), utilizando
32
P atribuíram a ausência de
diferença nas concentrações de P em Typha dominguensis à pouca mobilidade do P
no sedimento e a necessidade do mesmo em todas os tecidos vegetais.
Também para as bases (K, Ca), os resultados dos testes sugerem uma diferença
significativa entre os tanques de tratamento e na concentração dos tecidos.
Baldantoni et al. (2004) encontraram diferenças significativas para macro e micro
nutrientes em raízes e caules de Phragmites communis e Najas marina. Esses
autores sugerem que diferenças sutis no substrato e na comunidade microbiana da
rizosfera podem induzir a diferentes taxas de absorção de nutrientes, enquanto
80
pressões ambientais (temperatura do ar, vento, herbivoria e competição intraespecífica) modificam a distribuição dos elementos nos tecidos.
Para o presente estudo, o tempo do experimento foi curto para avaliar com mais
precisão as taxas de absorção de nutrientes pelas macrófitas. Entretanto, elas
desempenham um importante papel na depuração dos efluentes, especialmente do
nitrogênio e fósforo.
81
5 CONCLUSÕES
Diante dos resultados obtidos com a aplicação de áreas construídas de Superfície
Alagada Livre (SAL) no tratamento de efluente superficial para tratamento de
efluentes superficiais de pátios de compostagem da indústria de celulose, é possível
apresentar as seguintes conclusões:
• O pH foi favoravelmente afetado pela passagem pelas áreas alagadas
plantadas;
• Houve diferenças nas eficiências de remoção de nutrientes entre os tanques
vegetados com macrófitas, em relação aos tanques denominados controle
sem vegetação, que sugerem um efeito benéfico na depuração deste tipo de
efluente de resíduos de polpação Kraft de Eucalyptus.
• O sistema de áreas construídas de superfície alagada livre (sal) plantado com
taboa, para tratamento do efluente superficial de pátios de compostagem,
apresentou bons resultados de remoção sendo: 26,9 % de DQO, 42,4 % de
DBO5, 80,6 % de Sólidos Suspensos Totais, 35,6 % de Nitrogênio total
Kjeldahl, 56,5 % de Fósforo total e 71,9 % de Tubidez.
• Houve um acréscimo significativo, ainda que pequeno, nos valores de
oxigênio dissolvido nos efluentes dos tanques vegetados pela transferência
de oxigênio para o leito.
• A Typha dominguensis mostrou potencialidade para tratamento de efluente
de resíduos de polpação Kraft de Eucalyptus, com resistência aos efluentes
superficiais.
• Os resultados obtidos com esse experimento parecem corroborar a
experiências em outras partes do mundo com áreas alagadas construídas;
• Em locais onde exista disponibilidade de área para a sua instalação, são
alternativas eficientes para integrar sistemas de tratamento de lixiviados, com
custos de implantação e operação relativamente baixos, compatíveis com a
realidade principalmente em países em desenvolvimento;
• Além da obtenção de resultados, considerados satisfatórios, as áreas
alagadas podem ser utilizadas para atividades de educação ambiental,
82
especialmente aquelas relativas à reflexão sobre a importância da
preservação e gerenciamento dos recursos hídricos;
83
6 RECOMENDAÇÕES
•
Realizar experimentos em sistema de fluxo subsuperficial para verificação da
eficiência de remoção de carga, com maior tempo de residência, pelo menos
em três ciclos hidrológicos e com outras espécies;
•
Construir sistema em série para verificar a performance de tratamento;
•
Monitorar todas as formas de nitrogênio e fósforo, especialmente as
dissolvidas e estimar o fluxo de N na forma de N2 e N2O;
•
Monitorar a produção de CO2; CH4 e H2S;
•
Testar a utilização da macrófita na produção de composto orgânico;
•
Procurar estender o experimento a mais sítios, para se ter informações sobre
a influência de outras condições climáticas e de relevo sobre o desempenho
do sistema;
•
Testar a utilização da macrófita como ração animal e material de construção,
devido à elevada produtividade observada.
84
7 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
AMERICAN PUBLIC HEALTH ASSOCIATION – APHA. Standard Methods For The
Examination Of Water And Wastewater. 21º. ed. Washington. D.C.: APHA 2005.
ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS – ABNT. Determinação da
demanda química de oxigênio (DQO) - Métodos de refluxo aberto, refluxo
fechado - titulométrico e refluxo fechado colorimétrico - Método de ensaio. Rio
de Janeiro,1988.: NBR 10.357.
ANJOS, J. A. S. A. Avaliação da eficiência de uma zona alagadiça (wetland) no
controle da poluição por metais pesados: O caso da Plumbum em Santo
Amaro da Purificação/BA. 2003. 328 f. Tese (Doutorado em Engenharia) – Escola
Politécnica, Universidade de São Paulo, 2003.
ANSOLA, G.; MANUEL, J. G.; CORTIJO, R.; LUIS, E. Experimental and full–scale
pilot plant constructed wetlands for municipal wastewater treatment. Ecology
Engineering, v. 21, n. 1, p. 43-52, 2003.
ARIAS, C. A.; BRIX, H. Phosphorus removal in constructed wetlands: Can
suitable alternative media be identified? In: Proceedings: 6th International
Conference on Waste Stabilization Ponds and 9th International Conference on
Wetland Systems for Water Pollution Control. Avignon, France, IWA/Astee. CDROM. 2004
BADKOUBI, A.; GANJIDOUST, H.; GHADERI, A.; RAJABI, A. Performance of
subsurface constructed wetland in Iran. Water Science Technology, v.38, n.1,
pp.345- 350, 1998.
BALDANTONI D.; ALFANI A.; DI TOMMASI P.; BARTOL G.; DE SANTO A. V.
Assessment of macro and microelement accumulation capability of two
aquatic plants. Environmental Pollution 130: 149-156. 2004.
BAVOR, H. J.; ROSER, D. J; FISHER, P. J.; SMALLS, I. C. Performance of solid
matrix wetland systems viewed as fixed-film bioreactors. In: D.A. Hammer (ed.)
Constructed Wetlands for Wastewater Treatment. Chelsea, MI: Lewis Publishers,
pp.646-656, 1989.
BAYLEY, S.E. The effect of natural hydroperiodic fluctuations on freshwater
receiving added nutrients. In: Godfrey, P.J. et al (eds.) Ecological Considerations in
Wetlands Treatment of Municipal Wastewaters. New York: Van Nostrand Reinhold,
1985. p.180.
BELLIO M.G.; KINGSFORD, R.T.; KOTAGAMA S.W. Natural versus artificialwetlands and their waterbirds in Sri Lanka. Biological Conservation, 142 3076 –
3085. 2009.
BRANCO, S. M. Hidrobiologia Aplicada à Engenharia Ambiental. 3. ed. São
Paulo: CETESB/ASCETESB, 1986.
85
BRASIL M. S.;MATOS A. T.; FIA R. Eficiência e impactos ambientais do
tratamento de águas residuárias da lavagem e despolpa de frutos do cafeeiro
em áreas alagadas naturais. Engenharia na Agricultura. 11, (1-4). 2003.
BREEN, P.F. A mass balance method for assessing the potential of artificial
wetlands for wastewater treatment. Water Res. 24: 689-702. 1990.
BRIX H. Wastewater treatment in constructed wetlands: System design,
removal processes, and treatment performance. In: Moshiri GA, (ed.).
Constructed wetlands for water quality improvement. CRC Press; 9–22.1993.
BRIX, H. Functions of macrophytes in constructed wetlands. Water Science
Technology, 4. (29): 71-78. 1994.
BRIX, H. Gas exchange through the soil-atmosphere interphase and through
dead culms of Phragmites australis in a constructed reed bed receiving
domestic sewage. Water Res, 24: 259-267. 1990.
BRIX, H. Use of constructed wetlands in water pollution control: historical
development, present status, and future perspectives. Water Science
Technology, 30 (8): 209-223. 1994.
BRIX, H.; SCHIERUP, H.H. The use of aquatic macrophytes in water pollution
control. Ambio. 18: 100-115. 1989.
BUDZIAK, R.; MAIA, M. B. F.; MANGRICH, S. Transformações químicas da
matéria orgânica durante a compostagem de resíduos da indústria madeireira.
Quimica Nova, 27. (3). 2004.
BULC T. G. Long term performance of a constructed wetland for landfill
leachate treatment. Ecological Engineering 26: 365–374. 2006.
BURGOON, P.S.; REDDY, K.R.; DEBUSK, T.A.; KOOPMAN, B. Vegetated
submerged beds with artificial substrates. II: N and P Removal. Journal ASCEEED. 4, (117): 408-424. 1991.
CALHEIROS C. S. C.; RANGEL, A. O. S. S.; CASTRO P. M. L. Constructed
wetland systems vegetated with different plants applied to the treatment of
tannery wastewater. Water research 41: 1790 – 1798. 2007.
CALLEGARI-JACQUES, S. M. Bioestatística: Princípios e Aplicações. Porto
Alegre: Artmed, 2003.
CAMARGO J. A., VOELZ N. J. Biotic and abiotic changes along the recovery
gradient of two impounded rivers with different impoundment use.
Environmental Monitoring and Assessment 50: 143–158. 1998.
CAMPOS, J.C. ; FERREIRA, J.A.; MANNARINO, C.F.; SILVA, H.R.; BORBA, S.M.P.
Tratamento do chorume do aterro sanitário de Piraí (RJ) utilizando wetlands. In:
VI Simpósio Ítalo Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, Anais, Vitória-ES:
Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental, 2002.
86
CARLETON J.N.; GRIZZARD T. J.; GODREJ A.N.; POST H.E. Factors affecting
the performance of storm water treatment wetlands. Water Research 35: 1552–
1562. 2001.
CHANDRA, R.; YADAV S.; BHARAGAVA, R.N.; MURTHY R.C. Bacterial
pretreatment enhances removal of heavy metals during treatment of postmethanated distillery effluent by Typha angustata L. J Environ Manage.
88(4):1016-24. 2008
COSTA, L. L.; CEBALLOS, B. S. O.; MEIRA, C. M. B. S.; CAVALCANTI M. L. F.
Eficiência de Wetlands construídos com dez dias de detenção hidráulica na
remoção de colifagenos e bacteriófogos. Revista de Biologia e Ciências da Terra
3, (1). 104-112. 2003.
COWARDIN, L. M . Classification of wetlands and deepwater habitats of the
United States. U. S. Department of the Interior, Fish and Wildlife Service,
Washington,
D.C.
Version
04/1998.
Disponível
em:
<http://
www.npwrc.usgs.gov/resource/1998/ classwet/ classwet.htm>. Acesso em: 5 fev.
2005.
DAVIS, L. A. Handbook of Constructed Wetlands. A Guide to Creating Wetlands
for: Agricultural Wastewater, Domestic Wastewater, Coal Mine Drainage,
Stormwater in the Mid-Atlantic Region, Volume 1: (USEPA Region III with USDA,
NRCS, ISBN 0- 16-052999-9). 250p. 1995.
DAVISON, L.; HEADLEY, T.; PRATT, K. Performance and sustainability of small
horizontal flow wetlands. In: Proceedings: 6th International Conference on Waste
Stabilization Ponds and 9th International Conference on Wetland Systems for Water
Pollution Control. Avignon, France, CD-ROM. 2004
DE BUSK, T.A.; REDDY, K.R.; HAYES, T.D.; SCHWEGLER Jr.; B.R. Performance
of a pilot-scale water hyacinth-based secondary treatment system. J. Water
Pollut. Control. 61. 1217 – 1230. 1989.
DINGES, R. Upgrading stabilization pond effluent by water hyacinth culture. J.
Water Pollut. Control 5: 833-843 1978.
DINGES, R.; DOERSAM, J. The Hornsby Bend Hyacinth facility in Austin, Texas.
Water Sci. Technol. 19. 10: 41-51, 1987.
DRIZO, A.; FROST, C. A.; SMITH, K. A.; GRACE, J. Phosphate and ammonium
removal by constructed wetlands with horizontal subsurface flow, using shale
as a substrate. Water Science and Technology, 35, (5), 95 – 102, 1997.
ECOCELL. Banhados Construídos. 2008. http.ecocell.com.br/banhados
construídos. Acesso em 28 de setembro de 2008.
EIGHMY, T.T.; BISHOP, P.L. Distribution and rate of bacterial nitrifying
populations in nitrogen removal in aquatic treatment systems. Water Res. (23):
947-956. 1989.
87
EMBRAPA. Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária. Manual de análises
químicas de solos, plantas e fertilizantes / editor técnico, Fábio Cesar da Silva. 2. ed. rev. ampl. - Brasília, DF : Embrapa Informação Tecnológica, 2009.
ESTEVES, F. A. Fundamentos de limnologia. 2. ed. Rio de Janeiro: Interciência,
1998. 602p.
FAULWETTER, J. L.; GAGNONB, V.; SUNDBERGC, C.; CHAZARENCD, F.;
BURRA M. D.; BRISSONB J., CAMPERA A. K.; STEINA O. R. Microbial
processes influencing performance of treatment wetlands: A review. Ecological
Engineering 35: 987–1004. 2009.
FORNES F.; CARRIÓN C.; GARCÍA-DE-LA-FUENTE, R.; ROSA P.; ABAD M.
Leaching composted lignocellulosic wastes to prepare container media:
Feasibility and environmental concerns. Journal of Environmental Management.
91: 1747-1755. 2010.
GARCÍA, H.; RICO, J. e GARCÍA, P.; Comparison of anaerobic treatment of
Leachates from an Urban-Solid-Waste Landfill at Ambient Temperature and at
35oc. Bioresource Technology 58,: 273-277. 1997
GARCíA, M.; FÉLIX S.; GONZÁLES, J. M.; BÉCARES, E. A comparison of
bacterial removal efficiencies in constructed wetlands and algae-based
systems. Ecological Engineering 32: 238–243. 2008.
GARCÍA-LLEDÓ, A.; RUIZ-RUEDA O.; VILAR-SANZA A.; SALAB L.; BÃNERASA L.
Nitrogen removal efficiencies in a free water surface constructed wetland in
relation
to
plant
coverage.
Ecological
Engineering.,
doi:10.1016/j.ecoleng.2010.06.034. 2010.
GERSBERG, R.M.; ELKINS, B.V.; GOLDMAN, C.R. Nitrogen removal in artificial
wetlands. Water Res. 17: 1009-1019, 1983.
GERSBERG, R.M.; LYON, S.R.; BRENNER, R.; ELKINS, B.V. Fate of viruses in
artificial wetlands. Appl. Environ. Microbiol. 53: 731-742. 1987.
GHERMANDI A.; BIXIO D.; THOEYE, C. The role of free water surface
constructed wetlands as polishing step in municipal wastewater reclamation
and reuse. Science of the Total Environment. 380: 247–258. 2007.
GHOSH, S.; GOPAL, B. Influences of highly variable hydrologic fluxes on
constructed wetlands performance in southeastern India. J. App. Eco. 26 (11):
121-133. 2010.
GLIME, J. H.; VITT, D.H. The physiological adaptations of aquatic Musci.
Lindbergia, 10: 41-52. 1984.
GOPAL, B. Natural and constructed wetlands for wastewater treatment:
Potential and problems. Water Science Technology 40, (3): 27-35. 1999.
88
GSCHLÖBL, T.; STEINMANN, C.; SCHLEYPEN, P.; MELZER, A. Constructed
wetlands for effluent polishing of lagoons. Water Research, 32, (9): 2639 – 2645,
1998.
HABERL, R. Constructed wetlands: a chance to solve wastewater problems in
developing countries. Water Science Technology. 40,(3): 11-17. 1999.
HACKETT, GRAYDON A.R.; EASTON, CHARLES A.; DUFF, SHELDON J.B.
Composting of pulp and paper mill fly ash with wastewater treatment sludge.
Bioresource Technology. 70: 1122-1134. 1999.
HAM J.; YOON C. G.; KIM H.-J.; CHUL H.- K.; Modeling the effects of constructed
wetland on nonpoint source pollution control and reservoir water quality
improvement. Journal of Environmental Sciences 22(6): 834–839. 2010,
HAMMER, D.A. Constructed wetlands for wastewater treatment, municipal,
industrial and agricultural. Chelsea. Lewis Publishers. 235p. 1989
HEDMARK Ǻ.; SCHOLZ M.; Review of environmental effects and treatment of
runoff from storage and handling of wood. Bioresource Technology 99: 5997–
6009. 2008.
HEGEMANN, W. Natural wastewater treatment systems in Germany –
constructed wetland and lagoons. In: CHERNICHARO, C. A. L. e Von SPERLING,
M. Seminário Internacional: Tendências no tratamento simplificado de águas
residuárias domésticas e industriais. Belo Horizonte. p. 81-104. 1996
HILL, D. T.; PAYTON, J. D. Effect of plant fill ratio on water temperature in
constructed wetlands. Bioresource Technology. 71, (3): 283-289. 2000.
IBGE. Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística. Estatísticas sociais. Pesquisa
Nacional
de
Saneamento
Básico.
2000.
<http://www.ibge.gov.br/home/estatistica/populacao/condicaodevida/pnsb/esgotamen
to_sanitario/defaultesgotamento.shtm > Acesso em: 15 /07/ 2008
KADLEC R. H.; KNIGHT R. L.; VYMAZAL J.; BRIX H.; COOPER P.; HABERL R.
Constructed wetlands for pollution control: processes: performance, design
and operation. London: IWA publishing; 156 pp. 2000.
KADLEC R. H.; ROYB S. B.; MUNSONC R. K.; CHARLTOND S.; BROWNLIEE W.
Water quality performance of treatment wetlands in the Imperial Valley,
California. Ecological Engineering: 36: 1093–1107. 2010.
KADLEC R.H. Comparison of free water and horizontal subsurface treatment
wetlands. Ecological Engineering 35:159–174. 2009.
KADLEC, R. H. Pond and wetland treatment. Water Science Technology. 48. (5):
1-8. 2003.
89
KADLEC, R. H. Wetland to pond treatment gradients. In: International conference
on waste stabilization ponds, 6., International conference on wetland systems, 9.
Communications of common interest: Cemagref, p. 35-42. 2004.
KADLEC, R. H.; KNIGHT, R. L. Treatment wetlands. Boca Raton: Lewis Publishers.
893 p. 1996.
KADLEC, R. H.; ZMARTHIEB L. A. Wetland treatment of leachate from a closed
landfill. Ecological Engineering. 36: 946–957. 2010.
KARADAG D.; TOK S.; AKGUL, E.; TURAN M.; OZTURK M.; DEMIR A. Ammonium
removal from sanitary landfill leachate using natural gördes clinoptilolite.
Journal of Hazardous Materials 153: 60–66 : 2008.
KASEVA, M. E. Performance of a sub-surface flow constructed wetland in
polishing pretreated wastewater - a tropical case study. Water Research, 2004.
p. 681-687.
KIVAISI, A. K. The potential for constructed wetlands for wastewater treatment
and reuse in developing countries: a review. Ecological Engineering. 16 (4): 545560, 2001.
KULIKOWSKA D.; KLIMIUK E. The effect of landfill age on municipal leachate
composition. Bioresource Technology 99: 5981–5985. 2008.
LABER, J.; HABERL, R.; e SHRESTHA, R. Two-stage construted wetland for
treating hospital wastewater in Nepal. Water Sci. Tech. 40, (3): 317-324, 1999.
LARA BORRERO, J. A. Depuración de aguas residuales municipales con
humedales artificiales. Dissertação (Mestrado em Ingeniería y Gestión Ambiental)
– Universidad Politécnica de Cataluña, Espanha, 122p. 1999.
LARUE, C.; KORBOULEWSKY N.; WANG R.; MÉVY J. Depollution potential of
three macrophytes: exudated, wall-bound and intracellular peroxidase
activities plus intracellular phenol concentrations. Bioresource Technology 101:
7951–7957. 2010.
LAUTENSCHLAGER, S. R. Modelagem do desempenho de wetlands
construídas. Dissertação (Mestrado em Engenharia) – Universidade de São Paulo,
São Carlos. 90 p. 2001.
LEOPOLDO, P. R.; CONTE, M. L. Processo fito-pedológico aplicado no
tratamento de efluentes domésticos. In: Congreso Interamericano de Ingenieria
Sanitaria Y Ambiental .Asociación Interamericana de Ingenieria Sanitaria y
Ambiental,. CD-ROM. México 1996
LIBÂNIO, P. A. C.; CHERNICHARO, C. A. L.; NASCIMENTO, N. O. A dimensão da
qualidade de água: Avaliação da relação entre indicadores sociais, de
disponibilidade hídrica, de saneamento e de saúde pública. Engenharia
Sanitária e Ambiental, 10, (3): 219 – 228. 2005.
90
LIM, P. E.; WONG, T. F.; LIM, D. V. Oxygen demand, nitrogen and copper
removal by free-water-surface and subsurface-flow constructed wetlands
under tropical conditions. Environmental Interaction 26 (5-6): 425-431. 2001.
LIMA, L.M.Q. Tratamento de lixo. São Paulo: Ed. Hemus, 1991. 240p.
LINDELL L.; ÅSTRÖM M.; ÖBERG T. Land-use change versus natural controls
on stream water chemistry in the Subandean Amazon, Peru. Applied
Geochemistry 25: 485–495. 2010.
LOPES-FERREIRA, C. M. Estudo de uma área alagada do rio Atibaia visando a
elaboração de proposta de manejo para melhoria da qualidade da água no
reservatório de Salto Grande (Americana, SP).. Tese (Doutorado em Ciências da
Engenharia Ambiental) – Departamento de Ciências Biológicas – Universidade
Federal de São Carlos, São Carlos. 145p. 2000.
LUCIANO, S. C. Macrofitas aquaticas Eichhornia azurea (Kunth) e Brachiaria
arrecta (Stent). Dissertação (Mestrado) - EESC - Escola de Engenharia de São
Carlos, São Carlos. 155p. 1996.
MANDER, M. E. Performance of a sub-surface flow constructed wetland in
polishing pretreated wastewater - a tropical case study. Water Research, 38, (6):
681-687. 2004.
MANDER, U.; LÕHMUS, K.; KUUSEMETS, V.; TEITER, S.; NURK; K.; Dynamics of
nitrogen and phosphorus budgets in a horizontal subsurface flow constructed
wetland. Proceedings: 6th International Conference on Waste Stabilisation Ponds
and 9th International Conference on Wetland Systems for Water Pollution Control.
Avignon, France. CD-ROM. 2004
MANFRINATO, E. S. Avaliação do Método Edafo-Fitodepuração para tratamento
preliminar de águas. Dissertação (Mestrado) - ESALQ - Escola Superior de
Agricultura Luiz de Queiroz, Piracicaba. 98p. 1989.
MARA, D. D. Water, sanitation and hygiene for the health of developing nations.
Public Health. 117: 452-456. 2003
MATAMOROS V.; PUIGAGUT J.; GARCÍA J.; BAYONA, J. M. Behavior of selected
priority organic pollutants in horizontal subsurface flow constructed wetlands:
A preliminary screening. Chemosphere. 69: 1374–1380. 2007
MATOS, A. T. & LO MONACO, P. A. Tratamento e aproveitamento agrícola de
resíduos sólidos e líquidos da lavagem e despolpa de frutos do cafeeiro.
Dissertação de Mestrado. UFV, Viçosa. 2003. 68p.
MAYES W.M.;⁎.; BATTY L.C.; YOUNGER P.L.; JARVISA A.P.; KÕIVC M.; VOHLAC
C.; MANDERC U. Wetland treatment at extremes of pH: A review. Science of the
total environment. 407: 3944 – 3957. 2009.
91
McBRIDE, G. B.; TANNER, C. C. Modelling biofilm nitrogen transformations in
constructed wetland mesocosms with fluctuating water levels. Ecogical
Engineering. 14 (93) – 106 - 113, 2000.
MEHMOOD, M.K.; ADETUTU, E.; NEDWELL, D.B., BALL A.S. In situ microbial
treatment of landfill leachate using aerated lagoons. Bioresource Technology
100: 2741–2744. 2009.
MELO A. S.; BINI L. M.; SIDINEI T.; Assessment of methods to estimate aquatic
macrophyte species richness in extrapolated sample sizes. Aquatic Botany. 86
377–384. 2007.
MERZ, S. K. Guidelines for Using Free Water Surface Constructed Wetlands to
Treat Municipal Sewage. Department of Natural Resources, Queensland, Australy,
2000.
MITSCH W J.; TEJADAB JULIO, NAHLIKA A.; KOHLMANNB B.; BERNALA B.;
HERNÁNDEZB C. E. Tropical wetlands for climate change research, water
quality management and conservation education on a university campus in
Costa Rica. Ecological Engineering 34: 276–288. 2008.
MITSCH, W. J. e GOSSELINK, J. G. Wetlands. 4th Edition. Washington, D.C.,
USA. Wiley & Sons Inc. 582p. 2007.
MOORHEAD, K.K.; REDDY, K.R. Carbon and nitrogen transformations in
wastewater during treatment with Hydroctyle umbellata L. Aquat. Bot. 37: 153164, 1990.
MORAES, A. R. Estimativa do estoque de elementos químicos em macrófitas
aquáticas do reservatório de Salto Grande (Americana-SP). Dissertação
(Mestrado) – Universidade de São Paulo, São Carlos. 94 p.1999.
MORENO, D.; PEDROCCHI, C.; COMÍN, F. A.; GARCÍA, M.; CABEZAS, A.
Creating wetlands for the improvement of water quality and landscape
restoration in semi-arid zones degraded by intensive agricultural use.
Ecological engineering 30: 103–111. 2007.
MULAMOOTTIL, G.; Mc BEAN, E.A.; ROVERS, F. (Org.). Constructed Wetlands for
the Treatment of Landfill Leachates. Boca Raton, Florida: Lewis Publishers.256p.
1998.
MYROLD, D.D. Transformations of nitrogen. In: SYLVIA, D.M.; FUHRMANN;
ARTEL. P.G.; ZUBERER, D.A (eds). Principles and applications of soil
microbiology. Upper Saddle River: Prentice Hall, 1999. pp. 259-294.
NAIME, R.; GARCIA, A. C. Utilização de enraizadas no tratamento de efluentes
groindustriais. Estudos tecnológicos - Vol. 1. 2005.
NELSON, M. et al. Advantages of using subsurface flow constructed wetlands
for wastewater treatment in space applications: ground-based mars base
prototype. Advance Space Research, v. 31, n. 7, p. 1799-1804, 2003.
92
NERALLA, S. Improvement of domestic wastewater quality by subsurface flow
constructed wetlands. Bioresource Technology, 75. (1): 19-25. 2000.
NERALLA, S.; WEAVER, R. W.; LESIKAR, B. J.; PERSYN, R. A. Improvement of
domestic wastewater quality by subsurface flow constructed wetlands.
Bioresource Technology 75.(19-25). 2000.
NOGUEIRA, S.F. Balanço de nutrientes e avaliação de parâmetros
biogeoquímicos em áreas alagadas construídas para tratamento de esgotos.,
Dissertação (Mestrado em Ciências) – Escola Superior de Agricultura Luiz de
Queiroz, Piracicaba, 2003. 137 p.
NOVITZKI R. P.; SMITH, R.D.; FRETWELL, J. D. Restoration, Creation, and
Recovery of Wetlands: Wetland Functions, Values, and Assessment. United
States Geological Survey. Water Supply Paper 2425. Washington, D.C., USA.
2002.
NRC - NATIONAL RESEARCH COUNCIL - Committee on assessing and valuing
the services of aquatic and related terrestrial ecosystems. Valuing ecosystem
services: toward better environmental decision-making. Washington,D.C. USA.
National Academy Press. 313p. 2004.
NZENGY’A, D. M.; WISHITEMI, B. E. L. The performance of constructed
wetlands for, wastewater treatment: a case study of Splash wetland in Nairobi
Kenya. Hydrology Proceedings, 15, (17): 3239:3247. 2001.
OBARSKA-PEMPKOWIAK, H.; KLIMKOWSKA K. Distribution of nutrients and
heavy metals in a constructed wetland system. Chemosphere, 39, (2), p. 303312. 1999.
PASTOR, R. et al. Design optimization of constructed wetlands for wastewater
treatment. Resource Conservation. Recycly, 37. 3: 193-204. 2003.
PELTON, D. K.; LEVINE, S. N.; BRANER, MOSHE. Measurements of phosphorus
uptake by macrophytes and epiphytes from LaPlatte River (VT) using 32P in
stream microcosmos. Freshwater Biology 30: 285-299. 1998.
POLLARD P. C. Bacterial activity in plant (Schoenoplectus validus) biofilms of
constructed
wetlands.
Water
Research.
(no
prelo).
doi:10.1016/j.watres.2010.07.047. 2010.
POLPRASERT, C.; KOOTTATEP, T. Integrated pond and constructed wetland
systems for sustainable wastewater management. In: International Conference
on Wetland Systems. Avigon, France. p. 25-32. 2004.
RAY A. M.; INOUYE R. S. Development of vegetation in a constructed wetland
receiving irrigation return flows. Agriculture, Ecosystems and Environment 121:
401–406: 2007.
93
REDDY, K.R.; D´ANGELO, E.M.; DEBUSK, T. Oxygen transport through aquatic
macrophytes: the role in wastewater treatment. J. Environ. Qual., (19): .261 –
273. 1989.
REDDY, K.R.; DEBUSK, W.F. Nutrient removal potential of selected aquatic
macrophytes. J. Environ. Qual. 14: 459, 1985.
REDDY, K.R.; PATRICK JR.; W.H., LINDAU, C.W. Nitrification-denitrification at
the plant root-sediment interface in wetlands. Limnol. Oceanogr., 23: 1004-1123,
1989.
REDDY, K.R.; D’ANGELO, E.M. Biogeochemical indicators to evaluate polluant
removal efficiency in constructed wetlands. Water Science Technology 35, (5): 1
– 10. 1997.
REED, S, C. Subsurface Flow Constructed Wetlands for Wastewater Treatment:
A Technology Assessment, (EPA 832-R-93-008). U.S. Environmental Protection
Agency, Washington, DC, 87p. 1993.
REED, S, C.; CRITES, R. W.; e MIDDLEBROOKS, E. J. Natural systems for
management and treatment. New York: McGraw-Hill, Inc.. 435p. 1995
REED, S.C.; MIDDLEBROOKS, E.J.; CRITES, R.W. Natural Systems for Waste
Management and Treatment. New York: McGraw-Hill, 1988. 465
RIBÉ V.; NEHRENHEIM E.; ODLARE M.;, SYLVIA W. Leaching of contaminants
from untreated pine bark in a batch study: Chemical analysis and
ecotoxicological evaluation. Journal of Hazardous Materials 163: 1096–1100.
2009.
RICHARDSON, C. J. Wetlands. In: Mays, L. W. (Ed.) Water resources handbook.
New York: McGraw- Hill, p. 13.1-13.39. 1996. 650p.
RIVERA, F.; WARREN, A.; CURDS, C. R.; ROBLES, E.; GUTIERREZ, A.;
GALLEGOS, E.; e CALDERÓN, A. The application o f the root zone method for
the treatment and reuse of high-strength abattoir waste in Mexico. Water Sci.
Tech., 35. (5): .270-278. 1997.
ROQUE, O.C.C. 1997. Sistema Alternativos de Tratamento de Esgotos
Aplicáveis às Condições Brasileiras. Tese de Doutorado, Rio de Janeiro: Escola
Nacional de Saúde Pública, Fundação Oswaldo Cruz, 153 p.
SAH, R.N.; MIKKELSEN, D.S. Transformations of inorganic phosphorus during
flooding and draining cycles of soil. Soil Sci. Am., 50: 62 - 73, 1986.
SALATI, E.; LEMOS, H. M.; SALATI, E. Água e o desenvolvimento sustentável.
In: REBOUÇAS, A. C.; BRAGA, B.; TUNDISI, J. G. (Eds.) Águas doce do Brasil:
Capital ecológico, uso e conservação. 2.ed. São Paulo: Escrituras Editora e
Distribuidora de Livros, 2002. p. 39-63.
SALATI Jr. E.; SALATI, E.. Wetland projects developed in Brazil. Water Science
Technology, 40, (3): 19 - 25. 1999.
94
SALATI, E.; RODRIGUES, N. S. De poluente a nutriente, a descoberta do
aquapé. Revista Brasileira de Tecnologia, 13, (3): 37-42.1982.
SCHNEIDER S. Macrophyte trophic indicator values from a European
perspective. Limnologica. doi:10.1016/ j.limno. 2007.05.001.
SHIPIN, O. et al. Integrated natural treatment systems for developing
communities: low-tech N-removal through the fluctuating microbial pathways.
In: In: International Conference on Wetland Systems. Avigon, France. CD-ROM.
2004. p. 75-84.
SISINNO, CRISTINA L. S., et al., Resíduos Sólidos, Ambiente e Saúde: uma
Visão Multidisciplinar. Editora FIOCRUZ, Rio de Janeiro, p. 62, 2000.
SOLANO, M. L.; SORIANO, P.; CIRIA, M. P. Constructed wetlands as a
sustainable solution for wastewater treatment in small villages. Biosystems
Engineering, 87. (1). 109-118. 2004.
SOUSA, J. T. A. C.; COSENTINO, P. R. S.; GUIMARÃES, A. V. A. Pós-tratamento
de efluente de reator UASB utilizando sistemas “Wetlands” construídos.
Revista Brasileira de Engenharia Agrícola Ambiental, 4, 1: 87-91. 2000.
SOUSA,J.T.;HAANDEL,A.C.;GUIMARÃES A.V.A. Acumalação de fósforo em
sistemas de wetlands. In: Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e
Ambiental, 21, João Pessoa, PB,2001. Anais. João Pessoa: FITABES, 2001. CDROM
STOTTMEISTER, U., WIEßNER, A.; KUSCHK, P.; KAPPELMEYER, U.;KÄSTNER,
M.; BEDERSKI, O.; MÜLLER, R.A., MOORMANN, H. Effects of plants and
microorganisms in constructed wetlands for wastewater treatment.
Biotechnology Advances, 22: 93 – 117. 2003.
TANNER, C. C. & SUKIAS, J. P. Accumulation of organic solids in gravel-bed
constructed wetlands. Water Science Technology, 32, (3): 229-239. 1995.
TANNER, C. C.; KADLEC, R. H.; GIBBS, M. M.,; SUKIAS, J. P.S.; NGUYEN, M. L.
Nitrogen processing gradients in subsurface-flow treatment wetlands influence of wastewater characteristics. Ecologial Engineering, 18: 499 – 520,
2002.
TAUK-TORNISIELO, S.M. Benefits for Constructed Wetlands. Proceedings of 6th
International Conference of Wetlands Systems for water Pollution Control, Águas de
São Pedro, SP Brazil, 1998.
TCHOBANOGLOUS, G. & BURTON, L. Wastewater Engineering, Treatment,
Disposal, and Reuse. 3rd ed. New York: McGraw-Hill, 660p. 1991.
95
TCHOBANOGLOUS, G.; THEISEN, H.; VIGIL, S., 1993. Integrated Solid Waste
Management – Engineering Principles and Management Isses. Irwin/Mcgraw –
HILL, USA.
THEBAULT E.; LOREAU M; Trophic Interactions and the relationship between
species siversity and ecosystem stability. The American Naturalist. 166: E95 E114. 2005.
TOET S.; VAN LOGTESTIJN R. S. P.; SCHREIJER MICHIEL, KAMPF
R.;VERHOEVEN, J. T. A. The functioning of a wetland system used for
polishing effluent from a sewage treatment plant. Ecological Engineering 25:101–
124. 2005.
TUNDISI, J. G e TUNDISI, T. M. Limnologia. São Paulo, SP. Oficina de Textos
Editora. 356p. 2008.
TUNDISI, J. G. (Eds.) Águas doce do Brasil: capital ecológico, uso e
conservação. 2.ed. São Paulo: Escrituras Editora e Distribuidora de Livros, 349p.
2002.
TUNDISI, J. G.; TUNDISI, T. M.; ROCHA, O. Limnologia de águas interiores.
Impactos, conservação e recuperação de ecossistemas aquáticos. In:
REBOUÇAS, A. C.; BRAGA, B.; TUNDISI, J. G. (Eds.) Águas doce do Brasil:
capital ecológico, uso e conservação. 2.ed. São Paulo: Escrituras Editora e
Distribuidora de Livros, p. 195-225. 2002.
UNEP - UNITED NATIONS ENVIRONMENT PROGRAM –Integrated Watershed
Management - Ecohydrology & Phytotechnology. 2004 - Manual. Disponível em:
<http:// www.unep.or.jp/ietc/publications/freshwater/ watershed_manual/>. Acesso
em: 12/03/2008.
USEPA. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY America’s Wetlands: Our
vital link between land and water. Washington, DC: Office of Wetlands, Oceans
and Watersheds Wetlands Division, 2003.
USEPA. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY Manual on Constructed
Wetlands for Municipal Wastewater Treatment. EPA 625-R-99-010. USEPA,
ORD, Cicinnati, Ohio, 2000a.
USEPA. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY On site Waste water
Treatment Systems Manual. Office of Water, Office of Research and Development.
EPA/625/R-00/008. Cincinati,. 367 p. 2002.
USEPA. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. Wastewater Technology.
Fact Sheet Wetlands: Subsurface Flow. EPA 832-F-00-023. Washington, D. C.
USA. 2000b.
96
VAGSTAD, N., BROCHE-DUE, A., LYNGSTAD, I., Direct an residual effect of pulp
and mill sludge on crop yield and soil mineral N. Soil Use and Management. 26
(3): 1667-1681. 2001.
VALENTIM, M. A. A. Desempenho de leitos cultivados (“construted wetland”)
para tratamento de esgoto: contribuições para concepção e operação. (Tese de
Doutorado). FEAGRI – Faculdade de Engenharia Agrícola – UNICAMP,
Campinas/SP. 210 p. 2003
VALENTIM, M. A. A. Uso de Leitos Cultivados no Tratamento de Efluentes de
Tanque Séptico Modificado. Campinas, SP. (Dissertação de Mestrado). Faculdade
de Engenharia Agrícola, Universidade Estadual de Campinas. 1999
VERHOEVEN, J.T.A. & MEULEMAN, A.F.M. Wetlands for wastewater treatments:
Opportunities and limitations. Ecological Engineering. 12, (1-2):.5-12, 1999.
VITT, D.H & GLIME, J.M. The structural adaptations of aquatic Musci. Lindbergia,
10: 95-110. 1984.
VON SPERLING, M. Princípios do Tratamento Biológico de Águas residuárias.
Introdução à Qualidade das Águas e ao Tratamento de Esgotos. Departamento de
Engenharia sanitária e Ambiental – UFMG. 1996. 239p.
VYMAZAL, J. Removal of BOD520 in constructed wetlands with horizontal subsurface flow: Czech experience. Proceedings: 6th International Conference on
Wetland Systems for Water Pollution Control, CEA/UNESP e IWA, Águas de São
Pedro/SP. Volume 1:.167-175. 1998.
VYMAZAL, J. Removal of phosphorus via harvesting of emergent vegetation in
constructed wetlands for wastewater treatment. Proceedings of International
Conference on Wetland Systems. Avigon, France. CD-ROM. 2004. .
WALLACE K. J. Classification of ecosystem services: Problems and solutions.
Biological Conservation 139: 235 –246: 2007.
WALLACE, S.; KADLEC, R. H., Degradation in a cold-climate wetland system.
Proceedings: 6th International Conference on Waste Stabilisation Ponds and 9th
International Conference on Wetland Systems for Water Pollution Control. Avignon,
France, CD-ROM. 2004.
WALLACE, S.; KNIGHT, R. Water Environmental Research Fundation (WERF)
small scale treatment wetlands database. In: International Conference On Waste
Stabilization Ponds, 6.; International Conference On Wetland Systems, 9., Avignon,
France. p. 229-235. CD-ROM. 2004
WATSON, J.T.; REED, S.C.; KADLEC, R. H.; KNIGHT, R.L.; WHITEHOUSE, A.E.
Performance expectations and loading rates for constructed wetlands. In:
Hammer, D.A.(ed.) Constructed wetlands for wastewater treatment, municipal,
industrial and agricultural. Chelsea: Lewis Publishers, 1989. 319p.
97
WEBER, A. S. & TCHOBANOGLOUS, G. Prediction of nitrification in water
hyacinth treatment systems, J. Water pollut.Control Fed., v.58, n.376, 1986.
WERNER, M. Using leachate on the Windrows. Biocycle, p. 59-61, 1996.
WOLVERTON, B.C. Aquatic plant/microbial filters for treating septic tank
effluent. In: HAMMER, D.A. (Ed.). Constructed wetlands for wastewater treatment.
municipal, industrial and agricultural. Chelsea: Lewis Publishers, 1989. 173p.
WOOD, R. B; & McATAMNEY, C. F. Constructed wetlands for waste water
treatment: the use of laterite in the bed medium in phosphorus and heavy
metal removal. Hidrobiologia, v.340, p.323-331, 1996.
ZHANG L.; WANG MING-HUANG, HU J.; HO Y.-S. A review of published wetland
research, 1991–2008: Ecological engineering and ecosystem restoration.
Ecological Engineering 36: 973–980. 2010.