Avaliação de Soluções Naturais para o Tratamento de Excedentes

Avaliação de Soluções Naturais para o Tratamento de
Excedentes Poluídos de Sistemas de Águas Residuais
Rita Oliveira Mota Amaral
Dissertação para obtenção do Grau de Mestre em
Engenharia Civil
Júri
Presidente:
Doutor António Jorge Silva Guerreiro Monteiro
Orientador:
Doutora Filipa Maria Santos Ferreira
Co-orientador:
Doutor José Manuel de Saldanha Gonçalves Matos
Vogais:
Doutor António João Carvalho de Albuquerque
Engenheiro Paulo Jorge Inocêncio
Outubro 2011
Agradecimentos
A realização do presente trabalho só foi possível graças à colaboração de diversas pessoas e
entidades às quais gostaria de expressar o meu sincero agradecimento.
Aos Professores Filipa Ferreira e José Saldanha Matos, orientadora e co-orientador científicos
desta dissertação, pela oportunidade concedida, por todo o apoio, incentivo, disponibilidade,
amizade, valiosas sugestões e troca de ideias que tanto contribuíram para o desenvolvimento
deste trabalho, assim como para a minha formação profissional.
À Professora Ana Galvão, pelo apoio decisivo na idealização e preparação da instalação
experimental
e
pela
disponibilidade
e
importantes
contribuições
durante
todo
o
desenvolvimento da tese.
À Secção de Hidráulica e Recursos Hídricos e Ambientais do Instituto Superior Técnico (IST),
pelas condições disponibilizadas e facilidades concedidas durante a realização do trabalho.
À SIMTEJO, S.A., em particular ao Eng.º Paulo Inocêncio, pelo envolvimento e disponibilização
do espaço para a realização do presente caso de estudo e pela colaboração nas campanhas
de amostragem.
À BRISA, Auto-Estradas de Portugal S.A. e à Fundação para a Ciência e Tecnologia, pelo
apoio financeiro, no âmbito do Projecto de Investigação e Desenvolvimento “Controle da
Poluição de Escorrências Pluviais Rodoviárias e Impacto Visual das Lagoas de Macrófitas” e
do Projecto SIMAI (PTDC/AAC-AMB/102634/2008) – “Sistemas de Monitorização e Aviso em
Infra-estruturas de drenagem urbana”, respectivamente.
Ao João Pedro, do Laboratório Experimental de Hidráulica e Recursos Hídricos e Ambientais
do IST, pelo trabalho de preparação e montagem do equipamento instalado na ETAR de
Frielas e pela preciosa ajuda nas campanhas de amostragem.
Ao colega Nuno Pimentel, pela colaboração na recolha de amostras.
Ao Nuno Fernandes, pelo carinho, boa disposição, compreensão, incentivo e pertinentes
comentários durante a realização desta dissertação.
Aos meus pais e irmão, pelo exemplo que são, pela amizade, carinho, estímulo e formação a
nível pessoal, científico e profissional sem a qual não teria chegado até aqui. Um
agradecimento especial à minha mãe, pela paciência, compreensão e apoio incondicional que
me motivaram ao longo de todo o trabalho.
Resumo
Diversos estudos têm revelado o potencial do uso de leitos de macrófitas para o tratamento de
descargas de excedentes de sistemas de águas residuais. Contudo, em Portugal, ainda não se
conhecem aplicações deste tipo.
A presente dissertação visa avaliar a adequabilidade de soluções “naturais”, nomeadamente de
zonas húmidas construídas, no tratamento de descargas de excedentes de sistemas de
drenagem em Portugal, um país com clima mediterrânico com longos períodos de tempo seco.
Para além disso, pretende-se recolher dados e aumentar o conhecimento relativo a
infra-estruturas deste tipo, que possa contribuir para a sua concepção e pré-dimensionamento.
Nesse sentido, procedeu-se à implementação de uma instalação experimental piloto,
constituída por quatro leitos de escoamento subsuperficial do tipo horizontal, na ETAR de
Frielas. O trabalho desenvolvido incluiu, para além da construção da instalação piloto, a
respectiva alimentação e monitorização durante um período de arranque de oito semanas, de
modo a avaliar o desenvolvimento das plantas e aferir a eficiência dos leitos no tratamento de
descargas de excedentes, designadamente para avaliação de remoção da Carência Química
de Oxigénio (CQO), Sólidos Suspensos Totais (SST) e de parâmetros microbiológicos
(coliformes totais e enterococos).
Os resultados obtidos em termos de eficiências de remoção dos parâmetros avaliados podem
ser considerados promissores. Em particular no caso da remoção da CQO, verifica-se que a
presença da vegetação parece não influenciar significativamente o desempenho durante a fase
de “start up”, e que as eficiências de remoção após sete dias de retenção da massa líquida
parecem estabilizar a partir da sexta semana.
Palavras-chave: Abordagens sustentáveis; controlo da poluição; descargas directas de
excedentes; zonas húmidas construídas.
Abstract
Constructed wetlands (CW) are regarded as an attractive alternative for combined sewer
overflow (CSO) treatment and their high purification efficiency has been proven in several
studies. However, in Portugal, there is no knowledge of any practical application of this type of
technology.
The purpose of this research is to evaluate the application of “natural” solutions, such as
constructed wetlands, for CSO treatment in Portugal, a Mediterranean country with long dry
periods. Besides, this thesis intends to gather the information and know-how required for the
design of this type of infrastructures.
A pilot scale experimental setup, including four horizontal subsurface flow CW, was
implemented at the Frielas Wastewater Treatment Plant (WWTP). In addition to the construction
of the pilot, the work included feeding and monitoring the beds during a start up period of eight
weeks in order to evaluate the development of plants and assess the effectiveness of the beds
for CSO treatment, namely in terms of Chemical Oxygen Demand (COD), Total Suspended
Solids (TSS) and microorganism removal (total coliforms and enterococus).
The obtained results are considered promising in terms of the removal efficiencies obtained for
the different parameters evaluated. In case of organic matter removal, plants did not seem to
influence significantly the CW performance during start up. Total COD removal efficiencies
seemed to stabilise after week six.
Keywords: Combined sewer overflows; constructed wetlands; pollution control; sustainable
approaches.
Índice do texto
1. Introdução ................................................................................................................................ 1
1.1
Enquadramento e relevância do tema .......................................................................... 1
1.2
Objectivos ...................................................................................................................... 2
1.3
Estrutura da dissertação ............................................................................................... 3
2. Qualidade de efluentes em tempo de chuva ........................................................................... 5
2.1
Considerações gerais .................................................................................................... 5
2.2
Enquadramento legislativo ............................................................................................ 6
2.3
Caracterização dos caudais excedentes ...................................................................... 9
3. Controlo da poluição em tempo de chuva ............................................................................. 15
3.1
Estratégias de controlo da poluição e beneficiação de sistemas de drenagem ......... 15
3.2
Soluções de tratamento de excedentes poluídos ....................................................... 20
3.2.1
Considerações introdutórias .................................................................................... 20
3.2.2
Tecnologias de pré-tratamento ............................................................................... 20
3.2.3
Tecnologias de clarificação ..................................................................................... 21
3.2.4
Tecnologias de desinfecção .................................................................................... 26
4. Tratamento de descargas de excedentes através de soluções “naturais” ............................ 29
4.1
Desafios, novas abordagens e principais dificuldades ............................................... 29
4.2
Soluções de tratamento no solo .................................................................................. 31
4.3
Zonas húmidas construídas ........................................................................................ 36
4.3.1
Descrição geral ........................................................................................................ 36
4.3.2
Principais componentes e mecanismos de remoção .............................................. 39
4.3.3
Modelos matemáticos - cinética de 1ª ordem ......................................................... 44
4.3.4
Recomendações de concepção e projecto no tratamento de excedentes
poluídos ........................................................................................................................ 46
4.3.5
5.
Exemplos de aplicação............................................................................................ 49
Avaliação de soluções “naturais” para o tratamento de excedentes poluídos através
de uma instalação piloto ........................................................................................................ 53
5.1
Considerações introdutórias ........................................................................................ 53
5.2
Descrição da instalação piloto ..................................................................................... 54
5.2.1
Considerações gerais .............................................................................................. 54
5.2.2
Esquema geral e componentes dos leitos .............................................................. 56
5.3
Operação da instalação piloto ..................................................................................... 59
5.4
Apresentação e análise de resultados ........................................................................ 60
5.4.1
Notas introdutórias .................................................................................................. 60
5.4.2
Parâmetros físico-químicos ..................................................................................... 60
5.4.3
Parâmetros de qualidade ........................................................................................ 64
6. Síntese, conclusões e sugestões para o prosseguimento da investigação .......................... 73
Referências bibliográficas ........................................................................................................... 75
i
Índice de Quadros
Quadro 2.1 – Características da qualidade de caudais excedentes de sistemas unitários. ..... 13
Quadro 4.1 - Síntese das principais características das soluções de tratamento no solo
(adaptado de USEPA, 2006 e de WPCF, 1990; citado por Santos e Brito, 2001). .......... 35
Quadro 4.2 - Caracterização das descargas de excedentes (adaptado de Balbo et al.,
2010). ................................................................................................................................ 50
Quadro 4.3 - Principais características das zonas húmidas construídas do sistema de
Gorla Maggiore (adaptado de Balbo et al., 2010). ............................................................ 51
Quadro 5.1 - Eficiências médias de remoção dos últimos 3 eventos monitorizados para os
diferentes leitos e tempos de retenção hidráulica distintos. ............................................. 71
Índice de Figuras
Figura 3.1 – Lagos do empreendimento “Lagoas Park” (à esquerda) e aplicação de
pavimentos porosos na doca de Alcântara (adaptado de Ferreira, 2000) (à direita). ...... 16
Figura 3.2 - Esquemas ilustrativos do funcionamento de um sistema unitário com
reservatório intercalado (adaptado de Matos, 2003). ....................................................... 17
Figura 3.3 – Esquema de tratamento de uma ETAR com linha destinada a caudais de
tempo de chuva (adaptado de Brashear et al., 2002; citado por Vieira, 2006). ............... 18
Figura 3.4 – Exemplo de um separador de sólidos avançado e respectiva representação
esquemática (adaptado de http://www.hydro-international.biz). ....................................... 22
®
Figura 3.5 – Esquema de tratamento do sistema Actiflo (adaptado de USEPA, 2003). ........... 24
®
Figura 3.6 - Esquema de tratamento do sistema Densadeg 4D (adaptado de USEPA,
2003). ................................................................................................................................ 25
Figura 4.1 – Representação esquemática do tratamento dos caudais excedentes em
sistemas naturais, junto ao meio receptor. ....................................................................... 29
Figura 4.2 – Alternativa à descarga directa no meio receptor (adaptado de Smith, 2007). ....... 30
Figura 4.3 – Integração paisagística na zona da Expo, em Lisboa. ........................................... 30
Figura 4.4 – Representação esquemática da técnica de infiltração lenta no solo (adaptado
de USEPA, 2006). ............................................................................................................. 32
Figura 4.5 – Representação esquemática da técnica de infiltração rápida no solo
(adaptado de USEPA, 1977)............................................................................................. 33
Figura 4.6 – Métodos de recuperação da água tratada (adaptado de USEPA, 1977). .............. 34
Figura 4.7 – Representação esquemática da técnica de escoamento superficial no solo
(adaptado de USEPA, 1977)............................................................................................. 35
Figura 4.8 - Representação esquemática de zonas húmidas construídas de escoamento
subsuperficial horizontal (adaptado de Vymazal, 2007). .................................................. 37
Figura 4.9 - Representação esquemática de zonas húmidas construídas de escoamento
subsuperficial vertical (adaptado de Vymazal, 2007). ...................................................... 37
ii
Figura 4.10 – Representação esquemática de zonas húmidas construídas de escoamento
superficial com plantas emergentes (adaptado de Salati, 2006). ..................................... 38
Figura 4.11 - Representação esquemática de zonas húmidas construídas de escoamento
superficial com plantas submersas (adaptado de Salati, 2006). ...................................... 38
Figura 4.12 - Representação esquemática de zonas húmidas construídas de escoamento
superficial com plantas flutuantes (adaptado de Salati, 2006). ........................................ 38
Figura 4.13 – Configuração de um sistema de tratamento de excedentes baseado em
zonas húmidas construídas (adaptado de Uhl e Dittmer, 2005)....................................... 47
Figura 4.14 – Corte esquemático da secção transversal de uma zona húmida construída
no tratamento de caudais excedentes (adaptado de Uhl e Dittmer, 2005). ..................... 47
Figura 4.15 – Representação esquemática da estrutura de descarga. ...................................... 49
Figura 4.16 - Vista esquemática em planta do sistema de Gorla Maggiore (adaptado de
Balbo et al., 2010). ............................................................................................................ 50
Figura 4.17 – Esquema de tratamento do sistema de Gorla Maggiore (adaptado de Balbo
et al., 2010). ...................................................................................................................... 51
Figura 4.18 – Enquadramento e aspecto do sistema de Harbor Brook (adaptado de
Mahoney, 2011). ............................................................................................................... 52
Figura 5.1 - Vista dos descarregadores da Rua Horta Ribeiras (à esquerda) e da Calçada
de Carriche (à direita) (adaptado de Silva e Matos, 2007). .............................................. 53
Figura 5.2 – Subsistema de Frielas (adaptado de Silva e Matos, 2007). ................................... 55
Figura 5.3 - Fotografia aérea da ETAR de Frielas (adaptada de www.simtejo.pt). .................... 56
Figura 5.4 - Vista geral da instalação experimental e identificação dos leitos (fotografia
tirada a 04.07.2011). ......................................................................................................... 56
Figura 5.5 - Tubagem de alimentação e descarga do efluente. ................................................. 57
Figura 5.6 - Instalação do grupo electrobomba submersível. ..................................................... 58
Figura 5.7 – Evolução do crescimento da vegetação. ................................................................ 58
Figura 5.8 – Diferença em termos visuais entre o afluente do sistema e o efluente ao fim
de sete dias de retenção. .................................................................................................. 60
Figura 5.9 – Evolução da temperatura do líquido. ...................................................................... 61
Figura 5.10 - Evolução do pH. ..................................................................................................... 62
Figura 5.11 - Evolução do oxigénio dissolvido. ........................................................................... 62
Figura 5.12 - Evolução do potencial redox. ................................................................................. 63
Figura 5.13 - Evolução da condutividade. ................................................................................... 64
Figura 5.14 - Variação das concentrações da CQO. .................................................................. 65
Figura 5.15 - Variação das concentrações de SST. ................................................................... 65
Figura 5.16 - Variação das concentrações de coliformes totais. ................................................ 65
Figura 5.17 - Variação das concentrações de enterococos. ....................................................... 66
Figura 5.18 – Evolução das concentrações em termos da CQO em função do tempo de
retenção. ........................................................................................................................... 67
Figura 5.19 – Evolução das constantes de remoção do modelo de cinética de 1ª ordem. ........ 68
iii
Figura 5.20 - Evolução das eficiências de remoção da CQO ao fim de sete dias de
retenção. ........................................................................................................................... 69
Figura 5.21 - Evolução das eficiências de remoção de SST ao fim de sete dias de
retenção. ........................................................................................................................... 70
Figura 5.22 - Evolução das eficiências de remoção de CT ao fim de sete dias de retenção. .... 70
Figura 5.23 - Evolução das eficiências de remoção de enterococos ao fim de sete dias de
retenção. ........................................................................................................................... 70
Índice de Acrónimos
CBO5 - Carência Bioquímica de Oxigénio ao fim de cinco dias e a 20⁰C;
CQO - Carência Química de Oxigénio;
CT - Coliformes Totais;
ETAR - Estação de Tratamento de Águas Residuais;
LM – Leito de Macrófitas;
OD - Oxigénio Dissolvido;
PEAASAR – Plano Estratégico de Abastecimento de Água e Saneamento de Águas Residuais;
SST - Sólidos Suspensos Totais;
VLE – Valores Limite de Emissão.
iv
1.
Introdução
1.1 Enquadramento e relevância do tema
O crescimento urbano registado a nível mundial no século XX, em particular nas últimas quatro
a cinco décadas, teve diversas consequências ao nível da drenagem urbana, nomeadamente
na impermeabilização acentuada do solo. Paralelamente, os avanços tecnológicos verificados
levaram ao aumento dos padrões de consumo e os resíduos gerados pelas actividades
humanas cresceram também em conformidade, excedendo em alguns casos a capacidade de
absorção por parte do ambiente envolvente (Galvão, 2009). Para além disso, o envelhecimento
dos sistemas de drenagem tem potenciado a infiltração de águas freáticas à rede de
colectores. A conjugação destes factores tem vindo a contribuir para a insuficiência da
capacidade dos sistemas de drenagem e, consequentemente, para o aumento da frequência e
da duração de descargas de excedentes em tempo de chuva.
De facto, em Portugal e em muitas regiões do globo, é corrente, mesmo em sistemas
concebidos como separativos domésticos, a afluência indevida de águas pluviais. Nesses
casos, e naturalmente no caso de sistemas unitários (isto é, que transportam conjuntamente
águas residuais e águas pluviais) pode ter lugar, em tempo de chuva, a descarga directa de
excedentes poluídos nos meios receptores, frequentemente com impactos relevantes no
Ambiente.
Adicionalmente, parte da matéria mineral e orgânica depositada no interior dos colectores,
assim como os detritos e partículas acumuladas sobre zonas pavimentadas no período de
tempo seco anterior ao evento de precipitação são arrastados, favorecendo o aumento das
cargas poluentes transportadas em suspensão.
O agravamento, tanto em termos quantitativos como em termos qualitativos, das descargas de
excedentes, que afectam e degradam a qualidade dos meios receptores, tem levado à adopção
de exigências regulamentares que procuram preservar os recursos hídricos e minimizar os
riscos de saúde pública. Em Portugal, e nos países do Sul da Europa em geral, este problema
assume ainda especial relevância, pelo facto de diversos cursos de água secarem ou terem
caudais diminutos durante o período de estiagem, o que reduz a capacidade de diluição e
auto-depuração do meio receptor (David et al., 1998).
Diversas medidas e metodologias têm sido implementadas no sentido de contribuir para o
cumprimento
dos
objectivos
de
qualidade
pretendidos
para
os
meios
receptores,
nomeadamente o controlo na origem, o controlo no sistema de colectores e o tratamento em
fim de linha. As tecnologias de controlo na origem são correntes, sobretudo nos países mais
desenvolvidos, e podem constituir meios importantes para a redução das afluências pluviais e
de carga poluente aos sistemas de colectores, mas a sua implementação está frequentemente
1
limitada pelo desenvolvimento urbano. Em áreas densamente urbanizadas o controlo no
sistema de drenagem, nomeadamente por soluções de detenção, tem sido uma das medidas
mais utilizadas para reduzir as descargas de excedentes, o que exige a construção de
estruturas de armazenamento enterradas ao longo da rede de colectores e, em muitos casos, a
melhoria da capacidade de armazenamento dos colectores através de técnicas de controlo em
tempo real (David e Matos, 2005). A reabilitação dos sistemas mais envelhecidos, tendo em
vista o controlo da infiltração em excesso, tem sido igualmente uma medida aplicada. Por
último, o tratamento de fim de linha (destinado a reduzir a carga poluente dos excedentes dos
sistemas de drenagem) pode envolver diversas etapas em função da qualidade pretendida
para o efluente, das quais se destacam tecnologias de pré-tratamento, de clarificação e de
desinfecção, bem como soluções naturais como as zonas húmidas construídas.
Estudos recentes têm revelado que a abordagem tradicional de gestão de descargas directas
de excedentes em tempo húmido (que inclui, em regra, tanques de armazenamento e
infra-estruturas de transporte que conduzem o caudal para a ETAR) pode não ser a mais
sustentável dado os encargos associados (Balbo et al., 2010). Desta forma, são necessárias
novas abordagens e modos diversos de encarar os problemas e desafios tradicionais,
atendendo a aspectos económicos, ambientais e sociais. O controlo da poluição deverá assim
ser conseguido recorrendo, por exemplo, a soluções mais naturais de tratamento,
eventualmente descentralizadas, que garantam os objectivos de qualidade pretendida com
baixos consumos de recursos, designadamente em termos de reagentes, energia, materiais e
mão de obra (Amaral et al., 2011).
Neste domínio, a tecnologia de zonas húmidas construídas é considerada como uma
alternativa atractiva e a sua eficiência de purificação no tratamento de caudais excedentes tem
sido comprovada em diversos estudos (Uhl e Dittmer, 2005; Henrichs et al, 2007 e Van de
Moortel et al, 2009). No entanto, em Portugal ainda não se conhecem aplicações deste tipo de
tecnologia para esse efeito.
Esta solução tem vindo a ganhar relevância nas últimas décadas, sobretudo no tratamento de
águas residuais urbanas em pequenos aglomerados, sendo a respectiva aplicação a grandes
zonas urbanas reduzida devido à necessidade de ocupação de áreas significativas, em regra
indisponíveis em meio urbano consolidado. Contudo, a sua utilização no tratamento de
excedentes em tempo de chuva poderá constituir uma situação particular de aplicação em
contexto urbano com potencial relevante, especialmente quando se pretender também valorizar
a integração paisagística do sistema.
1.2 Objectivos
A presente dissertação visa avaliar a adequabilidade de soluções “naturais”, nomeadamente de
zonas húmidas construídas, no tratamento de descargas de excedentes de sistemas de
drenagem em Portugal. Para além disso, pretende-se recolher dados e aumentar o
2
conhecimento relativo a infra-estruturas deste tipo, que possa contribuir para a sua concepção
e pré-dimensionamento.
O estudo pretende ainda ser um contributo para avaliar a influência da vegetação e da
aplicação de diferentes caudais afluentes no período inicial de desenvolvimento dos leitos,
assim como analisar a evolução das eficiências de remoção obtidas, nomeadamente em
termos da CQO, SST e de parâmetros microbiológicos (coliformes totais e enterococos).
Os dados obtidos no âmbito da elaboração da presente dissertação resultaram da instalação e
exploração de uma instalação experimental piloto, constituída por quatro leitos de escoamento
subsuperficial do tipo horizontal, situada na ETAR de Frielas, na região de Lisboa.
1.3 Estrutura da dissertação
A presente dissertação é constituída por seis capítulos.
O Capítulo 1 é dedicado ao enquadramento e relevância do tema da dissertação, referindo-se
os objectivos principais e a estrutura do trabalho.
No Capítulo 2 efectua-se o enquadramento legal, referindo-se disposições regulamentares
relacionadas com a qualidade da água e controlo da poluição. Para além disso,
caracterizam-se, sumariamente, os efluentes de sistemas de águas residuais em tempo de
chuva, destacando-se os principais poluentes transportados e os impactos associados a que os
meios receptores se encontram sujeitos.
No Capítulo 3 sintetizam-se as diversas medidas e metodologias aplicadas para a redução da
frequência e volumes descarregados e a melhoria da qualidade dos efluentes, nomeadamente
no que se refere ao controlo na origem, do controlo no interior do sistema de colectores
(reservas) e o tratamento em fim de linha.
No Capítulo 4 apresentam-se abordagens sustentáveis para o tratamento das descargas de
excedentes. Sugere-se a aplicação de soluções de tratamento baseadas em processos
naturais, explicitando-se os principais desafios colocados e as dificuldades enfrentadas. Faz-se
uma breve referência a soluções de tratamento no solo, como a infiltração lenta, infiltração
rápida e o escoamento superficial. Maior destaque é reservado para a tecnologia de zonas
húmidas construídas, apresentando-se a descrição geral, os principais componentes e
mecanismos de remoção de poluentes, modelos de cinética de 1ª ordem que pretendem
traduzir o comportamento do sistema, algumas recomendações de concepção e projecto e
exemplos de aplicação para o tratamento de excedentes poluídos.
O Capítulo 5 refere-se à instalação experimental piloto localizada na ETAR de Frielas.
Descreve-se a sua constituição, definem-se os procedimentos de operação e apresentam-se e
discutem-se os principais resultados obtidos.
3
Finalmente, no Capítulo 6, sintetizam-se as conclusões do estudo e apresentam-se sugestões
para o prosseguimento da investigação.
4
2.
Qualidade de efluentes em tempo de chuva
2.1 Considerações gerais
Em função da natureza da qualidade dos efluentes que transportam, os sistemas de drenagem
de águas residuais podem ser classificados em: sistemas separativos, sistemas unitários,
sistemas pseudo-separativos e sistemas mistos.
Os sistemas separativos integram duas redes de drenagem distintas, uma destinada às águas
residuais domésticas e/ou industriais e outra destinada às águas pluviais ou similares, e
constituem o tipo de sistema actualmente recomendado para as redes de saneamento. As
águas residuais domésticas são conduzidas para uma ETAR, onde após tratamento adequado
são descarregadas no meio receptor, enquanto que as águas pluviais são, geralmente,
descarregadas no meio receptor sem serem sujeitas a qualquer tratamento. Os sistemas
separativos domésticos são, em regra, dimensionados para transportar o caudal de ponta
doméstico, enquanto que os sistemas separativos pluviais são dimensionados para um dado
período de retorno, que em Portugal varia, geralmente, entre 5 e 10 anos (Cardoso et al.,
1998).
Por sua vez, os sistemas unitários são constituídos por uma única rede de colectores onde são
admitidas conjuntamente as águas residuais domésticas, industriais e pluviais. Tipicamente, as
estações de tratamento que servem os sistemas unitários estão dimensionadas para receber
caudais da ordem de 3 a 6 vezes o caudal médio diário em tempo seco (David, 2004).
Relativamente aos sistemas separativos parciais ou pseudo-separativos, admite-se, em
condições excepcionais, a ligação de águas pluviais, por exemplo de pátios interiores, aos
colectores de águas residuais domésticas. De facto, em Portugal, tal como noutros Países do
Mundo, apesar dos sistemas serem tendencialmente concebidos como separativos, por vezes
funcionam como se fossem pseudo-separativos (Vieira, 2006).
Nos sistemas mistos, parte da rede de colectores funciona como sistema unitário e a restante
como sistema separativo. Este último pode desenvolver-se, indistintamente, a montante ou a
jusante do primeiro.
Grande parte dos sistemas de drenagem urbana em Portugal e na Europa comportam-se como
sistemas unitários, mistos ou pseudo-separativos, tendo a particularidade de transportar
conjuntamente águas residuais domésticas e águas pluviais. Na Alemanha, cerca de 70% das
águas residuais domésticas são transportadas por colectores unitários (Pecher, 1992; citado
por Matos, 2003), podendo dizer-se, sem grande erro, que grande parte dos países europeus
apresenta percentagens idênticas (Matos, 2003). Em tempo de chuva, se a capacidade da
ETAR é excedida, pode ter lugar a descarga directa de excedentes poluídos (“Combined Sewer
Overflows (CSO)”, em terminologia anglo-saxónica) nos meios receptores, frequentemente com
5
impactos relevantes. A consequente degradação da qualidade das massas de água tem
conduzido à necessidade de implementação de diversos instrumentos legais por forma a
preservar os recursos hídricos e assegurar o seu acesso às gerações futuras.
O conhecimento das características de qualidade físico-química dos caudais excedentes é de
elevada importância, tanto para compreender os tipos de impactos a que os meios receptores
estão sujeitos, como para a concepção, projecto, construção e exploração de instalações de
tratamento, uma vez que a sua eficiência depende, essencialmente, da qualidade dos caudais
afluentes (Geiger, 1998). A caracterização dos efluentes em tempo de chuva é, no entanto,
uma tarefa bastante difícil dada a elevada variabilidade de factores que determinam a sua
composição.
Nos subcapítulos seguintes efectua-se o enquadramento legal, referindo-se as disposições
regulamentares relacionadas com a qualidade da água e controlo da poluição e
caracterizam-se, sumariamente, os efluentes descarregados em tempo de chuva.
2.2 Enquadramento legislativo
O aumento dos riscos de contaminação e poluição das águas superficiais e subterrâneas
poderá comprometer a utilização futura destes recursos. Deste modo, em particular no domínio
do Ambiente, a Comissão Europeia tem manifestado a preocupação de criar instrumentos
legislativos eficazes que ajudem a promover a preservação dos recursos hídricos na Europa.
No âmbito da qualidade da água e controlo da poluição, assumem relevância, entre outras, as
seguintes Directivas Europeias:

Directiva 91/271/CEE, relativa ao tratamento de águas residuais urbanas.

Directiva 2000/60/CE, Directiva-Quadro da Água.

Directiva 2006/7/CE, relativa à gestão da qualidade das águas balneares e que revoga
a Directiva 76/160/CEE.
A Directiva 91/271/CEE do Conselho, de 21 de Maio de 1991, diz respeito à recolha,
tratamento e descarga de águas residuais urbanas com o objectivo de proteger o ambiente dos
efeitos das referidas descargas. O Artigo 2 estabelece a definição de águas residuais urbanas
como sendo “as águas residuais domésticas ou a mistura das águas residuais domésticas com
águas residuais industriais e/ou águas de escoamento pluvial”. O Artigo 4 indica que os
Estados-Membros devem garantir que as “águas residuais urbanas lançadas nos sistemas de
colectores sejam sujeitas, antes da descarga, a um tratamento secundário ou processo
equivalente”. Relativamente ao dimensionamento das Estações de Tratamento de Águas
Residuais é mencionado que “a carga, expressa em equivalente de população (e.p.), será
calculada com base na carga média semanal máxima recebida na estação de tratamento
durante um ano, excluindo situações excepcionais tais como as causadas por chuvas
intensas”. A problemática das descargas de excedentes é também tida em consideração pela
6
Directiva, estabelecendo no Anexo I, referente aos requisitos de tratamento das águas
residuais urbanas, que “visto não ser possível, na prática, construir sistemas de colectores e
estações de tratamento capazes de tratar todas as águas residuais em situações como, por
exemplo, queda de chuvas torrenciais excepcionais, os Estados-Membros tomarão uma
decisão relativamente às medidas destinadas a limitar a poluição resultante de inundações
provocadas por tempestades. Essas medidas poderão basear-se em taxas de diluição, na
capacidade relativamente ao débito em tempo seco ou especificar um determinado número de
inundações admissíveis por ano”.
O Decreto-Lei n.º 152/97, de 19 de Junho, transpõe parte da Directiva 91/271/CEE,
nomeadamente estabelece os objectivos de protecção das águas superficiais dos efeitos das
descargas de águas residuais urbanas no meio aquático e define os requisitos de tratamento
das águas residuais urbanas tendo em conta a sua descarga no meio receptor, consoante se
trate de zonas sensíveis ou de zonas menos sensíveis. Contudo, não se refere à nota
estabelecida no Anexo I da Directiva relativamente à questão das descargas de excedentes.
O Decreto-Lei n.º 152/97 foi alterado pelos Decretos-Lei n.º 348/98 e 149/2004. O Decreto-Lei
n.º 348/98, de 9 de Setembro, transpõe para o direito interno a Directiva 98/15/CE que veio
esclarecer os problemas de interpretação relativamente aos requisitos para as descargas
provenientes de estações de tratamento de águas residuais urbanas efectuadas em zonas
sensíveis sujeitas a eutrofização. O Decreto-Lei n.º 149/2004, de 22 de Junho, refere-se à
identificação das zonas sensíveis (águas doces superficiais, estuários e lagoas costeiras) e das
zonas menos sensíveis (águas costeiras), apresentando não só uma listagem destes locais,
mas também o respectivo mapeamento.
A Directiva 91/271/CEE, na parte relativa à concepção dos sistemas de drenagem e de
tratamento, foi transposta através das normas constantes do Decreto Regulamentar n.º 23/95,
de 23 de Agosto, cujo Título IV se reporta a sistemas de drenagem pública de águas residuais,
incluindo, no Capítulo 2, princípios e critérios para a concepção dos sistemas e, no Capítulo 3,
elementos de base para dimensionamento.
Importa também considerar a Directiva-Quadro da Água (Directiva 2000/60/CE), de 23 de
Outubro de 2000, transposta para o direito nacional pela Lei n.⁰58/2005, que constitui um
instrumento de política comunitária integrada no domínio das águas e prolonga o âmbito de
aplicação das medidas de protecção da água a todos os tipos de águas (rios, lagos, águas
costeiras e águas subterrâneas) com o intuito de alcançar o seu bom estado físico-químico e
ecológico até 2015. A Directiva-Quadro da Água visa evitar a poluição na origem, fixando
mecanismos de controlo para garantir uma gestão sustentável de todas as fontes de poluição,
e impondo objectivos ecológicos ambiciosos para os ecossistemas aquáticos.
A protecção das águas balneares foi, desde cedo, objecto da política europeia no domínio da
água,
tendo
a
Directiva
76/160/CEE
(transposta
para
a
legislação
nacional
pelo
7
Decreto-Lei n.⁰ 74/90, revogado pelo Decreto-Lei n.⁰ 236/98) regulamentado a aptidão de
zonas para a prática balnear. Esta Directiva estabeleceu um conjunto de valores para
dezanove parâmetros físico-químicos e microbiológicos. A cada parâmetro foram associados
valores limite obrigatórios e valores indicativos, assim como a frequência mínima de
amostragem. A Directiva 76/160/CEE obteve um sucesso considerável, no que diz respeito à
sensibilização do público e à melhoria da qualidade das águas balneares, contribuindo, em
muitas regiões, para a promoção da indústria do turismo, com consequências também no
aumento do valor do imobiliário, no maior volume de pescado e na valorização estética e
cultural da região (Ferreira, 2006).
O Decreto-Lei n.º 238/98 estabelece normas, critérios e objectivos de qualidade com a
finalidade de proteger o meio aquático e melhorar a qualidade das águas em função dos seus
principais usos (designadamente produção de água para consumo humano, suporte da vida
aquícola, águas balneares e águas de rega). Define, igualmente, as características mínimas de
qualidade da água para produção de água para consumo humano, os valores máximos
recomendados e admissíveis para águas balneares (Anexo XV) e os Valores Limite de
Emissão (VLE) na descarga de águas residuais (Anexo XVIII).
A Directiva 2006/7/CE das Águas Balneares, aprovada a 15 de Fevereiro de 2006, revoga a
anterior Directiva 76/160/CEE a partir de 31 de Dezembro de 2014, crendo-se que terá maiores
consequências na adopção de medidas rigorosas de controlo das descargas de tempestade de
sistemas de drenagem urbana (David, 2004).
A recente Directiva 2006/7/CE destina-se à preservação, protecção e melhoria da qualidade do
ambiente e à protecção da saúde humana, em complemento da Directiva 2000/60/CE, e impõe
novos desafios em relação aos parâmetros de caracterização, ao sistema de classificação, à
gestão da qualidade das águas balneares e à disponibilização de informação ao público, com
previsões e aviso de contaminação das águas balneares (Gondim, 2008). Relativamente ao
sistema de classificação, a nova Directiva passa a avaliar o historial de qualidade das águas
balneares nos últimos 3 ou 4 anos. A classificação baseia-se na distribuição estatística de dois
novos parâmetros microbiológicos chave (enterococos intestinais e escherichia coli),
verificando se determinados percentis (95 ou 90 consoante a classe de qualidade) excedem os
valores máximos admissíveis de cada parâmetro para cada uma das 4 classes de qualidade
(excelente, boa, suficiente e medíocre). No que diz respeito à gestão da qualidade das águas
balneares, são definidas duas linhas principais de actuação: a primeira está relacionada com a
implementação de programas de redução de poluição através do controlo da poluição na
origem, de forma a atingir, no mínimo, uma qualidade “suficiente” em todas as águas
balneares; e a segunda relaciona-se com medidas de gestão em situações excepcionais de
contaminação (Gondim, 2008).
Através da Directiva 2006/7/CE o enfoque é deslocado da detecção (abordagem reactiva), em
que a actividade chave é averiguar se a conformidade de uma água balnear com determinados
8
parâmetros é ou não atingida durante uma época balnear, para a prevenção e gestão
(abordagem pró-activa), que assenta no investimento em actividades criativas de planeamento
e melhoria (Salvado, 2006).
Saliente-se, ainda, a Norma Europeia EN 752, em particular a parte referente ao
dimensionamento hidráulico e considerações ambientais (Parte 4), em que se estabelecem
critérios de projecto dos descarregadores de tempestade de sistemas unitários. A descarga de
excedentes só se deverá, em regra, iniciar a partir de uma intensidade de precipitação crítica,
geralmente compreendida entre 10 L/(s.ha) e 30 L/(s.ha) (ha de área impermeável), consoante
o grau de protecção pretendido para o meio receptor. Em alternativa, quando a capacidade de
auto-depuração do meio receptor não se encontre ameaçada, poderá aplicar-se um critério
base de emissão (em geral, uma diluição do caudal de tempo seco de 5 a 8 vezes) (Vieira,
2006).
2.3 Caracterização dos caudais excedentes
Os caudais excedentes de sistemas de drenagem apresentam características poluentes que
reflectem a contaminação associada às escorrências pluviais afluentes à rede de colectores, e
às águas residuais, tanto domésticas como industriais, que escoam no sistema em período de
chuva. Podem ainda reflectir o arrastamento de depósitos de poluentes e de biofilmes
formados no interior dos colectores durante o período de tempo seco precedente.
A qualidade das descargas de excedentes apresenta grande variabilidade, tanto espacial como
temporal (de evento para evento e durante um mesmo evento), que depende essencialmente
de factores como o desenvolvimento residencial e industrial, o período de tempo seco
antecedente e a intensidade e duração da precipitação. Os níveis de poluição mais críticos
ocorrem, em geral, após um período de tempo seco mais ou menos longo.
A variação temporal das concentrações dos poluentes durante um determinado evento de
precipitação segue, por vezes, um padrão designado por “primeiro fluxo” (“first flush” em
terminologia anglo-saxónica), que traduz o facto dos primeiros volumes transportarem uma
carga poluente superior aos volumes seguintes.
De acordo com Krebs et al. (1999), o efeito de “first flush” pode ter, de facto, grande influência
nas flutuações da qualidade das descargas de excedentes. Este fluxo inicial é, geralmente,
atribuído ao efeito de lavagem dos pavimentos rodoviários e parques de estacionamento
combinado com o arrastamento das substâncias depositadas nos colectores que são
removidas e transportadas em suspensão pela onda de cheia, particularmente se a
precipitação for intensa (USEPA, 2004). Este fenómeno é, no entanto, um tema controverso
(Saget et al., 1996). O efeito de “first flush” de compostos orgânicos não foi confirmado em
nenhum evento de descarga de excedentes em campanhas de monitorização levadas a cabo
na Eslováquia (Sztruhár et al., 2002). Os resultados do estudo de Saget et al. (1996) apontam
9
para que este fenómeno não deva ser tido em conta. Cada sistema provavelmente reage de
forma particular a cada evento de precipitação, sendo que os efeitos registados em dadas
secções da rede de drenagem não resultam necessariamente num efeito de “first flush” no
sistema principal.
O tempo de concentração da bacia tem um papel importante na ocorrência ou não ocorrência
do fenómeno de “first flush” (Stotz e Krauth, 1984; citado por Sztruhár et al., 2002). Se a bacia
de drenagem é grande, o potencial efeito é atenuado devido ao longo tempo de percurso e
transporte contínuo de sedimentos. Bacias de drenagem relativamente pequenas e de
inclinação média são aquelas em que o efeito é mais sentido (Krebs et al., 1999), em particular
em bacias hidrográficas com tempos de concentração inferiores a 15 minutos, de acordo com
ATV (1992); citado por Sztruhár et al. (2002). Estas considerações são importantes na medida
em que a existência de “first flush” tem implicações na concepção das estruturas de tratamento
(Kang et al., 2008). Muitos programas de controlo de descargas de excedentes têm sido
dimensionados para tratar os primeiros volumes descarregados (USEPA, 2004).
Campanhas de monitorização levadas a cabo entre 1999 e 2003 na Califórnia, cujo clima
possui características similares às de um país mediterrânico, nomeadamente um longo período
de tempo seco, revelaram um efeito de “seasonal first flush”, isto é, as concentrações dos
poluentes no período inicial da época de chuva variam entre 1,2 a 20 vezes as concentrações
verificadas no final da mesma. O efeito foi mais significativo em compostos orgânicos, minerais
e metais pesados, excepto o chumbo (Lee et al., 2004). Estes resultados sugerem a aplicação
de práticas de tratamento de caudais excedentes em especial neste período crítico.
Os principais poluentes existentes nos caudais excedentes incluem: microrganismos
patogénicos, substâncias com carência de oxigénio, sólidos suspensos totais, substâncias
tóxicas, nutrientes e sobrenadantes. A diversidade de poluentes está relacionada com as
diferentes fontes: as águas residuais domésticas contêm microrganismos patogénicos, matéria
orgânica com diferentes níveis de biodegrabilidade, SST e nutrientes, enquanto que as águas
provenientes de unidades industriais, estabelecimentos comerciais e instituições podem
contribuir para a existência de poluentes adicionais, como sejam óleos e gorduras e
substâncias tóxicas, incluindo metais pesados e compostos orgânicos sintéticos. As
escorrências pluviais podem também conter elevados teores de matéria orgânica, SST e
microrganismos patogénicos, provenientes da lavagem de passeios e telhados, incluindo
designadamente
excrementos
humanos
e
animais,
resíduos
urbanos
diversos,
hidrocarbonetos, metais pesados, nutrientes e sobrenadantes.
A água é um veículo de transporte de microrganismos patogénicos como bactérias, vírus e
parasitas, podendo causar doenças na biota aquática e colocar em risco a saúde pública. As
principais categorias de bactérias associadas às águas residuais são as bactérias indicadoras
e as bactérias patogénicas. As primeiras são amplamente usadas para analisar a qualidade
das águas residuais, sendo os coliformes totais, os coliformes fecais, os enterococos intestinais
10
e, mais recentemente, a Escherichia coli os indicadores habitualmente considerados. As
concentrações de coliformes fecais nos caudais em excesso são, em regra, inferiores às
presentes em águas residuais não tratadas e superiores às escorrências pluviais, naturalmente
(USEPA, 2004). As bactérias patogénicas, como por exemplo Campylobacter, Salmonella,
Shigella, Vibrio cholerae, e Yersina, podem causar diversas doenças.
Relativamente aos vírus, as concentrações em águas residuais variam significativamente e
dependem da presença e quantidade de infecções nas populações servidas pelos sistemas de
colectores, estação do ano e dos métodos usados para enumerar a quantidade de vírus.
Os parasitas mais comuns nas águas residuais não tratadas são os protozoários e os vermes
(NAS, 1993; citado por USEPA, 2004).
A matéria orgânica presente nas águas residuais é, geralmente, quantificada de forma
indirecta, através do consumo de oxigénio devido à actividade microbiana para oxidação da
matéria orgânica durante 5 dias e a 20⁰C (CBO5). Para além da CBO5, é frequentemente
utilizado como indicador o parâmetro Carência Química de Oxigénio (CQO), que mede o
equivalente em oxigénio da matéria orgânica presente nas águas residuais que pode ser
oxidada quimicamente usando dicromato de potássio. Quando quantidades significativas de
matéria orgânica são descarregadas nos meios receptores, o oxigénio dissolvido pode
esgotar-se, colocando em perigo a fauna aquática e provocando, entre outros, problemas de
maus odores.
Assim, as descargas de excedentes contêm quantidades significativas de SST, tais como
plantas deterioradas, matéria animal, resíduos industriais e areias. Elevadas concentrações de
SST podem causar problemas nos meios receptores e biodiversidade, incluindo obstrução das
guelras dos peixes, redução das taxas de crescimento, diminuição da resistência à doença e o
impedimento da reprodução e do desenvolvimento de larvas. Os sólidos são ainda
responsáveis por impactos a curto prazo (a nível estético, resultante dos materiais flutuantes e
detritos) e a longo prazo, derivados da acumulação de sedimentos e consumo de oxigénio. Os
impactes mais visíveis são os estéticos. No entanto os efeitos cumulativos são os mais
preocupantes e difíceis de identificar (Vieira, 2006).
As substâncias tóxicas constituem um risco para o ambiente e saúde humana e incluem os
metais pesados, os hidrocarbonetos e os produtos orgânicos sintéticos. Os problemas
ambientais derivados da toxicidade distinguem-se em crónicos e agudos. Os crónicos, ou de
exposição de longo prazo, provocam limitações no crescimento e na reprodução, podendo ser
identificados através da morte imediata dos peixes ou redução severa da diversidade biológica.
Os agudos, ou de exposição de curto prazo, provocam mortalidade quando as concentrações
são elevadas e podem ser observados através da baixa produtividade e biomassa,
bioacumulação de químicos ou redução na diversidade biológica.
11
Os caudais excedentes contêm concentrações significativas de nutrientes provenientes de
fontes domésticas, industriais e das escorrências pluviais, em resultado dos detritos das
estradas e dos fertilizantes químicos aplicados em áreas ajardinadas e relvados. O
enriquecimento das massas de água em nutrientes, nomeadamente o fósforo e azoto,
conduz ao processo de eutrofização. Este fenómeno provoca o desenvolvimento excessivo de
algas e conduz à deteorização da qualidade de água, nomeadamente à redução do oxigénio
dissolvido em resultado da decomposição da matéria orgânica, e ao desequilíbrio ecológico
responsável pela redução da biodiversidade aquática e pela morte de peixes.
O termo sobrenadantes designa os detritos, lixo e outros materiais de densidade inferior à
massa líquida e que flutuam à superfície. Estes poluentes podem proporcionar impactes ao
nível estético em áreas recreativas, empobrecendo a qualidade visual da paisagem. Podem
ainda provocar problemas em embarcações, ameaçar a vida selvagem e levar à proibição da
prática balnear (USEPA, 1999c).
Em vários países do mundo têm sido desenvolvidos, nos últimos anos, diversos estudos com o
objectivo de caracterizar a qualidade das descargas de excedentes em tempo de chuva. A
síntese de alguns dos resultados obtidos, incluindo concentrações médias e intervalo de
valores observados, consta do Quadro 2.1.
Os resultados apresentados por USEPA (2004) advêm da compilação, elaborada pela United
States Environmental Protection Agency para a realização do relatório desenvolvido, de um
conjunto de dados de concentrações de poluentes em descargas de sistemas unitários
municipais em tempo de chuva.
Gray (2004) (citado por Ferreira, 2006) apresenta as concentrações observadas em tempo de
chuva para os caudais excedentes de sistemas que transportam, para além das águas
residuais domésticas, caudais provenientes de escorrências superficiais.
As concentrações apresentadas por Wu (2008) reportam-se a análises efectuadas em sete
eventos de precipitação ocorridos durante o período entre Junho e Novembro de 2006, à saída
de um descarregador de tempestade de um sistema de drenagem unitário na zona Oeste da
cidade de Syracuse, em Nova Iorque. A caracterização da descarga de excedentes foi
realizada com o objectivo de dimensionar um sistema de tratamento de leitos de macrófitas de
escoamento subsuperficial, tendo em vista a protecção do lago Onondaga, um dos mais
poluídos nos Estados Unidos da América.
Os resultados obtidos por Sztruhár et al. (2002) derivam de um estudo desenvolvido no âmbito
de um projecto de investigação, que se prolongou durante três anos (1996-1999), onde foram
avaliados diversos sistemas unitários da Eslováquia. Um total de oito eventos de precipitação
foram monitorizados em quatro cidades distintas.
12
Diaz-Fierros T. et al. (2002) levaram a cabo uma campanha de monitorização durante um
período de 40 meses na cidade de Santiago de Compostela, localizada na região Noroeste de
Espanha. A população, estimada em cerca de 100 000 habitantes, é servida por um sistema
unitário dimensionado para um caudal apenas 1,5 vezes superior ao caudal de tempo seco, o
que origina, frequentemente, problemas de descargas de excedentes em tempo de chuva.
Estes efluentes são descarregados no rio Sar, um dos rios mais severamente poluídos da
Galiza. Os hidrogramas dos principais poluentes de sete eventos de descargas de excedentes
ocorridos no período de monitorização foram determinados com o objectivo de investigar as
características deste contaminantes e determinar quais os que traduzem o efeito de “first flush”.
Quadro 2.1 – Características da qualidade de caudais excedentes de sistemas unitários.
Parâmetro
USEPA, 2004
Coliformes Fecais
2,15x10 5
(NMP/100 mL)
7
CBO5
43
(4 - 696)
CQO
Wu, 2008
-
-
(15 - 685)
(20 - 53)
Sztruhár et al., Diaz-Fierros T. et
2002
al., 2002
1,3x10 5
-
(3 - 4x10 )
(mg/L)
(mg/L)
Gray, 2004; citado
por Ferreira, 2006
-
SST
127
(mg/L)
(1 - 4420)
Fósforo total
0,7
(mg/L)
(0,1 - 20,8)
Azoto Kjeldahl
3,6
(mg/L)
(0 - 82,1)
Azoto total (mg/L)
-
34
(93 - 2636)
106
(20 - 1700)
(66 - 147)
(1,0 - 26,5)
(0,7 - 1,2)
0,9
(4,0 - 63,3)
4,4
175
(10 - 450)
445
(88 - 1073)
430
(19 - 938)
2,6
(0,4 - 15,1)
16,8
(3,5 - 6,2)
-
(5,5 - 90,9)
-
-
Legenda : x - concentra ções médi a s ; (x-x) - i nterva l o de va l ores obs erva dos
13
3.
Controlo da poluição em tempo de chuva
3.1 Estratégias de controlo da poluição e beneficiação de sistemas
de drenagem
Conforme referido no Capítulo 2, o controlo da poluição de efluentes em tempo de chuva é
cada vez mais essencial, uma vez que constitui uma fonte intermitente de poluição e de
degradação dos meios receptores.
O dimensionamento de ETAR de sistemas combinados que entrem em linha de conta com os
caudais de ponta afluentes, em períodos chuvosos, é técnica e economicamente inviável. No
entanto, diversas medidas e metodologias podem contribuir para atingir os objectivos de
qualidade pretendidos para os meios receptores, nomeadamente o controlo na origem (na
terminologia anglo-saxónica “source control” ou “BMP-Best Management Practices”), o controlo
no sistema de drenagem (“collection system control”) e o tratamento em fim de linha
(“end-of-pipe control”).
As tecnologias de controlo na origem são correntes, sobretudo nos países mais
desenvolvidos, e podem constituir meios importantes para a redução das afluências pluviais e
de carga poluente aos sistemas de colectores, mas a sua implementação está frequentemente
limitada pelo desenvolvimento urbano. Normalmente não requerem um investimento
significativo, no entanto envolvem custos de manutenção elevados porque trabalham
intensamente (Vieira, 2006).
As soluções de controlo na origem incluem trincheiras de infiltração, pavimentos porosos,
poços absorventes ou de infiltração, valas revestidas com coberto vegetal e bacias de
retenção. Estas técnicas actuam, fundamentalmente, através de sistemas de retenção, de
modo a desfasar os caudais resultantes da precipitação, permitindo o seu escoamento num
intervalo de tempo mais longo, e através de sistemas que promovem a infiltração da
precipitação no local onde ela ocorre, evitando, assim, que a totalidade do escoamento pluvial
aflua à rede de drenagem (Matos et al., 2007).
As medidas de controlo na origem devem, preferencialmente, ser encaradas na fase inicial do
planeamento e incidir, sobretudo, em zonas urbanas não muito impermeabilizadas e
consolidadas (Ferreira, 2000).
Em Portugal, constituem exemplos de soluções de controlo na origem, entre outras, as lagoas
a seco da bacia da Regateira, no Concelho de Almada, as soluções de lagos do
empreendimento de “Lagoas Park” (Figura 3.1, à esquerda), em Oeiras, e a aplicação de
pavimentos porosos na margem direita do estuário do rio Tejo, na Doca de Alcântara e Algés
(Figura 3.1, à direita).
15
Figura 3.1 – Lagos do empreendimento “Lagoas Park” (à esquerda) e aplicação de pavimentos
porosos na doca de Alcântara (adaptado de Ferreira, 2000) (à direita).
A redução das afluências pluviais ao sistema de colectores poderá também ser conseguida
recorrendo a práticas que conduzam à redução de áreas impermeáveis ligadas aos sistemas
de colectores, nomeadamente o desvio da drenagem de pátios e coberturas para áreas
permeáveis.
O controlo na origem pode também incluir soluções não infra-estruturais, mas de boas práticas,
nomeadamente o varrimento e lavagem periódica dos arruamentos, que poderá contribuir para
a redução da concentração de substâncias poluentes nas descargas, assim como a lavagem
dos colectores durante o tempo seco através de, por exemplo, jactos de água, em especial em
colectores com inclinações suaves e em que a auto-limpeza é dificultada. A mudança de
comportamentos, no que diz respeito ao controlo de resíduos e de efluentes lançados nos
sistemas de drenagem, é igualmente recomendada. A realização de pré-tratamento de
efluentes resultantes das actividades comerciais e industriais e a introdução de tarifas e coimas
às descargas são apenas alguns exemplos.
No âmbito do controlo no sistema de drenagem destacam-se as soluções que favorecem o
armazenamento dos caudais escoados em estruturas construídas especialmente para esse
efeito ou no interior do próprio sistema, recorrendo para isso a válvulas e comportas
automatizadas e, frequentemente, controladas em tempo real. De facto, em áreas densamente
urbanizadas, a detenção no sistema de drenagem tem sido uma das medidas mais utilizadas
para reduzir as descargas de excedentes, o que exige a construção de estruturas de
armazenamento enterradas ao longo da rede de colectores e, em muitos casos, a melhoria da
capacidade de armazenamento dos colectores através de técnicas de controlo em tempo real
(David e Matos, 2005). O aumento da capacidade de reserva dos sistemas permite prolongar a
duração dos períodos em que a ETAR funciona na capacidade total instalada, dado que o
volume acumulado no interior das estruturas de armazenamento (reservatórios ou bacias de
regularização), durante os eventos de precipitação, é encaminhado para a ETAR de forma
desfasada do hidrograma de cheia. Estas estruturas permitem ainda, por vezes, algum
tratamento dos excedentes por decantação.
16
Deste modo, por exemplo no caso de opção por bacias em série (em terminologia
anglo-saxónica “on line”), tal como a ilustrada na Figura 3.2, quando o caudal afluente
ultrapassa um determinado limite (em regra, igual ao caudal de dimensionamento da ETAR,
Qdim), o descarregador entra em funcionamento, drenando para a bacia de regularização, que
vai enchendo gradualmente até atingir a sua capacidade máxima e a partir da qual o caudal
excedente é descarregado directamente para o meio receptor. Na fase descendente do
hidrograma de cheia, assim que o caudal afluente ao descarregador volte a ser inferior ao
caudal de dimensionamento da ETAR, o reservatório começa a esvaziar, drenando para a
estação de tratamento, a fim de que esta funcione em pleno (com o caudal de
dimensionamento).
a) Condição em que Q1<Qdim
(caudal de dimensionamento da ETAR)
b) Condição em que Q2>Qdim
(reservatório parcialmente cheio)
c) Condição em que Q3>Qdim
(reservatório completamente cheio)
d) Condição em que Q4<Qdim
(reservatório parcialmente cheio)
Figura 3.2 - Esquemas ilustrativos do funcionamento de um sistema unitário com reservatório
intercalado (adaptado de Matos, 2003).
David (2004) realizou um estudo académico com o objectivo de avaliar o potencial da
construção de estruturas de armazenamento no controlo das descargas de tempestade em
Portugal. O estudo demonstrou que, em Lisboa, num sistema de drenagem unitário que
intercepte para a ETAR um caudal de três vezes o caudal médio diário, o aumento da sua
3
3
capacidade de armazenamento de 8 m /haimp para 50 m /haimp apenas levará à redução média
de 4,2 para 1,7 dias com descargas de tempestade durante a época balnear. A frequência
média anual dos dias com descargas decrescerá de 44 para 22 dias. Se o sistema tiver uma
3
capacidade de armazenamento de 40 m /haimp, então será armazenado cerca de 60% do
escoamento pluvial útil, detendo entre 70% a 75% da carga de SST e CQO que, na ausência
de armazenamento, seriam totalmente descarregadas no meio receptor.
Em especial nos sistemas de drenagem mais antigos, não é de descurar o estado de
deteorização da rede de colectores, que pode ser responsável pela entrada de quantidades
significativas de águas freáticas por infiltração e, consequentemente, a redução da capacidade
de transporte dos colectores e de tratamento na ETAR em tempo de chuva. Desta forma, a
reabilitação dos sistemas, tendo em vista o controlo da infiltração em excesso, pode resultar
num volume descarregado inferior e num menor número de descargas.
17
Poderá também optar-se por medidas de tratamento em fim de linha, nomeadamente através
de tecnologias de tratamento complementar ou suplementar para tratar os caudais excedentes,
ao invés de serem descarregados directamente no meio receptor. Estas infra-estruturas podem
proporcionar o tratamento junto da localização das descargas, envolver a construção de uma
linha de tratamento suplementar, a montante da ETAR existente, em especial quando os
colectores não apresentam capacidade para transportar a totalidade do caudal para a ETAR,
ou instalar uma linha de tratamento paralela na ETAR existente para operar, quando
necessário, durante o tempo húmido (USEPA, 2004). Na Figura 3.3 apresenta-se o exemplo de
um esquema de tratamento em que se recorre a uma linha suplementar paralela para o
tratamento em tempo de chuva.
Figura 3.3 – Esquema de tratamento de uma ETAR com linha destinada a caudais de tempo de
chuva (adaptado de Brashear et al., 2002; citado por Vieira, 2006).
A selecção da melhor tecnologia de tratamento de águas residuais com forte componente
pluvial é subjectiva e muito controversa e pode depender dos objectivos de qualidade
pretendidos, das exigências regulamentares, das características do sistema de recolha e
transporte, das condições económicas locais, da política estabelecida pelas entidades
gestoras, das preferências da comunidade e dos conhecimentos do pessoal de operação
(Vieira, 2006).
A melhoria do desempenho das ETAR em tempo de chuva é, também, normalmente requerida,
nomeadamente
em
resposta
a
alterações
bruscas
do
caudal
e
da
composição
físico-química e microbiológica das águas residuais e a períodos prolongados de
funcionamento à carga máxima instalada devido ao esvaziamento das estruturas de
armazenamento. De um modo geral, modificações que envolvam a operação de processos
específicos durante o tempo húmido e/ou a alteração da configuração física dos vários
processos de tratamento podem contribuir para melhor acomodar os afluentes com forte
contribuição pluvial (USEPA, 2004). A maioria das modificações requer a participação activa
dos operadores da ETAR para assegurar a sua implementação efectiva. Exemplos de
modificações que aumentam a eficiência em tempo húmido incluem:
18

a adição de reagentes químicos nos decantadores;

o ajuste das taxas de recirculação de lamas no processo de lamas activadas;

o desvio do excesso de caudal das infra-estruturas de tratamento biológico;

a instalação de estruturas que melhorem o desempenho dos decantadores, como por
exemplo chicanas.
A adição de reagentes químicos (coagulantes e floculantes) nos decantadores favorece a
remoção de sólidos suspensos que, em tempo de chuva, poderão atingir quantidades
significativas. A escolha dos tipos de reagentes químicos a adicionar deverá ser ajustada às
características dos caudais afluentes e deverá ter em conta a qualidade final pretendida e os
custos associados.
Relativamente à etapa de tratamento biológico, no caso do processo de lamas activadas é
necessário que as lamas sejam recirculadas para o tanque de arejamento. A taxa de
recirculação poderá então ser ajustada em concordância com as condições do afluente,
características de sedimentação das lamas e dinâmica da biomassa, de modo a maximizar a
capacidade de tratamento secundário.
De modo a tratar um volume superior em tempo de chuva, algumas ETAR proporcionam o
tratamento primário de todo o caudal afluente e o tratamento biológico até atingir a sua
capacidade de dimensionamento. Neste caso, o caudal em excesso é desviado, sendo
“misturado” a jusante com o caudal que sofreu tratamento biológico, uma vez que ao contrário
do tratamento físico, que tem capacidade para tolerar elevadas variações de caudal e
concentração de poluentes, as unidades de tratamento biológico são sensíveis a variações
bruscas.
A instalação de estruturas que melhorem o desempenho dos decantadores, como sejam
chicanas, poderá ser fundamental para proteger os decantadores de “curto-circuitos”
hidráulicos, interrompendo ou dispersando correntes na massa líquida que se deslocam a altas
velocidades, podendo transportar os sólidos para jusante.
As modificações na ETAR são, em regra, mais económicas do que a construção de novas
instalações, contudo algumas modificações que melhoram o desempenho em tempo húmido
podem resultar no aumento das concentrações dos poluentes no efluente da ETAR durante o
tempo seco. Por exemplo, se um decantador modificado para caudais em tempo de chuva não
for devidamente concebido, pode ter características inadequadas de sedimentação durante o
tempo seco (Metcalf & Eddy, 2003). Além disso, as modificações que requerem a supervisão
de um operador, antes e depois do evento de precipitação, podem interromper as operações
de tempo seco e potencialmente comprometer a respectiva qualidade das águas residuais
tratadas nesse período.
Dado o âmbito da presente dissertação, não se irá abordar com detalhe as soluções de
controlo na origem nem o controlo no sistema de drenagem, mas serão enumeradas as
19
soluções mais comuns de tratamento de fim de linha de excedentes (subcapítulo 3.2), com
ênfase nas soluções “naturais” (descritas no capítulo 4).
3.2 Soluções de tratamento de excedentes poluídos
3.2.1 Considerações introdutórias
As tecnologias de tratamento de excedentes poluídos devem adaptar-se às características
particulares do caudal em tempo de chuva, que podem diferir significativamente das do caudal
em tempo seco. O primeiro é intermitente, extremamente variável e transporta partículas
sólidas adicionais e de natureza diferente às existentes no caudal de tempo seco, cujas
características são relativamente constantes. Assim, as tecnologias a aplicar devem,
fundamentalmente, ter a capacidade de operar em boas condições após longos períodos sem
caudal (ou baixo caudal) e adaptarem-se rapidamente a variações significativas no caudal e
nas concentrações de poluentes no afluente (USEPA, 1993; USEPA, 2004). Estas tecnologias
são, usualmente, consideradas em localizações em que as descargas de excedentes não são
desprezáveis e quando se prevê que o armazenamento e/ou a redução das afluências pluviais
à rede não sejam suficientes para o controlo das descargas (KSC, 2011).
O tratamento das descargas de excedentes pode envolver uma série de etapas consoante a
qualidade pretendida para o efluente, nomeadamente:

Pré-tratamento: tecnologias simples para a remoção de material grosseiro e areias e
equalizar o caudal de modo a garantir a boa condução das etapas subsequentes.

Clarificação (ou sedimentação): para a remoção dos sólidos suspensos e poluentes
associados.

Desinfecção: para garantir a qualidade dos efluentes, em termos microbiológicos.
3.2.2 Tecnologias de pré-tratamento
Gradagem
O processo de gradagem é considerado um método efectivo e económico na remoção de
sólidos grosseiros e sobrenadantes das descargas de excedentes (USEPA, 1999c), e é
também usado de modo a proteger o equipamento colocado a jusante (USEPA, 1993).
Diferentes estruturas de gradagem têm sido testadas e aplicadas como alternativa aos tanques
de decantação ou como tratamento adicional aos tanques de armazenamento, para além de
constituir uma opção no caso da construção de uma linha paralela há já existente (Vieira,
2006).
Em geral, a quantidade e tamanho do material removido depende do tipo de grade e do
tamanho das aberturas, que variam, em regra, entre 25 e 152 mm (USEPA, 1999c).
Globalmente, podem distinguir-se dois tipos de grades: grades de barras (em terminologia
20
anglo-saxónica “coarse screens”) e grades finas (“fine screens”). Ambas são aplicadas em
instalações de tratamento de caudais excedentes, proporcionando um nível diferente de
eficiência de remoção.
As grades de barras constituem, usualmente, a primeira unidade do sistema de tratamento nas
instalações de controlo de descargas de excedentes. Em geral, são constituídas por barras
verticais paralelas com um espaçamento entre 25 e 50 mm (Metcalf & Eddy, 2003),
apresentam inclinação de 0 a 30º em relação à vertical e são limpas por intermédio de um
mecanismo eléctrico ou hidráulico que remove o material retido nas grades de forma contínua
ou periódica. Apresentam, no entanto desvantagens que se prendem com os custos e a
energia extra necessária para a limpeza automática da grade. No caso de não estar disponível
energia eléctrica, pode ser usada uma rede descartável, exigindo que se proceda à sua
substituição após cada evento (Butler and Davies, 2000; citado por Scherrenberg, 2006).
As grades de malha fina são, normalmente, colocadas a jusante de grades de barras e
fornecem o nível seguinte de tratamento físico na remoção de partículas sólidas mais
pequenas. Têm sido aplicadas tanto grades fixas como rotativas no tratamento dos caudais
excedentes.
Decantação
Frequentemente, têm sido projectadas infra-estruturas destinadas a assegurar o pré-tratamento
por decantação dos caudais excedentes, nomeadamente em ETAR que dispõem de uma linha
de tratamento para caudais de tempo seco e de uma outra para caudais de tempo de chuva.
Nos tanques de sedimentação convencionais, a carga hidráulica superficial não deve exceder
3
2
10 m /h/m e mesmo as remoções esperadas de sólidos suspensos, cerca de 50 a 70%, são
bastante incertas (David e Matos, 2005). Têm sido conseguidas cargas superiores através da
adição de reagentes químicos apropriados e/ou da instalação de lamelas (Rietsch et al., 2003),
tal como descrito no subcapítulo 3.2.3. Este tipo de solução pode permitir a redução do volume
dos decantadores para 1/3 do original (Scherrenberg, 2006).
3.2.3 Tecnologias de clarificação
Separação hidrodinâmica
Os separadores hidrodinâmicos ou separadores de sólidos, também conhecidos em
terminologia anglo-saxónica por “vortex separators”, “hydronamic vortex separators” ou “swirl
concentrators”, são dispositivos cilíndricos que podem ser aplicados para remoção da matéria
particulada e dos sobrenadantes presentes nos caudais excedentes.
Podem ser pré-fabricados ou construídos no local e entre os materiais de construção
incluem-se o betão, polietileno de alta densidade, alumínio e aço inoxidável, dependendo do
fabricante (USEPA, 2004).
21
Os separadores de sólidos caracterizam-se pela entrada do caudal tangencialmente à estrutura
cilíndrica, gerando um regime de escoamento rotativo complexo (Andoh e Saul, 2003). Por sua
vez, este movimento transmite uma força centrípeta aos sólidos que, igualmente sujeitos à
acção da gravidade, tendem a sedimentar. O fundo da estrutura, geralmente apresenta uma
inclinação de modo a conduzir os sólidos para um dreno central. Assim, um pequeno volume
de águas residuais concentradas é tipicamente encaminhado para a ETAR, enquanto que o
caudal tratado prossegue para a etapa de tratamento seguinte ou, eventualmente, é
descarregado no meio receptor. A desinfecção do efluente tratado é frequentemente
equacionada por razões de saúde pública.
Com base neste princípio, diferentes configurações foram desenvolvidas, procurando melhorar
o desempenho global do processo, naturalmente. Sistemas patenteados e comercializados
®
®
com o nome de Hydrovex Fluidsep e Storm King são exemplos de separadores avançados
usados no tratamento de excedentes unitários. Nestes sistemas, podem ser adicionadas
substâncias químicas que facilitem a coagulação e floculação de poluentes. Desta forma, as
eficiências de remoção podem aumentar significativamente (Averill et al., 1997). Matéria em
suspensão coloidal, que não sedimenta por gravidade, poderá igualmente ser removida
(Helliwell e Harper, 1993; citado por Scherrenberg, 2006).
Na Figura 3.4 mostra-se um exemplo de aplicação de um separador de sólidos avançado para
tratamento de descargas de excedentes (designado de “Storm King
®
overflow with
Swirl-Cleanse™ Screen”) e a respectiva representação esquemática com setas indicativas do
seu funcionamento. Este separador tem a particularidade de dispor de uma grade que permite
a remoção de sobrenadantes e sólidos grosseiros. É também garantida a auto-limpeza da
grade sem recurso a fontes de energia.
Figura 3.4 – Exemplo de um separador de sólidos avançado e respectiva representação
esquemática (adaptado de http://www.hydro-international.biz).
De acordo com Boner et al. (1995), não é simples comparar a eficiência de remoção de
separadores de sólidos devido ao elevado número de variáveis que interferem no processo,
nomeadamente: a composição do afluente, o sistema hidráulico de recolha dos resíduos, o
22
tamanho das partículas sólidas, as velocidades de sedimentação e a natureza e modo de
colocação dos componentes internos (Andoh e Saul, 2003).
No Estado de Geórgia, nos Estados Unidos da América, foi realizado um programa de
acompanhamento intensivo durante 5 anos, desde 1995, no sentido de avaliar as tecnologias
de tratamento de excedentes de sistemas unitários. As operações e os testes de desempenho
das instalações verificadas não só mostraram que a separação hidrodinâmica é equivalente ou
melhor do que o processo de decantação primária, em termos de eficiência, mas também que
apresenta metade dos custos e ocupa um décimo do espaço (Andoh e Saul, 2003).
De facto, o separador de sólidos apresenta diversas vantagens, nomeadamente não possuir
partes móveis, não exigir fontes de energia externa e suportar elevadas cargas hidráulicas, o
que resulta numa estrutura compacta e que requer baixos custos de operação (Field, 1974;
citado por Lee et al., 2003; Faram et al, 2004; Mietzel et al., 2007). Como desvantagens poderá
referir-se o facto das taxas de remoção de sólidos finos e poluentes solúveis serem baixas ou
desprezáveis.
Decantação de alta carga
A decantação de alta carga, em terminologia anglo-saxónica “high-rate clarification”, permite o
tratamento físico-químico de excedentes poluídos e utiliza sistemas especiais de floculação e
sedimentação que tornam o processo de decantação mais rápido e eficaz. Nesta tecnologia o
desempenho da decantação primária é melhorado através da modificação do regime de caudal
(lamelas) e/ou da adição de coagulantes químicos e floculantes que promovem a agregação e
aglomeração de sólidos finos e matéria coloidal em flocos mais facilmente sedimentáveis.
Tipicamente, a decantação lamelar consiste na deposição dos sólidos em lamelas, instaladas à
superfície dos tanques de sedimentação, que por se encontrarem inclinadas fazem com que o
material depositado escorregue para uma estrutura existente na parte inferior, de onde pode
ser removido por bombagem. Deste modo, um decantador lamelar reduz o tempo de retenção
e, consequentemente, a área necessária, em cerca de um terço comparativamente à
decantação primária convencional (Takayanagi et al., 1997). A decantação lamelar é,
usualmente, combinada com a adição de coagulantes ou floculantes, mas pode igualmente
funcionar sem quaisquer produtos químicos.
Os coagulantes químicos, tais como o sulfato de alumínio, cloreto de polialumínio, cloreto
férrico, sulfato férrico, sulfato ferroso, óxido de cálcio e alumínio de sódio, destabilizam as
partículas coloidais na água residual, enquanto que os floculantes (também conhecidos como
coadjuvantes), tais como polímeros e areia micrométrica, aceleram o crescimento, melhoram a
configuração e fortalecem a estrutura do floco e aumentam a massa específica das partículas.
Além disso, dependendo do tipo de adição de produtos químicos, há também potencial para a
coagulação e precipitação de metais pesados solúveis, incluindo o cobre (KSC, 2011).
23
A decantação de alta carga apresenta assim diversas vantagens, nomeadamente a
possibilidade de admitir cargas hidráulicas elevadas, a redução da área superficial ocupada e,
consequente, redução dos custos de construção, tempos rápidos de resposta (usualmente
inferiores a 30 minutos) e a capacidade de tratamento de uma vasta gama de caudal sem
reduzir as eficiências de remoção, por ser relativamente insensível às flutuações na qualidade
do caudal afluente. Pelo contrário, a principal desvantagem prende-se com o aumento das
doses de sais metálicos e polímeros requeridas na operação do processo, o que torna os
encargos anuais de exploração mais onerosos.
Um dos processos usados na decantação de alta carga é a floculação em balastro (em
terminologia anglo-saxónica “enhanced particle flocculation” ou “ballasted flocculation
process”). Este processo envolve a adição de um coagulante, para destabilizar a matéria em
suspensão e coloidal, de um agente inerte/balastro, usualmente sílica, areia micrométrica ou
lamas condicionadas quimicamente e recicladas, e de um polímero, que reveste as partículas
®
em balastro e permite a aderência dos sólidos destabilizados. O sistema comercial Actiflo ,
descrito por Plum et al. (1998), consiste na adição, numa câmara de mistura rápida, de um
coagulante ao afluente, seguido da injecção de um polímero e areia micrométrica reciclada
para maximizar a eficiência da floculação e melhorar a sedimentação dos sólidos suspensos
decorrente do aumento do peso dos flocos. Posteriormente, a água passa para a zona de
maturação, o que permite que os sólidos se mantenham em suspensão e os flocos se
desenvolvam e cresçam. Após esta etapa a água entra na zona de decantação lamelar. A areia
e os flocos removidos da água decantada são bombeados para um separador que permite
separar e recuperar a areia. A areia recuperada volta assim para o tanque de injecção e as
lamas são conduzidas para destino apropriado. Na Figura 3.5 apresenta-se o esquema de
tratamento deste processo.
Separador
Lamas
Polímero
Retorno de lamas e de areia micrométrica
Areia micrométrica
Pratos lamelares
Coagulante
Efluente
tratado
Afluente
Coagulação
Injecção Maturação
Raspador de lamas
®
Figura 3.5 – Esquema de tratamento do sistema Actiflo (adaptado de USEPA, 2003).
®
O sistema Actiflo tem um tempo de arranque entre 10 e 30 minutos e o tempo de retenção na
instalação é de cerca de 10 minutos (David e Matos, 2005). Em Fujisawa, no Japão, foram
®
levadas a cabo medições em sistemas Actiflo para tratamento de excedentes unitários com
24
1/20 da área de um tanque de decantação convencional, revelando remoções de 75% de
CBO5, 80% de sólidos suspensos e 80% de fósforo total (Horie et al., 2005).
®
A tecnologia de Actiflo encontra-se em operação, em tempo húmido, na ETAR de Alcântara,
em Lisboa.
Outro processo patenteado conceitualmente semelhante é o processo de recirculação de lama
densa (em terminologia anglo-saxónica “dense-sludge process”). Neste caso, o agente de
balastro é lama espessada e reciclada, em vez da areia micrométrica. Uma das patentes
denomina-se de Densadeg
®
4D, da Degremont, e foi especialmente concebida para a
decantação de alta carga de descargas de excedentes em tempo de chuva e em tempo seco.
®
O Densadeg 4D combina quatro funções num único processo: remoção de areia, remoção de
óleos e gorduras, coagulação química e floculação com polímero seguidas de decantação
lamelar e espessamento de lamas e posterior recirculação. Tal como se observa na Figura 3.6,
o afluente entra na primeira câmara [1] onde ocorre a remoção de areia e o coagulante
(usualmente cloreto férrico) é injectado, dispersando-se na água devido ao arejamento
provocado. Depois da mistura, a água residual passa para uma segunda câmara [2] onde um
agente de floculação juntamente com lamas espessadas e recicladas são adicionados. Neste
estágio, a recirculação interna é intensa e a mistura é realizada por intermédio de uma turbina
axial. Na terceira câmara [3] ocorre a transição para a zona de sedimentação, enquanto que o
processo de floculação continua e se inicia a separação das gorduras e escumas que são
posteriormente
removidas
[4].
Os
sólidos
floculados
decantam
numa
zona
de
pré-sedimentação [5] e a remoção dos sólidos finos ocorre no sistema de lamelas [6]. O
efluente decantado é recolhido em calhas colocadas acima dos tubos lamelares e as lamas
decantadas são espessadas [7], sendo uma parte recirculada e a restante conduzida para
tratamento.
Ar
Remoção de gorduras
e escumas
Floculante
Coagulante
Efluente
tratado
Afluente
6
3
4
1
2
5
7
Densificação e
espessamento de
lamas
Recirculação de lamas
Remoção de areia
Lamas (destino final)
®
Figura 3.6 - Esquema de tratamento do sistema Densadeg 4D (adaptado de USEPA, 2003).
®
®
Para além do sistema Densadeg 4D, a Degremont comercializa também o Densadeg 2D que
apresenta apenas as etapas de decantação lamelar e espessamento de lamas.
25
Em Portugal, a ETAR de Alverca dispõe de uma linha de tratamento paralela para o tratamento
físico-químico de caudais com uma forte componente pluvial através da tecnologia de
recirculação de lama densa. O mesmo acontece na ETAR do Portinho da Costa, em Almada. A
ETAR da Costa do Estoril também dispõe de uma tecnologia de tratamento físico-químico com
lamelas, mas não patenteado.
3.2.4 Tecnologias de desinfecção
O objectivo da desinfecção é a redução de bactérias, vírus, protozoários e outros organismos
patogénicos das descargas de excedentes, no sentido de minimizar os riscos de saúde pública.
Os desafios associados à desinfecção dos caudais excedentes incluem lidar de forma eficaz
com elevadas concentrações de materiais orgânicos, sólidos em suspensão e outros
poluentes, incluindo óleos e gorduras, compostos com carência de oxigénio, produtos
químicos, nutrientes, metais pesados, bactérias e vírus. Além disso, os caudais excedentes são
caracterizados por temperaturas e concentrações de microrganismos variáveis (USEPA,
1999a). Esta variabilidade torna a desinfecção particularmente difícil, pois requer um
desinfectante que possa ser aplicado em elevadas concentrações e com uma forte capacidade
de redução bacteriana para diversas condições operacionais. Tipicamente, recorre-se às várias
formas do cloro ou à radiação violeta para inactivar os microrganismos, tendo ainda sido
identificados, como potencialmente aplicáveis à desinfecção de caudais excedentes,
desinfectantes alternativos como o ácido peracético, ozono, bromo, entre outros.
O uso do cloro tem um histórico comprovado na desinfecção de água, águas residuais e
caudais excedentes. No entanto, devido à significativa quantidade necessária para assegurar a
adequada redução bacteriana, existe elevada possibilidade de dar origem à formação de
subprodutos, em particular trihalometanos, reconhecidos, actualmente, por serem precursores
cancerígenos e extremamente tóxicos para os organismos aquáticos (Wojtenko et al., 2002).
Poderá também ser necessário efectuar um processo de descloragem a jusante para remoção
do cloro residual, de modo a estar em conformidade com os limites regulamentares e reduzir a
toxicidade dos efluentes. Nesta etapa, normalmente recorre-se ao uso de dióxido de enxofre ou
à solução líquida de bissulfito de sódio, que reagem rapidamente com o cloro residual livre e
combinado. Para além disso, a natureza intermitente dos eventos de precipitação, combinada
com a necessidade de ter cloro disponível quase instantaneamente, torna o uso do cloro
líquido tradicional difícil. Nesse sentido, poderá recorrer-se ao hipoclorito de sódio ou de cálcio
que, apesar de mais dispendiosos, não apresentam riscos de segurança e ficam mais
facilmente disponíveis.
O dióxido de cloro é outro oxidante poderoso que pode ser usado como uma alternativa de
desinfectante. É um bactericida e viricida muito eficaz e não produz trihalometanos, contudo
origina produtos residuais que requerem a adição de agentes redutores após a desinfecção.
Apesar de ser relativamente fácil e relativamente económico de produzir, é instável e
extremamente reactivo, tornando o seu transporte perigoso (USEPA, 1999b).
26
A radiação ultra-violeta (UV) continua sendo uma das alternativas mais promissoras à cloragem
e é uma das mais aplicadas na América do Norte (Gehr et al., 2003). A radiação UV apresenta
como vantagens o facto de não gerar resíduos ou subprodutos de desinfecção e de não
requerer o armazenamento de produtos químicos perigosos. A principal desvantagem
prende-se com a necessidade de se efectuar a montante uma remoção eficaz dos sólidos, de
modo a impedir a sua interferência no processo de desinfecção.
O ácido peracético é outra alternativa aprovada pela USEPA (United States Environmental
Protection Agency) como desinfectante de águas residuais, sendo potencialmente atractivo,
uma vez que não produz quaisquer subprodutos de desinfecção. O ácido peracético é um
oxidante forte, com um pH muito baixo e é bastante instável, exigindo precauções adequadas
para um uso e armazenamento seguro.
27
4.
Tratamento de descargas de excedentes através de
soluções “naturais”
4.1 Desafios, novas abordagens e principais dificuldades
O crescimento populacional registado a nível mundial no último século, conjuntamente com os
avanços tecnológicos verificados, levou ao aumento dos padrões de consumo que conduziu à
continuada e crescente exploração dos recursos hídricos. Paralelamente, os resíduos gerados
pelas actividades humanas aumentaram também em conformidade, excedendo em alguns
casos a capacidade de absorção por parte do ambiente envolvente (Galvão, 2009). Neste
contexto, a necessidade de uma gestão integrada e do uso sustentável da água
reveste-se de particular importância.
Apesar da consciência da necessidade de coerência social, económica e ambiental na gestão
da água estar-se tornando cada vez mais evidente, a realidade é que esta problemática
afigura-se como uma tarefa difícil, complexa e incorre em encargos crescentes (Harrington et
al., 2011). Assim, são necessárias novas abordagens e modos diversos de encarar os
problemas e desafios tradicionais, em particular na gestão das descargas de excedentes
poluídos em tempo de chuva, uma das principais causas actuais de deteorização da qualidade
dos meios receptores.
O controlo da poluição deverá ser conseguido através de abordagens com preocupações de
sustentabilidade, recorrendo, por exemplo, a soluções mais naturais de tratamento,
eventualmente descentralizadas, que garantam os objectivos de qualidade pretendida com
baixos consumos de recursos, designadamente em termos de reagentes, energia, materiais e
mão de obra (Amaral et al., 2011). Nesse domínio, a descarga de caudais excedentes em
tempo húmido em sistemas “naturais” junto ao meio receptor, como esquematizado nas
Figuras 4.1 e 4.2, ao invés da sua descarga directa na massa líquida, poderá constituir uma
solução relativamente simples, mas com potencial muito relevante, nomeadamente para efeitos
de remoção de carga poluente e de microrganismos.
ETAR
Meio
receptor
Sistema de
drenagem
Tratamento
em sistema
"natural"
Figura 4.1 – Representação esquemática do tratamento dos caudais excedentes em sistemas
naturais, junto ao meio receptor.
29
Condições existentes
Condições propostas
Figura 4.2 – Alternativa à descarga directa no meio receptor (adaptado de Smith, 2007).
De facto, o conceito de sistemas naturais no âmbito da engenharia sanitária é muito antigo. A
aplicação no tratamento de águas residuais revelou desde cedo evidências de elevada
capacidade depuradora, embora a sua aplicação em grandes zonas urbanas seja, actualmente,
reduzida devido às necessidades de elevada área superficial ocupada. No entanto, o recurso a
esta tecnologia para o tratamento de excedentes de sistemas unitários pode constituir uma
situação particular de aplicação em contexto urbano, especialmente quando se pretender
também valorizar a integração paisagística do sistema.
Na Figura 4.3 mostram-se duas vistas em Lisboa, na zona da Expo, onde se pode constatar a
presença de vegetação, designada de caniços, na margem direita do rio Tejo. Embora, neste
caso, a vegetação tenha surgido naturalmente e não plantada para efeitos de tratamento, são
espécies que apresentam reconhecidas capacidades auto-depurativas e que contribuem para a
beneficiação estética da paisagem, num espaço privilegiado para diversão e lazer, como a
prática de jogging, e que tem tido grande adesão por parte da população. Este é um exemplo
claro em que se tirou proveito da beleza natural e se potenciou a valorização imobiliária da
zona envolvente. Poderão, assim, conciliar-se objectivos de tratamento e, simultaneamente
tirar partido destas características favoráveis em termos visuais.
Figura 4.3 – Integração paisagística na zona da Expo, em Lisboa.
Para além das vantagens proporcionadas, é igualmente fundamental ter consciência das
principais dificuldades que a aplicação de sistemas baseados em processos naturais no
tratamento de excedentes poluídos poderá enfrentar, para se obter uma implementação bem
sucedida e se optimizar as eficiências de remoção de poluentes. Uma das principais
30
preocupações operacionais é a fiabilidade em condições extremas, tais como longos períodos
de seca, inundações de longo prazo e elevada carga afluente de sólidos suspensos (Uhl e
Dittmer, 2005).
Tal como referido anteriormente, as descargas de excedentes constituem fluxos intermitentes.
Em Portugal, tal como nos países mediterrânicos, o clima caracteriza-se por longos períodos
secos e eventos de precipitação intensa que podem pôr em causa o desempenho do sistema.
Relativamente à capacidade de sobrevivência, a natureza parece mostrar sinais de que as
zonas húmidas junto aos cursos de água são locais propícios ao desenvolvimento de
vegetação, com capacidade de se adaptar às condições climatéricas locais e sem necessidade
de recorrer à acção humana para garantir a sua manutenção. No entanto, as eficiências de
remoção podem ser afectadas devido à limitada capacidade de absorção do biofilme “seco”. Já
as inundações de longo prazo levam ao estabelecimento de condições anaeróbias que também
inibem a degradação.
Os caudais excedentes apresentam
a particularidade
de transportar concentrações
significativas de matéria inorgânica, como areias e siltes, que não se degradam. A acumulação
em excesso deste material poderá levar a problemas de colmatação do meio de enchimento do
sistema. Este problema poderá ser minimizado pela realização de pré-tratamento para
remoção destas partículas antes da descarga no sistema de tratamento natural.
Poderão ainda surgir dificuldades devido à má distribuição de caudais, podendo provocar a
erosão de determinadas zonas e assim contribuir para a existência de caminhos preferenciais
ao escoamento, com consequências ao nível da eficiência do sistema. Poderá igualmente
provocar a colmatação das zonas muito carregadas, o que torna especialmente importante a
consideração deste aspecto aquando da sua concepção.
4.2 Soluções de tratamento no solo
Desde há muito tempo que se recorre a sistemas naturais para o tratamento de águas
residuais, constituindo a aplicação no solo um dos primeiros exemplos. A maior proliferação de
sistemas de tratamento no solo ocorreu na Europa, na segunda metade do século XIX. Muitos
rios atingiram níveis inaceitáveis de poluição e a descarga de águas residuais no solo era o
único meio viável de tratamento disponível à data (USEPA, 1977). As grandes cidades
adquiriam terrenos circundantes para a aplicação dos efluentes gerados pela população, tendo
surgido o conceito de “quintas de esgoto” (“sewage farms”, na terminologia anglo-saxónica)
para designar estas áreas. Na década de 1870, a prática foi reconhecida em Inglaterra como
um meio de tratamento, tendo diversos sistemas exibido bons resultados. Apesar do recurso ao
tratamento no solo se ter prolongado durante o século XX e continuar a existir, foi sendo
preterido por outras soluções, designadamente pelas seguintes três razões principais (Cooper,
2001; citado por Galvão, 2009): a utilização de extensas áreas tornou-se mais difícil, dada a
necessidade de adquirir terrenos em redor de cidades e vilas em expansão, tornando os custos
31
associados significativos; os solos onde era efectuada a aplicação tinham tendência a
colmatar; o grau de tratamento atingido não era, por vezes, suficiente para o cumprimento das
exigências de qualidade requeridas.
Genericamente, os sistemas de tratamento no solo correspondem a uma aplicação planeada e
controlada das águas residuais através do solo e/ou plantas, sendo tratadas por processos
físicos, químicos e biológicos. Quando comparados com outros processos de tratamento
convencionais, os processos de tratamento no solo são muito mais dependentes das
características locais. Sendo assim, é importante dar relevância à caracterização cuidada e
exaustiva das áreas em estudo. O conhecimento de diversas características locais,
nomeadamente a topografia, o clima, a geologia, as características físico-químicas e
hidráulicas do solo e as características qualitativas e quantitativas das águas superficiais e do
aquífero subjacente à área onde se pretende que se processe a aplicação (Matos, 1985a), é
primordial para a selecção e dimensionamento dos processos de tratamento e para mitigar
muitos problemas de colmatação do solo e controlar as cargas orgânicas afluentes. Os
sistemas de tratamentos são, usualmente, implantados a jusante de instalações de
pré-tratamento incluindo, designadamente, uma gradagem inicial.
Uma ampla variedade de processos pode ser usada para atingir diversos objectivos de
tratamento, descrevendo-se, os seguintes: infiltração lenta, infiltração rápida e escoamento
superficial no solo.
Sistema de infiltração lenta no solo
A técnica de infiltração lenta no solo ou de irrigação (em terminologia anglo-saxónica “slow rate
process”) consiste na aplicação de águas residuais numa superfície do solo com vegetação,
recebendo tratamento significativo à medida que circula através das raízes das plantas e da
matriz do solo (Figura 4.4).
Evapotranspiração
Afluente
Percolação
Escoamento subsuperficial
Figura 4.4 – Representação esquemática da técnica de infiltração lenta no solo (adaptado de
USEPA, 2006).
O tratamento por infiltração lenta é normalmente aquele que obtém os melhores resultados de
entre os sistemas de tratamento no solo (USEPA, 1977). A remoção dos sólidos suspensos
ocorre, sobretudo, por filtração na superfície do solo, enquanto que o tratamento biológico,
químico e físico adicional ocorre quando a água residual percola através das raízes das plantas
32
e matriz do solo. De acordo com WPCF (1990) (citado por Santos e Brito, 2001), obtêm-se
taxas de remoção de azoto de 67 a 94%, de fósforo de 10 a 25%, de CBO5 de cerca de 95%,
de sólidos suspensos totais de 30 kg/ha/d e de microrganismos patogénicos de 99,9%.
Os valores de referência de aplicação de água residual nestes sistemas situam-se no intervalo
compreendido entre 3,5 a 10,0 mm/d (Davis e Cornwell, 1998). Este sistema necessita no
mínimo, de uma camada de enchimento de 0,60 a 0,90 m de espessura, sendo a altura ideal
variável em função do tempo de retenção e do desenvolvimento das raízes e bactérias
(WPCF, 1990; citado por Santos e Brito, 2001).
Sistema de infiltração rápida no solo
No tratamento de águas residuais por infiltração rápida no solo (em terminologia
anglo-saxónica “rapid infiltration”), a maior parte do afluente percola através do terreno e o
efluente pode, eventualmente, atingir e recarregar o lençol freático. Nesse sentido, é
fundamental verificar a adequabilidade da permeabilidade do solo e conhecer e definir as
características de utilização (existentes ou previstas) da água subterrânea.
As águas residuais são aplicadas a solos de alta permeabilidade (como solos arenosos) por
intermédio de aspersores ou, o que é mais usual, por espalhamento superficial em bacias
projectadas para o efeito (Figura 4.5) (Matos, 1985b). O líquido é depurado à medida que
atravessa a matriz do solo, sendo necessárias profundidades entre 1,5 e 2,5 m abaixo da
superfície da bacia (WPCF, 1990; citado por Santos e Brito, 2001). Não é corrente dispor-se de
cobertura vegetal mas, mesmo quando ela existe, o respectivo consumo hídrico é diminuto
quando comparado com os volumes de água aplicados.
Afluente
Evaporação
Percolação
Figura 4.5 – Representação esquemática da técnica de infiltração rápida no solo (adaptado de
USEPA, 1977).
Em muitos casos o sistema integra métodos de recuperação da água tratada, através de
drenos subterrâneos ou por poços (Figura 4.6).
33
Bacias de retenção
Água
tratada
Percolação
Drenos
Poços
Percolação
Água
subterrânea
Figura 4.6 – Métodos de recuperação da água tratada (adaptado de USEPA, 1977).
Este é o sistema apropriado para tratar elevadas cargas hidráulicas e orgânicas, mas requer
manutenção e procedimentos de operação mais exigentes que os restantes. As cargas
aplicadas em termos de CBO5 variam entre 45 e 177 kg/ha/d, de azoto entre 3,4 e 41,5 kg/ha/d,
de fósforo entre 1,0 e 13,2 kg/ha/d e de SST entre 33,6 e 112,1 kg/ha/d. Nestas condições,
podem ser atingidas eficiências entre 86 e 100% para CBO5, 10 e 93% para azoto, 29 e 99%
para fósforo, e próximas de 100% para SST (WPCF, 1990; citado por Santos e Brito 2001).
Este tipo de sistema pode ainda contribuir para a protecção da qualidade do lençol freático em
casos em que haja risco de intrusão salina (USEPA, 1977).
Sistema de Escoamento Superficial no Solo
No sistema de escoamento superficial no solo (em terminologia anglo-saxónica “overland
flow”), as águas residuais são aplicadas no topo de um talude inclinado que permite que a
lâmina líquida flua em toda a superfície revestida com vegetação e seja, posteriormente,
recolhida em depressões existentes nos vales. Este processo requer a utilização de solos de
baixa permeabilidade (argilas e siltes) que permitam o escoamento superficial do afluente,
naturalmente. Relativamente à topografia, esta deve garantir que a inclinação dos taludes
esteja compreendida entre 2 e 8% (USEPA, 1977). Inclinações superiores originam fenómenos
de erosão, criando assim caminhos preferenciais e um tratamento desadequado. Pelo
contrário, caso sejam inferiores corre-se o risco de se formarem zonas estagnadas.
Na Figura 4.7 mostra-se uma vista esquemática do tratamento por escoamento superficial. Tal
como se pode constatar, a percolação no solo é relativamente reduzida devido às
características de reduzida permeabilidade do mesmo.
34
Afluente
Vegetação
Evapotranspiração
Sentido do
escoamento
Bacia de
recolha
Inclinação
2 a 8%
Percolação
Figura 4.7 – Representação esquemática da técnica de escoamento superficial no solo (adaptado
de USEPA, 1977).
Neste tipo de sistemas, o tratamento da água residual processa-se por meios físicos, químicos
e biológicos durante o percurso pela superfície, assumindo a vegetação um papel de relevo no
tratamento, dada a fraca contribuição do solo. A oxidação biológica, a sedimentação e a
filtração na vegetação são os principais mecanismos de remoção de produtos orgânicos e
sólidos em suspensão (USEPA, 1977). Desta forma, atingem-se remoções de 80 a 95% em
termos de CBO5, 20 a 30% em termos de azoto, 20 a 60% em termos de fósforo, e eficiências
significativas de SST para velocidades de escoamento da ordem dos 0,3 a 3,0 cm/s (Santos e
Brito, 2001).
No Quadro 4.1 apresenta-se a síntese das principais características das soluções de
tratamento no solo apresentadas.
Quadro 4.1 - Síntese das principais características das soluções de tratamento no solo (adaptado
de USEPA, 2006 e de WPCF, 1990; citado por Santos e Brito, 2001).
Parâmetro
Pré-tratamento mínimo
Carga anual (m/ano)
Carga anual típica (m/ano)
Área requerida (ha)
Carga semanal típica (cm/sem)
Disposição das águas residuais
Necessidade de vegetação
Infiltração lenta
Infiltração rápida
Escoamento superficial
Sedimentação primária
Sedimentação primária
Gradagem
0,5 - 6
6 - 125
3 -20
1,5
30
10
23 - 280
3 - 23
6,5 - 44
1,9 - 6,5
Evapotranspiração e
percolação
Necessário
10 - 240
6 - 40
Evapotranspiração e escoamento
Sobretudo percolação
superficial, percolação limitada
Opcional
Necessário
<20% em áreas cultivadas
<35% em áreas não cultivadas
não é crítico
2 a 8%
Permeabilidade
Moderada a baixa
Elevada
Baixa a nenhuma
Profundidade ao nível freático
0,6 a 3 m (mínimo)
1,5 - 3 m
Eficiências de remoção
≈95
86 - 100
Inclinação
CBO5 (%)
Azoto (%)
Fósforo (%)
SST (%)
Microrganismos patogénicos (%)
67 - 94
10 - 25
99,9
10 - 93
29 - 99
≈100
-
Não é crítico
80 - 95
20 - 30
20 - 60
-
35
4.3 Zonas húmidas construídas
4.3.1 Descrição geral
Nas últimas décadas tem vindo a ganhar relevância a tecnologia de zonas húmidas construídas
(também designadas por “Leitos de Macrófitas”, “Lagoas de Macrófitas” ou “Fito-ETAR”) no
tratamento biológico de efluentes, em ETAR destinadas ao tratamento de águas residuais. Esta
solução procura tirar proveito dos processos de degradação de poluentes que ocorrem
naturalmente em zonas húmidas, beneficiando dos elevados níveis de sustentabilidade que
estes ecossistemas apresentam, nomeadamente em termos de reduzidos consumos em
recursos energéticos e humanos.
A dispersão de aglomerados de pequena dimensão, especialmente em zonas rurais ou
periféricas de grandes cidades onde a escassez de recursos humanos e económicos é uma
realidade frequente, tem levado à adopção deste tipo de sistemas de tratamento,
economicamente viáveis e tecnicamente sustentáveis (Oliveira, 2008). Com efeito, apresentam
algumas vantagens relativamente aos sistemas convencionais (como sistemas de lamas
activadas e leitos percoladores), nomeadamente a respectiva simplicidade de operação e
manutenção, uma vez que recorrem, em regra, a processos menos mecanizados e,
consequentemente, mais económicos, no que diz respeito a custos de exploração.
Adicionalmente, uma análise económica aos custos de construção destes sistemas demonstra
que não diferem muito dos custos de construção dos sistemas convencionais para o mesmo
grau de tratamento (Galvão et al., 2007).
As zonas húmidas construídas têm sido usadas sobretudo no tratamento de águas residuais
domésticas. Contudo, mais recentemente, iniciou-se a diversificação de aplicações,
designadamente também para águas residuais industriais, escorrências agrícolas e de
explorações de gado, lixiviados de aterros e escorrências pluviais em meio urbano (Vymazal,
2005). Investigação intensiva e experiência prática durante as últimas duas décadas, na
Alemanha, demonstraram ainda que as zonas húmidas construídas podem ser uma tecnologia
eficiente para o tratamento avançado de caudais em tempo de chuva (Uhl e Dittmer, 2005).
O tipo mais comum de leitos de macrófitas aplicado na Europa diz respeito aos leitos com
escoamento subsuperficial horizontal (Vymazal, 2005). Neste tipo de tratamento, o afluente é
descarregado numa das extremidades de um leito preenchido com um material poroso,
geralmente gravilha de granulometria diversa, percolando ao longo do sistema num movimento
predominantemente horizontal. A superfície do leito encontra-se colonizada por plantas
denominadas de macrófitas, que se desenvolvem em solos com elevado teor de água e cujas
raízes contribuem para os processos que asseguram a depuração do efluente (Galvão e
Matos, 2010). De facto, uma vez que se baseiam em processos físicos, químicos e biológicos
idênticos aos que surgem em habitats naturais, estes sistemas oferecem ainda características
36
vantajosas do ponto de vista de implementação, designadamente a facilidade de integração
paisagística (Mavioso, 2010), constituindo pequenos ecossistemas.
Para além dos leitos de escoamento subsuperficial horizontal, definem-se igualmente, em
função da direcção predominante do escoamento, leitos do tipo subsuperficial vertical. Neste
caso, o afluente é distribuído pela superfície do leito num escoamento predominantemente
vertical até atingir a base de geometria plana. Esta dispõe de um sistema de drenagem,
geralmente constituída por tubagens perfuradas, destinadas a recolher o efluente tratado e a
conduzi-lo para uma câmara de saída. Nas Figuras 4.8 e 4.9 apresentam-se as representações
esquemáticas dos leitos do tipo horizontal e vertical, respectivamente.
Zona de recolha
Afluente
Zona de distribuição
Membrana impermeável
Efluente
Meio de suporte
Dispositivo de saída
Figura 4.8 - Representação esquemática de zonas húmidas construídas de escoamento
subsuperficial horizontal (adaptado de Vymazal, 2007).
Afluente
Areia
Efluente
Gravilha
Drenagem
Figura 4.9 - Representação esquemática de zonas húmidas construídas de escoamento
subsuperficial vertical (adaptado de Vymazal, 2007).
Conforme Kadlec et al. (2000), relativamente ao processo de escoamento, distingue-se ainda
outro grande grupo, nomeadamente os leitos de escoamento superficial. Neste caso, o afluente
escoa-se através de um meio preenchido com água e plantas aquáticas, e não num meio
poroso como característico nos leitos do tipo subsuperficial. Em geral, este tipo de sistema não
é usado no tratamento secundário devido à exposição da lâmina líquida, que promove a
presença de mosquitos e de outros organismos vectores de propagação de doenças.
Geralmente, os leitos de macrófitas com escoamento superficial são classificados em função
do tipo de plantas aquáticas existentes no leito (emergentes, submersas ou flutuantes),
diferindo sobretudo no modo de fixação e desenvolvimento das mesmas. Tal como se ilustra na
Figura 4.10, as plantas do tipo emergente, como por exemplo o caniço (Phragmites australis) e
as espadanas (Typha Latifolia), estão enraizadas numa pequena camada de solo na base do
37
leito, apresentando a parte inferior do caule submersa e a superior à superfície. As plantas
submersas, tais como por exemplo o limo (Potamogeton Pectinatus) e a Elodea Canadensis,
encontram-se totalmente submersas na massa de água (Figura 4.11), enquanto que as plantas
flutuantes caracterizam-se por flutuar à superfície da água, sem estarem ligadas ao fundo do
leito (Figura 4.12). São exemplos de plantas flutuantes o Jacinto aquático (Eichhornia
Crassipes), as lentilhas de água (Lemna spp.) e a azola (Azolla Filiculoides).
Figura 4.10 – Representação esquemática de zonas húmidas construídas de escoamento
superficial com plantas emergentes (adaptado de Salati, 2006).
Figura 4.11 - Representação esquemática de zonas húmidas construídas de escoamento
superficial com plantas submersas (adaptado de Salati, 2006).
Figura 4.12 - Representação esquemática de zonas húmidas construídas de escoamento
superficial com plantas flutuantes (adaptado de Salati, 2006).
Alguns sistemas, designados de mistos ou híbridos, integram leitos de tipos diferentes de modo
a tirar partido das vantagens de cada um e, assim, obter um sistema global mais eficiente. É
comum a composição de etapas alternadas de escoamento subsuperficial combinadas com
etapas de escoamento superficial. Diversos estudos revelaram que sistemas híbridos
compostos por combinações de leitos de fluxo vertical e horizontal apresentam eficiências de
remoção superiores às obtidas com apenas uma etapa (Barret et al., 2001; Hagendorf et al.,
2005; Keffala e Ghrabi, 2005), sendo uma das vantagens apontadas a capacidade de remoção
de nutrientes mais elevada (Vymazal, 2007). De facto, os leitos de escoamento subsuperficial
horizontal apresentam uma capacidade limitada de transferência de oxigénio para o meio de
enchimento, reduzindo a nitrificação, enquanto que os leitos de escoamento vertical oferecem
boas condições para a nitrificação, mas a desnitrificação é reduzida. Assim, a combinação
adequada destes dois tipos permite a obtenção de um efluente totalmente nitrificado e
parcialmente desnitrificado, sendo a concentração média de azoto total no efluente inferior
(Galvão, 2009).
Em Portugal, a implementação de leitos de macrófitas para o tratamento de efluentes teve
início com a construção de um sistema em Viseu, em meados da década de 70, seguido por
outro sistema na região do Algarve, nas instalações do antigo Instituto Politécnico de Faro. No
38
entanto, a crescente divulgação e aceitação de zonas húmidas construídas, para o tratamento
de águas residuais de pequenos aglomerados, ocorreu sobretudo no final da década de 90
com a implementação dos objectivos estabelecidos no “Plano Estratégico de Abastecimento de
Água e Saneamento de Águas Residuais (2000-2006) – PEAASAR (MAOT, 2000), que
contemplava como uma das principais metas a atingir o alcance de níveis de atendimento de
drenagem e de tratamento de águas residuais de 90% no ano de 2006. Com efeito, das 155
ETAR adjudicadas por empresas do grupo Águas de Portugal, AdP, entre 2001 e 2004, 64
(41%) corresponderam a sistemas de tratamento com leitos de Macrófitas (Galvão, 2009).
Mais recentemente, procedeu-se à revisão do PEAASAR e à actualização dos objectivos,
dando origem ao PEAASAR II, para o período entre 2007 e 2013. Este plano introduz uma
visão integradora no sector das águas, de forma articulada com as “grandes prioridades
nacionais”, de onde se destacam por relevância para a temática das ETAR o desenvolvimento
regional, a inovação e o desenvolvimento sustentável. Neste documento, a problemática do
saneamento de pequenos aglomerados é referida a diversos níveis, sendo igualmente
apontado que as soluções a adoptar devem contemplar opções adequadas de baixo consumo
(MAOTDR, 2007), permitindo servir pequenos aglomerados com tecnologias que apresentem
mais valias não só no que se refere aos custos de manutenção, mas também ao cumprimento
das opções estratégicas definidas.
Actualmente, a maioria dos sistemas húmidos construídos em Portugal são baseados em leitos
de macrófitas com escoamento horizontal subsuperficial para obtenção de um tratamento
secundário, encontrando-se em operação perto de três centenas destes sistemas (Galvão e
Matos, 2010).
4.3.2 Principais componentes e mecanismos de remoção
Principais componentes
Uma zona húmida construída é um sistema complexo constituído essencialmente por um leito,
geralmente impermeabilizado, preenchido com água ou um meio de enchimento poroso,
plantas e uma diversidade de microrganismos, sendo os mais relevantes as bactérias. O
sistema inclui ainda dispositivos destinados à distribuição uniforme do afluente à entrada do
leito, ao controlo do nível de água no seu interior e à recolha do efluente tratado.
Seguidamente, procede-se à descrição de cada uma destas componentes estruturais, em
particular para o caso de leitos de escoamento subsuperficial horizontal, uma vez que será este
o tipo aplicado no caso de estudo. No entanto, algumas características são comuns a outros
tipos de leitos.
Meio de enchimento e impermeabilização
Os leitos de macrófitas de escoamento subsuperficial caracterizam-se por apresentar um meio
de enchimento poroso através do qual o afluente atravessa. A profundidade do leito pode variar
39
entre 0,2 e 0,8 m (Cooper et al., 1996; citado por Kadlec et al., 2000), sendo o valor de 0,6 m o
mais vulgar (Wallace e Knight, 2006; Dias et al., 2000). O enchimento pode ser constituído por
solo, que serve de suporte para a fixação das plantas macrófitas, ou por materiais de
granulometria diversa, existindo registos de leitos preenchidos com solo fino e texturado, ou
com pedra com cerca de 30 cm de diâmetro equivalente. Por um lado, as partículas de
pequena dimensão apresentam como principal característica uma reduzida condutividade
hidráulica, apresentando maior probabilidade de colmatação e, consequentemente, a
possibilidade de ocorrência de escoamento superficial, com redução do tempo de retenção
hidráulico, o que é indesejável. A utilização de materiais de dimensões significativas com maior
condutividade hidráulica apresenta, em contrapartida, uma reduzida superfície por unidade de
volume para estabelecimento do filme microbiológico. Adicionalmente, materiais de grande
dimensão e geometria angular não permitem um adequado desenvolvimento das raízes.
Assim, é, em regra, adoptada uma solução de compromisso, sendo comum na Europa e
Estados Unidos da América recorrer-se a uma camada única com materiais de granolometria
intermédia, como é o caso da gravilha que é recomendada por diversos autores (Kadlec e
Knight, 1996; Kadlec et al., 2000; Wallace e Knight, 2006). Pode também ser colocada uma
pequena camada de gravilha fina à superfície do leito para facilitar a plantação das macrófitas
(Campbel e Odgen, 1999).
Em geral, as zonas húmidas construídas apresentam um revestimento em argila ou
geomembrana para impermeabilização do leito, por forma a impedir a infiltração das águas
poluídas no solo (evitando a contaminação de aquíferos) e para impedir a entrada de águas
subterrâneas no leito, no caso de lençóis freáticos elevados. Actualmente, a utilização de
revestimentos sintéticos é uma prática bastante utilizada, incluindo materiais como o asfalto,
borracha sintética ou membranas plásticas, nomeadamente o polietileno de alta densidade
(PEAD). Outros materiais têm igualmente vindo a ser testados, como a argila expandida, que
apresenta boa condutividade hidráulica e uma boa capacidade inicial de remoção de fósforo
por adsorção.
Plantas
As plantas presentes no leito, sobretudo ao nível das raízes e rizomas, favorecem a
assimilação de nutrientes, oferecem superfície disponível para a fixação de bactérias e outros
microrganismos e libertam oxigénio, promovendo a degradação de matéria orgânica e a
nitrificação (Kadlec et al., 2000). A presença da vegetação influencia ainda outros parâmetros
do funcionamento dos leitos, como sejam a temperatura da água, a condutividade hidráulica, o
pH e o potencial redox.
Embora a presença de vegetação seja habitual, e numerosos estudos mostrem melhorias no
desempenho dos leitos aquando da sua presença (Lee e Sholtz, 2007), outros referem que a
utilização de vegetação não é significativa na remoção de matéria orgânica (Akratos e
Tsihrintzis, 2007; Camacho et al., 2007). A escolha da espécie que apresenta melhor
40
desempenho também não é consensual, existindo diversos estudos que apresentam resultados
contrários (Kadlec et al., 2000; Gersberg et al., 1984; DeBusk et al., 1989; VanOostrom e
Cooper, 1990; Batchelor et al., 1990 e Knight, 1993; citados por Wallace e Knight, 2006).
As espécies de plantas mais utilizadas em leitos de macrófitas de escoamento subsuperficial
são os caniços (Phragmites australis), os juncos (Scrirpus lacustris) e as espadanas (Typha
latifolia). Em Portugal, é comum recorrer-se às espadanas, dada a relativa abundância nos
meios húmidos naturais. A nível mundial, a espécie com maior utilização é a Phragmites
australis, devido à elevada taxa de crescimento que apresenta, desenvolvimento de raízes e
elevada tolerância a solos saturados (Galvão, 2009).
O ciclo vegetativo das plantas é afectado por factores climáticos que interferem no crescimento
e maturação das espécies florísticas presentes em leitos de macrófitas. No caso das
Phragmites australis o ciclo vegetativo inicia-se durante os meses de Abril/Maio, altura em que
se pode observar o desenvolvimento de rebentos que apresentam uma elevada taxa de
crescimento. Entre Junho e Agosto as plantas atingem o pico de crescimento, podendo atingir
alturas superiores a 2 m. Os primeiros sinais de senescências surgem, geralmente, entre finais
do mês de Agosto e o mês de Setembro, observando-se, durante os meses seguintes, a
progressiva secagem das folhas e partes aéreas das plantas, que assim permanecem até ao
início do ciclo seguinte (Mavioso, 2010).
Durante a fase de “start up” dos sistemas de zonas húmidas construídas, as condições de
operação e as características do afluente podem afectar a adesão e o desenvolvimento tanto
do biofilme como das plantas, podendo afectar a estabilidade e o desempenho dos leitos de
macrófitas. Em particular, as Phragmites australis são muito sensíveis a alterações nas
condições de operação durante a fase de crescimento (Albuquerque et al., 2011).
Dispositivos de entrada e saída do efluente
A distribuição do afluente nos leitos de escoamento subsuperficial horizontal é, geralmente,
efectuada através de uma tubagem perfurada, disposta transversalmente no interior de uma
camada de material mais grosseiro, por forma a que o afluente percorra a totalidade do leito no
sentido longitudinal.
Na extremidade oposta, a tubagem de recolha do efluente tratado deve ser seguida de um
troço invertido que permita a regulação do nível de água no interior do leito. Este troço permite
que se realizem diversas acções de operação e manutenção importantes, designadamente o
esvaziamento periódico do leito, por forma a permitir a respectiva oxigenação, e o ajuste do
nível de água à saída, de modo a manter um gradiente hidráulico adequado. Ao longo da
exploração será de esperar um aumento da resistência hidráulica do leito, devido à
acumulação de sólidos e matéria mineralizada, pelo que o ajuste do nível de saída poderá ser
necessário.
41
Mecanismos de remoção de poluentes
A remoção de poluentes em sistemas do tipo subsuperficial horizontal efectua-se por acção do
meio de enchimento e pela vegetação presente. Com efeito, a passagem do afluente através
do meio poroso e dos interstícios das raízes e rizomas das macrófitas leva à remoção de
poluentes por intermédio de processos físicos, químicos e biológicos (Wallace e Knight, 2006).
Dos processos físicos, o principal diz respeito à sedimentação, que permite a remoção dos
sólidos suspensos, contribuindo também para a retenção de matéria particulada, que fica assim
disponível no interior do leito para posterior degradação microbiológica. Os processos químicos
principais incluem a adsorção, e a precipitação química, sendo especialmente relevantes na
remoção de fósforo e metais dissolvidos. Já os principais processos biológicos dizem respeito à
decomposição e assimilação microbiológica e à assimilação pelas plantas. Estes mecanismos
participam na remoção da maioria dos poluentes presentes nas águas residuais, sendo
especialmente relevantes na degradação da matéria orgânica e compostos de azoto. O
decaimento natural e a predação microbiológica apresentam também um papel importante ao
contribuir para a remoção de microrganismos patogénicos, o que constitui uma das principais
diferenças face às zonas húmidas construídas de escoamento superficial, onde esta função é
essencialmente realizada por acção da radiação ultra-violeta (Galvão, 2009).
Os sistemas de tratamento através de leitos de macrófitas apresentam eficiências de remoção
significativas, principalmente no que se refere aos parâmetros seguintes: carência bioquímica
de oxigénio, carência química de oxigénio e sólidos suspensos (USEPA, 2000; Jorgensen et
al., 2001).
Nos parágrafos que se seguem apresentam-se os principais processos envolvidos na remoção
destas substâncias, bem como dos microrganismos patogénicos, outro dos principais poluentes
presentes nos caudais a tratar.
Carência Química de Oxigénio e Carência Bioquímica de Oxigénio
A avaliação das eficiências de remoção de matéria orgânica em termos da CBO 5 e CQO tem
sido amplamente estudada, sendo apontados diversos factores que influenciam a capacidade
de remoção, designadamente a carga hidráulica (Kadlec e Knight, 1996; Albuquerque et al,
2009), a carga mássica (USEPA, 2000) e a porosidade do material utilizado no meio de
enchimento.
A degradação da matéria orgânica pode ser efectuada por diversas vias, classificadas de
aeróbias ou anaeróbias, consoante, respectivamente, o oxigénio livre é ou não o agente
oxidante (Galvão, 2009). A degradação aeróbia é efectuada por bactérias aeróbias
heterotróficas, em camadas mais próximas da superfície, em que a disponibilidade de oxigénio
é suficiente para as necessidades de oxidação da matéria orgânica. O maior consumo de
oxigénio tem lugar nos primeiros 30 cm do meio filtrante (Woźniak et al., 2007). A equação
destas reacções pode ser traduzida por (4.1) (Kadlec e Knight, 1996).
42
C6H12O6 + 6O2→6CO2+6H2O
(4.1)
A degradação anaeróbia é realizada através do processo de fermentação por bactérias
anaeróbias facultativas ou estritamente anaeróbias, ocorrendo em camadas intermédias ou
profundas do solo, onde já existe limitação na concentração de oxigénio disponível.
Para além da concentração de oxigénio dissolvido no interior do leito, o potencial redox é o
parâmetro geralmente utilizado para caracterizar o tipo de ambiente existente no que diz
respeito às condições de oxidação. Valores de potencial redox superiores a 300 mV são
indicativos de condições aeróbias, enquanto que valores inferiores a -100 mV correspondem a
condições anaérobias (ausência de oxigénio) (Galvão, 2009). A zona intermédia corresponde,
geralmente, a concentrações de oxigénio dissolvido próximas de zero, sendo denominadas por
alguns autores como condições anóxicas (Kadlec e Knight, 1996).
A taxa de consumo de oxigénio depende de vários factores, nomeadamente da temperatura
ambiente. No entanto, as conclusões neste domínio não são concordantes, havendo estudos
em que a influência não é significativa (por exemplo Akratos e Tsihrintzis, 2007) e outros em
que as diferenças são assinaláveis. Por exemplo, Stein et al. (2006) mostra variações
significativas nas taxas de remoção da CQO para diferentes temperaturas, contudo os
resultados não são conclusivos quanto à relação de dependência dada a variabilidade de
factores que influenciam o desempenho do sistema.
De acordo com Balbo et al. (2010) são expectáveis eficiências de remoção de 50 a 80%,
respectivamente em termos de CBO5 e CQO, em sistemas de tratamento destinados à
depuração de caudais excedentes. Uhl e Dittmer (2005) referem eficiências médias de
remoção da CQO de 84% num sistema em operação. No estudo realizado por Van de Moortel
et al. (2009) atingiram-se eficiências de remoção da CQO de 88,1± 3,5%, num sistema de
escoamento subsuperficial, para um tempo de retenção de 8 dias. Estes autores referem ainda
que, após as 4 primeiras horas iniciais de retenção, quantidades consideráveis de poluentes
são removidas, seguindo-se uma redução mais gradual.
Sólidos Suspensos
A redução das concentrações dos sólidos suspensos deve-se sobretudo ao processo de
sedimentação. Balbo et al. (2010) referem que podem ser alcançadas remoções de sólidos
suspensos de 90 a 95% no tratamento de caudais em excesso. No sistema avaliado por Uhl e
Dittmer (2005) atingiram-se, em média, eficiências superiores a 90%.
Microrganismos patogénicos
Através dos processos físicos de sedimentação e filtração, as partículas sólidas ficam retidas
no interior do leito, permitindo que as concentrações dos microrganismos patogénicos (que se
encontram associados às partículas sólidas retidas) sejam reduzidas devido a fenómenos de
predação microbiológica e decaimento natural.
43
A eficiência de parâmetros microbiológicos é correntemente traduzida através da diferença
logarítmica entre a concentração no efluente e a concentração no afluente. De um modo geral,
a eficiência média de remoção dos diferentes indicadores bacteriológicos varia em função das
características do sistema e das condições de operação, designadamente no que respeita à
granulometria do meio de enchimento, tempo de retenção no interior do leito, carga hidráulica
aplicada, concentração e temperatura do efluente. O efeito da temperatura faz-se, igualmente
sentir em termos sazonais, com as eficiências de remoção durante o verão a revelarem valores
superiores em 1 log aos registados em período de Inverno (Galvão, 2009). Segundo Garcia et
al. (2008), a presença de plantas é igualmente significativa para garantir eficiências de
remoção mais elevadas.
Apesar de existirem cada vez mais estudos disponíveis sobre a remoção de microrganismos
patogénicos, a referência a eficiências típicas na aplicação ao tratamento de excedentes não é
frequente na literatura. A título indicativo referem-se eficiências de remoção em termos de
coliformes totais, entre 0,7 e 4 log e, em termos de enterococos, entre 0,1 e 2,4 log, obtidos em
leitos de escoamento horizontal destinados ao tratamento de efluentes domésticos com um
tempo de retenção médio de 2,25 dias, aproximadamente (Barrett et al., 2001).
4.3.3 Modelos matemáticos - cinética de 1ª ordem
Para se proceder ao correcto dimensionamento de sistemas de zonas húmidas construídas, é
importante desenvolver modelos matemáticos capazes de traduzir o comportamento destes
sistemas. Contudo, esta é uma tarefa bastante difícil dada a variedade de factores e processos
que interferem no funcionamento de sistemas deste tipo, pelo que quanto maior a
complexidade do modelo, mais exigentes se tornam, naturalmente, na quantidade e qualidade
de informação exigida para a sua calibração e validação. Em alternativa, existem abordagens
mais simples que são frequentemente utilizadas.
Embora critérios empíricos que envolvam parâmetros como a carga hidráulica máxima aplicada
ao leito, a carga mássica máxima aplicável e o tempo de retenção hidráulico sejam
correntemente utilizados e razoavelmente eficazes no dimensionamento de zonas húmidas
construídas, é reconhecido que modelos relacionados com a cinética do processo microbial
podem oferecer mais garantias (Stein et al., 2006). O modelo de cinética de primeira ordem é o
mais simples e um dos mais utilizados (equação 4.2).
(4.2)
em que Ci corresponde à concentração à entrada do leito (mg/L), Ce à concentração à saída do
-1
leito (mg/L), kv à constante de remoção volumétrica (dia ) e t ao tempo de retenção hidráulico
nominal no leito (dias).
A determinação da constante de remoção é, geralmente, efectuada a partir de registos de
concentrações à entrada e à saída da zona húmida construída.
44
As condições de validade do modelo incluem diversos pressupostos, designadamente o caudal
constante e a ausência de dispersão nas direcções vertical e perpendicular ao escoamento,
correspondendo
a
um
escoamento
tipo
“fluxo
pistão”
(“plug-flow”
na
terminologia
anglo-saxónica) (Galvão, 2009).
Reconhecendo as limitações de um modelo com um único parâmetro, e para atender melhor
aos dados recolhidos, Kadlec e Knight (1996) propuseram uma modificação da expressão de
primeira ordem, transformando-a no modelo designado de k-C* (expressão 4.3). Este modelo
permite que se considere uma concentração residual (C*), que pode ser interpretada como o
limite de eficiência atingida por estes sistemas de tratamento. De facto, a presença de fauna e
flora nas zonas húmidas construídas dá origem a concentrações residuais de diversas
substâncias, quer pela produção de biomassa libertada pela flora, quer pelo desenvolvimento
de diversas espécies de microrganismos no sistema.
(4.3)
onde C* (mg/L) representa a concentração residual do poluente.
São apontadas algumas limitações ao modelo k-C*, nomeadamente a dependência dos
parâmetros com a carga hidráulica aplicada e com a concentração do poluente no afluente ao
leito (Kadlec, 2000). Este autor sugere que são necessárias novas abordagens que incorporem
a capacidade de descrever a existência de “curto-circuitos” hidráulicos e de caminhos
preferenciais, que promovem a existência de concentrações residuais.
Na utilização de uma cinética de 1ª ordem é usual considerar que a constante de remoção
apresenta dependência da temperatura, traduzida pela Lei de Arrhenius (equação 4.4)
(Rousseau, 2005; citado por Galvão, 2009).
kT  k 20 . T 20
(4.4)
em que k20 é o valor da constante de remoção à temperatura de 20ºC, k T é o valor
correspondente à temperatura T e θ o factor de correcção da temperatura.
Estudos destinados a avaliar o efeito da temperatura na remoção de poluentes nos leitos de
macrófitas têm revelado resultados diversos. Kadlec e Knight (1996) referem que não é
significativo no caso dos parâmetros CBO5, SST e Fósforo total (θ≈1,00), mas observaram
influência na remoção de azoto (θ≈1,05), sobretudo para temperaturas inferiores. Já no estudo
de Stein et al. (2006), verificaram-se variações de kv com a temperatura e com diferentes
espécies plantadas. No entanto, os resultados não são conclusivos, dado que uma parte
significativa da variação se reflecte no parâmetro da concentração residual.
45
4.3.4 Recomendações de concepção e projecto no tratamento de excedentes
poluídos
Considerações gerais
Estudos recentes têm mostrado que a abordagem tradicional de gestão de descargas directas
de excedentes em tempo de chuva (que inclui, em regra, tanques de armazenamento e
infra-estruturas de transporte que conduzem o caudal para as ETAR) pode não ser a mais
sustentável dado os encargos associados (Balbo et al., 2010). As zonas húmidas construídas
são consideradas como uma alternativa atractiva e a sua eficiência de purificação no
tratamento de caudais excedentes tem sido comprovada em diversos estudos (Uhl e Dittmer,
2005; Henrichs et al, 2007 e Van de Moortel et al, 2009).
Os leitos de macrófitas atendem a diversos requisitos do tratamento de caudais excedentes,
nomeadamente a detenção e redução do caudal de ponta, a redução dos sólidos suspensos
por filtração, a redução de poluentes solúveis e particulados por adsorção e degradação
biológica e a desinfecção. No entanto, a natureza estocástica dos eventos de precipitação e a
ampla gama de concentrações afluentes originam diferenças significativas no que se refere às
eficiências obtidas em leitos de macrófitas para o tratamento de excedentes poluídos, ou para
o tratamento de águas residuais (Uhl e Dittmer, 2005).
Dada a elevada variabilidade das concentrações de poluentes nas descargas de excedentes,
no processo de concepção de zonas húmidas construídas deverá realizar-se um estudo de
qualidade dos caudais em excesso e do meio receptor, no sentido de determinar parâmetros
úteis ao dimensionamento do sistema.
No âmbito da sua dissertação de doutoramento, Wu (2008) estudou a aplicação de uma zona
húmida construída com escoamento subsuperficial para tratamento de descargas de
excedentes no rio de Harbor Brook, um tributário do lago de Onondaga, um dos mais poluídos
em Nova Iorque. Para isso, realizou campanhas de monitorização durante um período de seis
meses (Junho a Novembro de 2006), com recolha de amostras em tempo húmido (pelo menos
1/mês, se possível) e em tempo seco (2/mês), no interior do sistema de drenagem, à saída do
descarregador de tempestade e no meio receptor, a montante e a jusante da zona de
descarga. Diversos parâmetros foram analisados, nomeadamente SST, CBO 5, Fósforo, pH,
alcalinidade, e coliformes fecais. Com base num estudo estatístico dos valores obtidos, definiu
as variáveis do modelo k-C*, designadamente as concentrações afluentes e residuais (Ci e C*),
e fixou o valor pretendido para a concentração no efluente (Ce). Para a constante de remoção
-1
de CBO5, kv, foi assumido o valor de 1,96 dias , com base em Kadlec e Knight (1996). Desta
forma, calculou o tempo de retenção hidráulico necessário para atingir o tratamento adequado.
A partir deste valor, foram ainda determinados os restantes parâmetros necessários à completa
definição do sistema, entre eles a área superficial.
46
Na Alemanha, geralmente as zonas húmidas construídas concebidas para o tratamento de
descargas de excedentes são do tipo subsuperficial vertical com uma bacia de detenção no
topo e, dependendo das necessidades locais, os volumes dos sistemas variam, geralmente,
3
entre 60 e 120 m /ha de área pavimentada (Uhl e Dittmer, 2005).
Na Figura 4.13 mostra-se a configuração de uma zona húmida construída para tratamento de
caudais excedentes e na Figura 4.14 o corte esquemático da respectiva secção transversal. As
Figuras 4.13 e 4.14 seguem as recomendações de Uhl e Dittmer (2005), baseadas em
resultados de investigação em mais de 50 sistemas diferentes em operação na Alemanha.
Reservatório de
pré-tratamento
Estrutura de
descarga
Canal de
distribuição
Afluente
Estrutura de
saída
ETAR
Orifício para
inspecção
Volume de
detenção
Meio Sistema de Câmara de
filtrante drenagem
visita
Figura 4.13 – Configuração de um sistema de tratamento de excedentes baseado em zonas
húmidas construídas (adaptado de Uhl e Dittmer, 2005).
Vegetação
Volume de armazenamento
Erva rasteira
Camada de areia 0/2 mm
(0,75 – 1 m)
Material isolante
Geotêxtil
Camada de gravilha
2/8 mm (>0,25 m )
Sistema de drenagem
Figura 4.14 – Corte esquemático da secção transversal de uma zona húmida construída no
tratamento de caudais excedentes (adaptado de Uhl e Dittmer, 2005).
A realização de pré-tratamento por sedimentação através da instalação de um reservatório de
armazenamento convencional destina-se a minimizar os riscos de colmatação do leito devido a
cargas excessivas de sólidos suspensos e é indispensável para assegurar a fiabilidade da
operação de longo prazo. Já a colocação de uma estrutura de descarga a montante da zona
húmida construída permite a descarga quando a capacidade do sistema é excedida.
47
Sistema de entrada
Em leitos de escoamento vertical devem ser considerados canais de distribuição do afluente,
funcionando como descarregadores laterais com taxas inferiores a 150 L/s.m, de modo a evitar
fenómenos de erosão no meio de enchimento (Uhl e Dittmer, 2005). Na prática, Uhl e Dittmer
(2005) verificaram que tubagens a descarregar directamente no sistema provocaram graves
problemas na vegetação, sedimentação e camadas de enchimento, mesmo quando foram
utilizados dissipadores de energia. Em leitos de escoamento horizontal a entrada do afluente
deve ser realizada através de uma tubagem perfurada disposta transversalmente ao leito na
extremidade oposta à da descarga do efluente.
Sistema de drenagem e impermeabilização
De acordo com Uhl e Dittmer (2005), a rede de drenagem, em leitos de escoamento vertical,
que conduz a água filtrada para a estrutura de saída deve ser colocada numa camada de
espessura superior a 0,25 m, preenchida com gravilha de granulometria 2 a 8 mm. As tubagens
de drenagem, afastadas entre 3 e 5 m, devem ter diâmetros superiores a 150 mm e não devem
2
exceder comprimentos de 30 m. Áreas de filtração superiores a 1000 m devem ser drenadas
por vários sistemas. As tubagens de drenagem devem apresentar uma abertura colocada
acima do nível máximo de água admitido no leito, de forma a permitir a saída de ar do meio
filtrante, durante a fase de enchimento e o arejamento após o seu esvaziamento.
A impermeabilização do sistema pode ser feita através de uma membrana de geotêxtil ou de
uma camada de argila de 40 cm.
Meio de enchimento
Segundo Uhl e Dittmer (2005), o meio de enchimento deve ser preenchido com uma camada
de 0,75 a 1 m de areia de granulometria 0 a 2 mm. No entanto, camadas de silte (partículas
<0,06 mm) deram origem a problemas de construção e causaram a colmatação do leito bem
como à formação de caminhos preferenciais.
Relativamente à vegetação plantada, a espécie Phragmites australis provou ser a que melhor
se adequa a este tipo de aplicação (Uhl e Dittmer, 2005).
Sistema de saída
A estrutura de saída pode ser construída como uma câmara de visita de grande dimensões que
recebe o efluente tratado que provém do sistema de drenagem. É essencial a existência de um
sistema no descarregador de saída, por exemplo do tipo sifão invertido (representado
esquematicamente na Figura 4.15), que permita controlar a taxa de filtração e o tempo de
retenção hidráulico no sistema. Através deste sistema o leito é completamente esvaziado após
cada evento de descarga para garantir arejamento suficiente para favorecer a degradação
aeróbia no interior do meio filtrante.
48
Efluente
Figura 4.15 – Representação esquemática da estrutura de descarga.
Custos
As estimativas de custos de zonas húmidas construídas para tratamento de caudais
excedentes podem ser obtidas a partir de diferentes sistemas construídos e dependem,
naturalmente, do tamanho do sistema. Na Alemanha, para volumes de detenção inferiores a
3
3
2000 m , Uhl e Dittmer (2005) estimam custos de construção que variam entre 200 e 500 €/m ,
3
enquanto que para volumes superiores os custos variam entre 100 e 200 €/m .
Uhl e Dittmer (2005) observaram ainda uma forte correlação entre os custos c (€/ha) e a área
pavimentada da bacia hidrográfica contributiva (ha) (4.5).
.
(4.5)
4.3.5 Exemplos de aplicação
Na Alemanha, o tratamento de excedentes poluídos através de leitos de macrófitas é já
reconhecida como uma tecnologia apropriada e diversos sistemas têm estado em operação
nas últimas duas décadas. Em Itália começam a surgir os primeiros exemplos (Balbo et al.,
2010), enquanto que em Portugal ainda não há registo de aplicações deste tipo. Nos Estados
Unidos da América foram igualmente propostos alguns sistemas.
Seguidamente, são apresentados dois exemplos de aplicações previstas na região da
Lombardia, em Itália, e em Syracuse, no Estado de Nova Iorque.
“The Gorla Maggiore project”
No seguimento de um estudo desenvolvido na região da Lombardia, em Itália, sobre a
aplicação de zonas húmidas construídas para redução dos impactos gerados pelas descargas
directas de excedentes, foram escolhidos três locais (Gorla Maggiore, Gorgonzola e
Capiago-Intimiano) para construção de projectos piloto que serão sujeitos a intensos
programas de monitorização para avaliar o potencial deste tipo de tecnologia.
Os anteprojectos dos sistemas localizados em Gorgonzola e Capiago-Intimiano foram
aprovados, enquanto que o projecto de Gorla Maggiore já se encontra-se em fase de arranque,
constituindo o primeiro exemplo de tratamento de caudais excedentes baseado em zonas
húmidas construídas em Itália. O sistema foi projectado de acordo com as directrizes e
publicações presentes em Reed et al. (1995), Uhl et al. (2005), ATV (1997) e USEPA (1999);
49
citados por Balbo et al. (2010), e visa combinar diversos objectivos para além da redução da
carga poluente, designadamente a diminuição do risco hidráulico, a reabilitação do espaço
ambiental envolvente e a criação de um parque multifuncional com ciclovias, caminhos
didácticos e um pequeno lago ornamental para actividades recreativas e de lazer. Na Figura
4.16 mostra-se uma vista esquemática em planta do sistema de Gorla Maggiore.
Figura 4.16 - Vista esquemática em planta do sistema de Gorla Maggiore (adaptado de
Balbo et al., 2010).
O sistema de drenagem de águas residuais serve uma área de captação de aproximadamente
56 ha (cerca de 8100 habitantes equivalente). A lei regional da Lombardia exige que caudais
até 3,75 vezes o caudal de tempo seco sejam encaminhados para uma ETAR e que todos os
caudais excedentes sejam sujeitos a tratamento até 2016. A caracterização das descargas de
excedentes foi realizada com base nos dados de qualidade relatados por Kadlec e Knight
(1996), considerando o efeito de diluição das águas domésticas residuais em 3 eventos de
precipitação diferentes (Quadro 4.2).
Quadro 4.2 - Caracterização das descargas de excedentes (adaptado de Balbo et al., 2010).
Evento de precipitação Caudal (L/s) CBO5 (mg/L) CQO (mg/L) SST (mg/L) Ntot (mg/L)
2 mm/h
90
70
210
300
6
5 mm/h
210
60
180
380
3
10 mm/h
390
40
120
390
2
3
O sistema descarrega no rio Olona um caudal máximo de 0,7 m /s, para a situação de um
3
caudal afluente de 3,4 m /s, que corresponde a um período de retorno de 10 anos. O volume
3
de primeiro fluxo, considerado em 50 m /ha, é encaminhado para uma instalação de
pré-tratamento com gradagem e remoção de areia. A primeira etapa do sistema húmido
construído foi concebida como do tipo subsuperficial vertical (SSV) com uma bacia de detenção
no topo da camada filtrante. A taxa de filtração e o tempo de retenção hidráulico são
50
controlados através de uma válvula na tubagem de saída e os leitos são plantados com
Phragmites australis. A segunda etapa corresponde a uma bacia de retenção de escoamento
superficial que fornece uma capacidade extra ao sistema e permite amortecer os caudais de
3
ponta. Caudais superiores a 0,64 m /s são directamente conduzidos para a segunda etapa.
Esta bacia está plantada com espécies nativas (tais como Ranunculus aquatilis, Mentha
aquática, Carex elata, Lytrum salicaria, Caratopyllum demersum, Potamogeton crispus,
Hydrocaris morsus ranae, Scirpus lacustris, Lysimachia vulgaris, Íris psedacorus, Typha
angustifolia, Nymphaea alba, Nuphar lutea) para recriar um ambiente aquático natural.
O tempo médio de retenção hidráulica no sistema varia entre 15 e 20 horas, dependendo das
2
cargas afluentes. A carga hidráulica aplicada é de 450 mm/m .d e a carga orgânica mássica é
2
de 95 g CQO/m .d.
Na Figura 4.17 mostra–se o esquema de tratamento e no Quadro 4.3 sintetizam-se as
principais características das zonas húmidas construídas.
Câmaras de repartição de
caudais
Pré-tratamento
SSV
Caudal
excedente
Q<=3,75 Qseco
(<=0,02 m3/s) ETAR
Bacia de
retenção
Rio Olona
Q<0,7 m3/s
Q<0,64 m3/s
Q>0,64 m3/s
Figura 4.17 – Esquema de tratamento do sistema de Gorla Maggiore (adaptado de
Balbo et al., 2010).
Quadro 4.3 - Principais características das zonas húmidas construídas do sistema de Gorla
Maggiore (adaptado de Balbo et al., 2010).
Etapa
1ª Etapa - Sistemas húmidos
do tipo sub-superficial
vertical
2ª Etapa - Bacia de retenção
de escoamento superficial
Grandeza
Unidade
Valor
Área superficial
Número de leitos
Altura dos leitos
Folga
Meio de
enchimento
Área superficial
Altura da bacia
(m2)
(-)
(m)
(m)
3840
4
0,70
0,1
20 cm gravilha 2-8 mm (topo)
50 cm gravilha 5-10 mm
3174
0,4
(-)
(m2)
(m)
“Harbor Brook CSO 018 wetland project”
A 16 de Novembro de 2009 ficou acordada a constituição de um programa, designado “Save
the rain”, para elaborar projectos de infra-estruturas verdes no sentido de reduzir a frequência e
o volume das descargas directas de excedentes poluídos em meios receptores tributários do
lago de Onondaga, em Nova Iorque.
51
No âmbito desse programa, foi proposto um sistema piloto de tratamento de caudais
excedentes afluentes ao rio de Harbor Brook (efluentes do descarregador de tempestades
CSO 018) através de uma zona húmida construída (Figura 4.18).
Figura 4.18 – Enquadramento e aspecto do sistema de Harbor Brook (adaptado de Mahoney, 2011).
O sistema, cuja construção se prevê que esteja concluída em 2012, irá servir uma bacia
hidrográfica de cerca de 60 ha que dá origem a aproximadamente 40 descargas de excedentes
3
por ano (Mahoney, 2011). Deverá assim capturar e tratar aproximadamente 60 000 m /ano e
melhorar consideravelmente a qualidade das descargas.
O sistema de tratamento irá incluir uma componente de monitorização e investigação que
ajudará a analisar o desempenho de três tipos de zonas húmidas que serão construídas,
incluindo leitos do tipo subsuperficial vertical e superficial com plantas flutuantes, e assim
avaliar o seu potencial para uso em outras localizações na cidade de Syracuse.
Relativamente a questões de segurança, a zona húmida construída, que fará parte de uma
bacia de retenção de águas pluviais já existente, será rodeada de bermas de terra, e será
vedada e organizada de modo a restringir o acesso a crianças e outros. A zona circundante
será plantada com vegetação nativa incluindo árvores e arbustos para conferir uma aparência
natural.
52
5.
Avaliação de soluções “naturais” para o tratamento de
excedentes poluídos através de uma instalação piloto
5.1 Considerações introdutórias
Tal como referido no capítulo 4, começam a surgir em diversos países aplicações de soluções
“naturais” para o tratamento de descargas de excedentes poluídos em tempo de chuva. Os
exemplos apresentados também revelaram que os sistemas vão ser sujeitos a programas de
monitorização e investigação intensivos, no sentido de analisar o desempenho das soluções
preconizadas e assim avaliar o potencial de construção de novos sistemas, para além de
fornecer recomendações valiosas para o futuro.
Em Portugal, um pais com clima mediterrânico com longos períodos secos e eventos de
precipitação intensos, que se saiba, ainda não há registo de aplicações deste tipo. Este facto
motivou a realização do presente estudo, de modo a recolher dados e aumentar o
conhecimento relativo a infra-estruturas deste tipo, que possa contribuir para a sua concepção
e pré-dimensionamento.
A ETAR de Frielas é, actualmente, uma das maiores estações de tratamento terciário em
Portugal, servindo cerca de 700 000 e.p. (equivalente de população). Contudo, durante eventos
de precipitação significativos, a capacidade do sistema é excedida e os efluentes diluídos são
directamente descarregados no rio Trancão, que por sua vez desagua no estuário do Tejo, em
Sacavém.
Na Figura 5.1 mostram-se dois exemplos de descarregadores de tempestade do Subsistema
de Frielas. É visível o potencial de reabilitação destas estruturas através da aplicação de
soluções “naturais”, com benefícios em termos ambientais e estéticos.
Figura 5.1 - Vista dos descarregadores da Rua Horta Ribeiras (à esquerda) e da Calçada de
Carriche (à direita) (adaptado de Silva e Matos, 2007).
53
Crê-se que o uso de sistemas de tratamento baseados em processos naturais, como as zonas
húmidas construídas, possa constituir uma opção sustentável para lidar com os excedentes,
tendo sido implementada uma instalação experimental piloto na ETAR de Frielas, para avaliar
as condições de remoção de poluentes em termos de matéria orgânica, sólidos suspensos
totais e microrganismos.
Nos subcapítulos seguintes procede-se à descrição da instalação, em termos de montagem,
operação e monitorização, e apresentam-se os resultados e respectiva discussão.
5.2 Descrição da instalação piloto
5.2.1 Considerações gerais
A instalação piloto em que se baseia o presente estudo foi instalada na ETAR de Frielas, da
responsabilidade da entidade gestora SIMTEJO, S.A. A montagem “in situ”, em detrimento de
ensaios em laboratório, destinou-se a aproximar as condições experimentais o mais possível
da realidade, nomeadamente através da utilização de efluente gradado da ETAR, em tempo de
chuva, e expondo os leitos às condições ambientais locais.
O sistema de drenagem unitário de Odivelas é muito antigo e com o crescimento populacional
periférico a Lisboa, a partir da década de cinquenta, a área envolvente desenvolveu-se com
dificuldades de planeamento, resultando uma deficiente ocupação do solo, elevadas
densidades de ocupação e falta de infra-estruturas adequadas (Baptista et al., 1993; citado por
David et al., 1998). A antiga ETAR de Frielas, que servia as áreas urbanas do concelho de
Loures, construída em 1966 e dimensionada para 50 000 e.p., ficou rapidamente
subdimensionada.
Ao longo dos anos o sistema foi sujeito a diversas modificações pontuais, pelo que, em
algumas zonas, se apresenta como um sistema complicado com comportamento entre o
unitário, misto e separativo devido às transferências introduzidas através de “by-pass(s)” e
descarregadores. Estima-se que em 1995, entre Odivelas e a ETAR de Frielas, houvesse mais
de cinquenta descarregadores de tempestade, para além de diversas ligações indevidas da
rede separativa doméstica à rede pluvial (David et al., 1998). Como consequência, a área
urbana tem inundações frequentes e as ribeiras transportam concentrações muito elevadas de
cargas poluentes.
Em 1999, a nova ETAR de Frielas iniciou o seu funcionamento. Actualmente, serve parte dos
concelhos de Lisboa, Loures, Odivelas, Amadora, Mafra, Sintra e Vila Franca de Xira (tal como
3
se observa na Figura 5.2) e está dimensionada para um caudal de ponta igual a 2,3 m /s, tendo
3
capacidade para tratar cerca de 70 000 m /dia.
54
Figura 5.2 – Subsistema de Frielas (adaptado de Silva e Matos, 2007).
A linha de tratamento é constituída pelas seguintes etapas principais:

Fase líquida – Elevação com parafusos Arquimedes em dois estágios, gradagem
(média e fina), desarenamento/desengorduramento (com injecção de ar), decantação
primária lamelar com tratamento físico-químico, elevação intermédia com parafusos de
Arquimedes, homogeneização/equalização, tratamento biológico por lamas activadas
em média carga (com difusão de ar em bolha fina), decantação secundária, biofiltração
e desinfecção por radiação ultra-violeta.

Fase sólida – Espessamento gravítico de lamas primárias, flotação das lamas
biológicas em excesso, mistura de lamas espessadas e flotadas, digestão primária com
cogeração de energia e desidratação de lamas por centrifugação.

Desodorização – Por lavagem química, ácida e alcalina/oxidante, em duas instalações:
uma para a elevação inicial e gradagem, e outra para o espessamento, flotação e
desidratação das lamas.
Na Figura 5.3 apresenta-se uma fotografia aérea da ETAR de Frielas, indicando-se a
localização da área destinada à instalação piloto (na proximidade da câmara de gradagem, no
recinto da própria ETAR).
55
Figura 5.3 - Fotografia aérea da ETAR de Frielas (adaptada de www.simtejo.pt).
5.2.2 Esquema geral e componentes dos leitos
A instalação é constituída por quatro leitos em Policloreto de Vinilo (PVC), com dimensões
interiores 555x361x400 mm, alimentados por quatro recipientes de volume conhecido que são
abastecidos a partir de um reservatório de 75 litros de capacidade colocado a uma cota
superior, conforme se pode observar na Figura 5.4. Cada recipiente está munido de uma saída
com válvula, para alimentação individual de cada leito. Foi ainda colocada uma caleira para
recolha do efluente descarregado e transporte para o sumidouro mais próximo.
LM1
LM2
LM3
LM4
Figura 5.4 - Vista geral da instalação experimental e identificação dos leitos (fotografia tirada a
04.07.2011).
Os leitos estão divididos em dois grupos (grupo 1 - LM1 e LM2 e grupo 2 - LM3 e LM4), sendo
cada grupo composto por um leito plantado com Phragmites australis (numa densidade de 35 a
2
40 plantas/m ) e outro sem plantas, de forma a permitir avaliar a influência da vegetação no
processo de tratamento. A constituição de dois grupos idênticos destina-se a analisar o efeito
da aplicação de volumes afluentes diferentes (no grupo 1 aplica-se metade do volume aplicado
no grupo 2).
56
Os leitos de macrófitas construídos apresentam as características gerais típicas de sistemas de
escoamento subsuperficial com fluxo horizontal, designadamente a tubagem de alimentação, a
vegetação, o meio de enchimento e a estrutura de descarga.
Os leitos encontram-se preenchidos com um meio de enchimento composto por gravilha de
granulometria 4 a 8 mm, com profundidade de 40 cm e porosidade de cerca de 30%.
A alimentação de cada leito é efectuada através de uma tubagem perfurada colocada numa
das extremidades, aproximadamente a meia altura do meio de enchimento (Figura 5.5, à
esquerda). A descarga do efluente efectua-se através de uma tubagem invertida (tipo sifão)
instalada no fundo da extremidade oposta (Figura 5.5, à direita), permitindo esvaziar
completamente os leitos. Como estão sujeitos às condições atmosféricas do local, recebendo
precipitação através da superfície, esta tubagem de descarga permitiu ainda fixar o nível
máximo admitido nos mesmos (cerca de 5 cm abaixo da superfície), sendo que, se
ultrapassado, o excedente foi descarregado.
Tubagem
perfurada
Tubagem de
descarga
Figura 5.5 - Tubagem de alimentação e descarga do efluente.
Para o enchimento do reservatório recorre-se a um grupo electrobomba submersível,
localizado a jusante da gradagem inicial (Figura 5.6). Assim, os leitos são alimentados de forma
descontínua (“batch feeding”, em terminologia anglo-saxónica), em tempo de chuva, com o
efluente primário da ETAR. Este caudal apresenta características idênticas às dos excedentes
que eventualmente seriam descarregados para o meio receptor, em cada evento pluviométrico,
pelo descarregador de tempestade da ETAR de Frielas. Numa instalação em protótipo, uma
etapa de pré-tratamento para remoção dos sólidos grosseiros, como por exemplo a gradagem,
também seria recomendada para evitar a rápida colmatação dos leitos.
57
Figura 5.6 - Instalação do grupo electrobomba submersível.
A instalação piloto foi montada em Março de 2011, pelo facto de ser a altura propícia para a
fixação e crescimento das macrófitas. Seguiu-se um período de duas semanas de inoculação
dos leitos, envolvendo a rega, com efluente primário da ETAR, duas vezes por semana.
A adaptação e crescimento da vegetação foi rápida e constante. As macrófitas, previamente
cultivadas em cativeiro, foram plantadas com cerca de 20 cm e dois meses depois atingiram
um comprimento médio de cerca de 60 cm.
Na Figura 5.7 pode-se observar a evolução do crescimento das macrófitas entre os meses de
Abril e Junho. Note-se que se observou um crescimento mais rápido e com maior densidade
superficial no leito que recebeu maior volume afluente.
LM2 - 01.04.11
LM2 - 02.05.11
LM2 - 02.06.11
LM4 - 01.04.11
LM4 - 02.05.11
LM4 - 02.06.11
Figura 5.7 – Evolução do crescimento da vegetação.
58
5.3 Operação da instalação piloto
O estudo da capacidade depurativa dos leitos de macrófitas no tratamento de descargas de
excedentes foi realizado durante um período de oito semanas, designadamente entre 19 de
Abril e 14 de Junho de 2011.
Sempre que possível, o ensaio correspondeu a evento de precipitação, contemplando a
recolha de afluente durante ou logo após a ocorrência da precipitação, preferencialmente
quando o caudal afluente apresentava elevada contribuição pluvial. Contudo, como as
campanhas foram realizadas em tempo de Primavera, a ocorrência de eventos de precipitação
foi cada vez menos frequente. Assim, e para obter uma amostra significativa de valores
referentes ao período de “start up” da instalação, optou-se por realizar ensaios semanais,
mesmo na ausência de eventos de precipitação significativos. Numa situação de tempo seco, o
evento de precipitação foi simulado por meio de uma diluição, com água potável, do efluente
primário da ETAR (em regra numa relação de cerca de 2/3 de água para 1/3 de efluente, ou
seja, diluição a 1/3, aceitável no caso de precipitações pouco intensas). A água utilizada
permaneceu armazenada no reservatório alguns dias antes da sua aplicação, de modo a
assegurar a ausência de cloro livre que pudesse perturbar o desempenho normal da
instalação.
Em cada evento, o afluente foi bombeado para o reservatório de 75 L, procedendo-se à
agitação contínua do seu conteúdo de forma a garantir a homogeneidade no caudal distribuído
a cada recipiente de volume conhecido, que por sua vez alimentava cada um dos leitos.
Em cada campanha foram também aferidos localmente os parâmetros pH, temperatura,
oxigénio dissolvido (OD), potencial redox e condutividade, e foram recolhidas amostras
destinadas à determinação laboratorial da CQO, SST, coliformes totais e enterococos. De
forma a avaliar o efeito do tempo de retenção na depuração proporcionada por cada leito,
foram recolhidas amostras após 24 horas, 3 dias e 7 dias da respectiva alimentação.
Sumariamente, a metodologia de operação da instalação piloto foi a seguinte:
a)
No início de cada evento, recolha, à saída dos leitos LM1 a LM4, de amostras para
análises.
b)
Esvaziamento completo dos leitos, com medição do volume descarregado em cada.
c)
Enchimento do reservatório (por bombagem), com agitação contínua do seu conteúdo
e recolha de amostras para análises.
d)
Alimentação de cada leito com 10 ou 20 L, consoante o grupo a que pertencem.
e)
Após 24 horas: recolha de amostras para análises à saída dos leitos LM1 a LM4.
f)
Idem após 3 dias.
g)
Idem após 7 dias. No caso de coincidir com o dia de início de um novo evento, o
processo foi repetido a partir da alínea b).
59
Importa ainda salientar que, nos casos em que o afluente, com contribuição pluvial, foi
recolhido em período em que o laboratório de análises do IST se encontrava fechado, ficou
armazenado no reservatório, sendo as restantes etapas do procedimento retomadas o mais
cedo possível, de modo a que as características de qualidade não fossem alteradas
significativamente. Admite-se que este procedimento não tem repercussões relevantes nos
resultados, já que a caracterização dos caudais afluentes a cada leito é efectuada no dia da
sua alimentação.
5.4 Apresentação e análise de resultados
5.4.1 Notas introdutórias
Nos subcapítulos seguintes apresentam-se e discutem-se os principais resultados obtidos. Os
resultados são analisados sob dois pontos de vista: ao longo do tempo de retenção hidráulica
num mesmo evento, e a sua evolução de evento para evento.
Importa ainda destacar que, se por um lado a montagem da instalação “in situ”, em detrimento
de ensaios em laboratório, permite obter condições experimentais semelhantes à realidade (e,
consequentemente, resultados mais fiáveis), por outro existem diversos factores que
influenciam simultaneamente os resultados obtidos, o que dificulta significativamente a sua
análise. Entre eles refere-se a influência da precipitação, da temperatura, da evaporação e
evapotranspiração, a variabilidade dos caudais afluentes, o crescimento da vegetação e a
formação do biofilme. De entre estes factores, é de salientar o efeito da evapotranspiração que
contribuiu significativamente para a redução do volume da massa líquida nos leitos com
vegetação. Nos últimos dois eventos monitorizados, não foi inclusivamente possível recolher
amostras ao fim de 7 dias de retenção no LM2.
5.4.2 Parâmetros físico-químicos
As diferenças entre o afluente e o efluente dos leitos, ao nível de parâmetros como a cor e
turvação, são bastante significativas, tal como se pode comprovar através da Figura 5.8.
Verifica-se um contraste acentuado entre o afluente de cor acastanhada, bastante turvo e com
alguma viscosidade, e o efluente, neste caso após sete dias de retenção hidráulica no sistema,
com um aspecto mais límpido, sem cor e mais fluído.
Efluente após 7 dias
Afluente
Figura 5.8 – Diferença em termos visuais entre o afluente do sistema e o efluente ao fim de sete
dias de retenção.
60
Parâmetros físico-químicos como a temperatura, pH, concentração de oxigénio dissolvido (OD),
potencial redox e condutividade foram medidos “in situ”, com recurso a equipamento portátil, e
ajudam a perceber as condições existentes no interior dos leitos. Os parâmetros foram
medidos à entrada (no momento da recarga a partir do reservatório) e à saída dos leitos.
Na Figura 5.9 apresenta-se a evolução da temperatura do líquido nos diferentes leitos.
Mostram-se igualmente os dados de temperatura ambiente e de precipitação diária registados
no recinto da ETAR. Note-se que apenas se teve acesso aos dados de temperatura ambiente
até dia 25 de Maio, conforme indicado. As setas legendadas de “alimentação” assinalam o
início de cada evento (recarga dos leitos), alterando as condições do líquido no interior do leito.
Temp. (⁰C)
45,0
P (mm)
0
20
40,0
40
35,0
60
30,0
80
Alimentação
Precipitação
LM1
LM2
25,0
100
20,0
120
LM3
LM4
Temp. amb.
15,0
140
10,0
19-Abr 26-Abr 3-Mai 10-Mai 17-Mai 24-Mai 31-Mai 7-Jun
160
14-Jun
Figura 5.9 – Evolução da temperatura do líquido.
Na Figura 5.9 observa-se que a evolução da temperatura nos leitos acompanha, em regra, a
variação geral da temperatura ambiente, sendo esta última inferior. As temperaturas do líquido
variam entre 17,6 e 36,3⁰C, enquanto que a temperatura ambiente, no período disponível,
oscila entre 14,0 e 24,4⁰C.
Relativamente à variação entre leitos, verifica-se que o líquido no interior do grupo que recebe
um menor volume afluente apresenta uma temperatura geralmente superior (LM1 e LM2),
devido ao efeito de aquecimento por radiação solar. No entanto, a partir de meados do mês de
Maio as diferenças vão sendo atenuadas, em resultado, provavelmente, do desenvolvimento
da vegetação. Em leitos do mesmo grupo, as temperaturas são muito semelhantes.
Na Figura 5.10 apresenta-se a evolução do pH nos diferentes leitos. A gama de valores de pH
varia entre cerca de 6,40 e 7,80 e as diferenças nos diversos leitos são visíveis. Verifica-se que
a presença da vegetação confere acidez ao líquido. Já no que diz respeito à diferença entre
grupos, observam-se pH mais elevados no grupo com volume afluente inferior.
61
A análise da Figura 5.10 denota ainda, de um modo geral, um aumento do pH ao longo do
tempo de retenção hidráulica no sistema.
pH (-)
8,40
P (mm)
0
8,20
20
8,00
7,80
40
7,60
60
7,40
80
7,20
7,00
100
6,80
120
Alimentação
Precipitação
LM1
LM2
LM3
LM4
6,60
140
6,40
6,20
19-Abr 26-Abr 3-Mai 10-Mai 17-Mai 24-Mai 31-Mai 7-Jun
160
14-Jun
Figura 5.10 - Evolução do pH.
A Figura 5.11 mostra a evolução temporal da concentração de oxigénio dissolvido nos diversos
leitos.
OD (mg/L)
8,00
P (mm)
0
7,00
20
6,00
40
5,00
60
4,00
80
3,00
100
2,00
120
1,00
140
0,00
19-Abr 26-Abr 3-Mai 10-Mai 17-Mai 24-Mai 31-Mai 7-Jun
Alimentação
Precipitação
LM1
LM2
LM3
LM4
160
14-Jun
Figura 5.11 - Evolução do oxigénio dissolvido.
Através da Figura 5.11 pode constatar-se que o caudal afluente apresenta, normalmente,
concentrações elevadas de oxigénio dissolvido, quer pela contribuição das águas pluviais em
tempo de chuva, quer pela contribuição da água potável nos eventos simulados. Apenas nos
eventos iniciados a 2 e 30 de Maio se verificaram baixas concentrações de oxigénio. Isto
deve-se ao facto de, em ambos os casos, o afluente, proveniente das chuvadas ocorridas nos
62
dias 29 de Abril e 28 de Maio, respectivamente, ter ficado armazenado no reservatório durante
o fim de semana, período em que o laboratório de análises do IST se encontrava fechado.
Ao longo de um mesmo evento a concentração de oxigénio dissolvido naturalmente diminui,
nomeadamente devido ao consumo de oxigénio associado à degradação da matéria orgânica,
sendo que ao fim de um dia de retenção hidráulica as concentrações já são bastante mais
reduzidas. Alguns pequenos aumentos da concentração de oxigénio da massa líquida poderão
ser explicados pela ocorrência de precipitação.
Note-se ainda que os valores no último evento são elevados e que se verifica um aumento
acentuado do teor em oxigénio durante o mesmo. A disparidade destes resultados deve-se ao
facto de, nestes dias, se ter utilizado um equipamento de medição diferente, estando
possivelmente mal calibrado. Devem, portanto, ignorar-se estes resultados.
Na Figura 5.12 apresenta-se a evolução do potencial redox nos diversos leitos.
P (mm)
0
Potencial redox (mV)
150
20
100
40
50
Alimentação
60
0
80
100
-50
Precipitação
LM1
LM2
LM3
LM4
120
-100
140
-150
19-Abr 26-Abr 3-Mai 10-Mai 17-Mai 24-Mai 31-Mai 7-Jun
160
14-Jun
Figura 5.12 - Evolução do potencial redox.
A Figura 5.12 mostra a elevada variabilidade associada aos valores de potencial redox no
interior dos leitos. O caudal afluente apresenta os valores mais elevados, sendo na maioria
positivos. O efluente, indicador das características no interior dos leitos, apresenta potencial
redox negativo. Observa-se que o LM1 é o que apresenta, em regra, valores superiores e o
LM3 os valores inferiores.
Os valores de potencial redox oscilam entre 68 e -128 mV, traduzindo condições anóxicas e
anaeróbias no interior do leito, de acordo com os intervalos referidos no subcapítulo 4.3.2.
Na Figura 5.13 consta a variação do parâmetro condutividade ao longo do tempo.
63
Cond. (µS/cm)
2000
P (mm)
0
1800
20
1600
40
1400
60
1200
1000
80
800
100
600
Alimentação
Precipitação
LM1
LM2
LM3
LM4
120
400
140
200
0
19-Abr 26-Abr 3-Mai 10-Mai 17-Mai 24-Mai 31-Mai 7-Jun
160
14-Jun
Figura 5.13 - Evolução da condutividade.
Através da Figura 5.13, verificam-se valores superiores a 1000 µS/cm no primeiro evento. Nos
eventos seguintes a amplitude já é mais pequena, situando-se, em regra, entre 400 e
800 µS/cm. O caudal efluente apresenta, geralmente, condutividade inferior ao afluente.
5.4.3 Parâmetros de qualidade
Análise à variação das concentrações ao longo do período monitorizado
Nas Figuras 5.14 a 5.17 apresentam-se as variações das concentrações de poluentes em
termos da CQO, SST, coliformes totais e enterococos intestinais nos diferentes leitos ao longo
do período em análise. Mostram-se igualmente os dados de precipitação diária registados no
udómetro localizado no recinto da ETAR, permitindo identificarem-se os eventos em que o
afluente foi diluído com água potável (na ausência de precipitação). As setas referenciadas
como “alimentação”, tal como referido no caso dos parâmetros físico-químicos, correspondem
ao início de cada evento (recarga dos leitos), referindo-se, portanto, à concentração afluente
aos leitos (igual em todos uma vez que provém do mesmo reservatório).
Note-se que a campanha iniciada no dia 29 de Abril foi interrompida, uma vez que, algumas
horas após o seu começo, se verificou a ocorrência de um evento pluviométrico de elevada
intensidade (como se pode observar pelo valor da precipitação diária), tendo o reservatório sido
enchido já ao final do dia (sexta-feira). Assim, o afluente recolhido permaneceu armazenado
até à reabertura do laboratório de análises (dia 2 de Maio), data em que o procedimento foi
retomado.
64
CQO (mg/L)
P (mm)
0
1100
Alimentação
1000
20
Precipitação
LM1
LM2
LM3
LM4
900
800
700
40
60
600
80
500
400
100
300
120
200
140
100
0
19-Abr
160
26-Abr
3-Mai
10-Mai
17-Mai
24-Mai
31-Mai
7-Jun
14-Jun
Figura 5.14 - Variação das concentrações da CQO.
SST (mg/L)
1100
P (mm)
0
Alimentação
1000
20
Precipitação
LM1
LM2
LM3
LM4
900
800
700
600
40
60
80
500
400
100
300
120
200
140
100
0
19-Abr
160
26-Abr
3-Mai
10-Mai
17-Mai
24-Mai
31-Mai
7-Jun
14-Jun
Figura 5.15 - Variação das concentrações de SST.
CT (NMP/ 100 mL)
P (mm)
Alimentação
1,00E+14
0
Precipitação
LM1
LM2
LM3
LM4
1,00E+13
1,00E+12
1,00E+11
1,00E+10
20
40
1,00E+09
60
1,00E+08
1,00E+07
80
1,00E+06
100
1,00E+05
1,00E+04
120
1,00E+03
1,00E+02
140
1,00E+01
1,00E+00
19-Abr
160
26-Abr
3-Mai
10-Mai
17-Mai
24-Mai
31-Mai
7-Jun
14-Jun
Figura 5.16 - Variação das concentrações de coliformes totais.
65
Ent. (NMP/ 100mL)
P (mm)
Alimentação
1,00E+12
0
Precipitação
LM1
LM2
LM3
LM4
1,00E+11
1,00E+10
1,00E+09
1,00E+08
20
40
60
1,00E+07
1,00E+06
80
1,00E+05
100
1,00E+04
1,00E+03
120
1,00E+02
140
1,00E+01
1,00E+00
19-Abr
160
26-Abr
3-Mai
10-Mai
17-Mai
24-Mai
31-Mai
7-Jun
14-Jun
Figura 5.17 - Variação das concentrações de enterococos.
Numa apreciação global dos resultados apresentados, verifica-se que as concentrações de
qualquer indicador diminuem, em regra, ao longo do tempo de retenção hidráulica no leito.
Nas Figuras 5.14 e 5.15 nota-se que a redução significativa da concentração do efluente em
termos da CQO e SST, respectivamente, ocorre sobretudo durante o primeiro dia de retenção
hidráulica no leito. Isto deve-se, provavelmente, ao efeito da remoção dos poluentes sob a
forma particulada através do processo físico de filtração no meio de enchimento, favorecendo a
sua posterior degradação pela acção dos microrganismos e pela assimilação por parte da
vegetação nos leitos plantados. Durante o restante tempo de retenção hidráulico observa-se
que a variação da concentração vai sendo progressivamente atenuada. Resultados
semelhantes em termos de remoção da CQO foram registados no estudo realizado por Van de
Moortel et al. (2009), tal como referido no subcapítulo 4.3.2.
Na Figura 5.14 verifica-se um aumento nas concentrações da CQO no evento iniciado a 16 de
Maio, ao contrário do comportamento evidenciado nos restantes eventos. No sentido de
procurar uma explicação para este fenómeno, observou-se que o nível medido no interior do
leito durante este evento aumentou sem, no entanto, ocorrer precipitação que o pudesse
explicar. Depreende-se, portanto que, possivelmente, alguém exterior à equipa de investigação
terá adicionado algum volume adicional, desconhecendo-se o seu conteúdo. A verdade é que,
aparentemente, não interferiu nas concentrações de SST, CT e enterococos.
No caso dos indicadores microbiológicos o decaimento das concentrações em termos
logarítmicos é mais linear durante os sete dias de retenção hidráulica de cada evento.
Seguidamente, apresenta-se uma análise mais detalhada da evolução do processo de
remoção da CQO em função do tempo de retenção hidráulico.
66
Análise às leis de remoção da CQO
Na Figura 5.18 apresentam-se gráficos, para cada um dos leitos, representando a respectiva
evolução das concentrações da CQO em função do tempo de retenção.
CQO (mg/L)
1000
900
800
700
600
500
400
300
200
100
0
0
1
CQO (mg/L)
1000
900
800
700
600
500
400
300
200
100
0
0
1
LM1
y = 59,72e -0,178x
R² = 0,5415
2
3
4
5
6
7
tempo retenção (dias)
8
9
8
CQO (mg/L)
1000
900
800
700
600
500
400
300
200
100
0
9
0
1
LM3
y = 74,445e -0,131x
R² = 0,5365
2
3
4
5
6
7
tempo retenção (dias)
CQO (mg/L)
1000
900
800
700
600
500
400
300
200
100
0
0
1
LM2
y = 65,656e -0,172x
R² = 0,6027
2
3
4
5
6
7
tempo retenção (dias)
LM4
8
9
y = 70,521e -0,114x
R² = 0,4405
2
3
4
5
6
7
tempo retenção (dias)
8
9
Figura 5.18 – Evolução das concentrações em termos da CQO em função do tempo de retenção.
Nos gráficos da Figura 5.18 não são considerados os eventos iniciados em 29 de Abril e 16 de
Maio, respectivamente o evento interrompido e o evento em que se desconfia ter sido
introduzido um volume adicional da massa líquida de origem desconhecida.
Em cada gráfico da Figura 5.18, está igualmente representada uma linha de tendência do tipo
2
exponencial, identificando-se as respectivas equações e coeficiente de correlação (R ).
Para a sua determinação não foram tidas em consideração as concentrações afluentes. De
facto, verifica-se uma grande variabilidade nos caudais afluentes, tal como é característico no
caso de caudais excedentes de sistemas com afluências pluviais. Estas concentrações são, no
entanto, rapidamente reduzidas ao fim do primeiro dia de retenção nos leitos devido ao efeito
de retenção no meio de enchimento, assim como referido anteriormente. A dispersão dos
valores nos diferentes eventos para os tempos de retenção superiores a um dia é muito mais
reduzida. A degradação da matéria orgânica é pois descrita por este comportamento de
redução gradual, sendo o primeiro decaimento rápido devido à filtração e não explicado
matematicamente pela equação encontrada.
67
As equações exponenciais traduzem o modelo de cinética de 1ª ordem sem entrar em linha de
*
conta com a concentração residual (C ). Neste caso, e lembrando que os resultados obtidos se
referem ao período de arranque, esta concentração residual pode ser considerada, na prática,
nula. Na verdade, num período posterior a 14 de Junho os leitos foram alimentados com água
e verificou-se que as concentrações da CQO se anulavam em poucos dias praticamente.
A partir das equações representadas obtêm-se valores de constantes de remoção volumétrica
-1
kv (dias ) de 0,178; 0,172; 0,131 e 0,114, respectivamente para os leitos LM1 a LM4. Note-se
que os valores obtidos são superiores no caso do grupo com menor caudal de alimentação
(grupo 1) e a diferença, dentro do mesmo grupo, é mais pequena. Importa ainda salientar que
se verificou que as constantes obtidas são superiores nos leitos sem vegetação.
Os resultados das constantes de remoção são bastante inferiores aos obtidos em Stein et al.
(2006), que variam entre 0,612 e 0,925, pese embora neste caso se tenha aplicado o modelo
*
de cinética de 1ª ordem modificado k-C .
Destaque-se ainda que foi desprezado o efeito da temperatura. Isto equivale a considerar um
factor de correcção θ unitário, dada a relativa escassez de informação disponível sobre este
factor.
Procedeu-se ainda ao estudo da evolução das constantes de remoção ao longo do período de
tempo monitorizado, apresentando-se, na Figura 5.19, os resultados para os diferentes leitos.
Cada valor representado foi obtido seguindo o processo descrito a propósito das linhas de
tendência da Figura 5.18.
k (d-1)
0,30
LM1
k (d-1)
0,30
0,25
0,25
0,20
0,20
0,15
0,15
0,10
0,10
0,05
0,05
LM2
0,00
0,00
19-Abr 26-Abr 3-Mai 10-Mai 17-Mai 24-Mai 31-Mai 7-Jun
19-Abr 26-Abr 3-Mai 10-Mai 17-Mai 24-Mai 31-Mai 7-Jun
k (d-1)
0,30
LM3
k (d-1)
0,30
0,25
0,25
0,20
0,20
0,15
0,15
0,10
0,10
0,05
0,05
LM4
0,00
0,00
19-Abr 26-Abr 3-Mai 10-Mai 17-Mai 24-Mai 31-Mai 7-Jun
19-Abr 26-Abr 3-Mai 10-Mai 17-Mai 24-Mai 31-Mai 7-Jun
Figura 5.19 – Evolução das constantes de remoção do modelo de cinética de 1ª ordem.
68
Observando a Figura 5.19, verifica-se que o LM1 é o que apresenta um comportamento mais
regular. A variação mostra uma tendência inicial de crescimento e parece começar a estabilizar
nos últimos três eventos. Os restantes gráficos não mostram esta evolução, apresentando
maior variabilidade, sobretudo no caso do LM4. A quantidade significativa de factores que
intervêm simultaneamente no desempenho do sistema, tal como referido inicialmente
(subcapítulo 5.4.1), dificulta a interpretação dos resultados obtidos.
De seguida, procede-se a uma análise em termos de eficiências de remoção dos quatro
parâmetros de qualidade monitorizados.
Análise em termos de eficiências de remoção
Nas Figura 5.20 a 5.23 apresenta-se a evolução das eficiências de remoção, ao fim de 7 dias
de remoção, ao longo do tempo, em termos da CQO, SST, coliformes totais e enterococos,
para os diferentes leitos.
Relativamente à evolução em termos de remoção da CQO (Figura 5.20), identifica-se um
comportamento semelhante ao obtido na Figura 5.19 para o caso do LM1. A tendência geral
parece mostrar um aumento inicial das eficiências de 10 a 20%, que pode ser associado ao
desenvolvimento da comunidade microbiológica, e uma certa estabilização a partir da semana
seis (que termina a 30 de Maio). Os leitos com vegetação são os que originam valores mais
instáveis, o que é natural dado o facto de as macrófitas estarem em desenvolvimento.
No que diz respeito à remoção de SST, Figura 5.21, este efeito é mais atenuado. Nota-se um
ligeiro crescimento inicial, atingindo, nos últimos eventos, eficiências de remoção muito
próximas de 100%. Os dois valores mais baixos do gráfico dizem respeito aos leitos com
vegetação.
No que se refere às eficiências de remoção em termos de parâmetros microbiológicos, tal como
apresentado nas Figura 5.22 e 5.23, verifica-se uma tendência de crescimento gradual ao
longo do tempo, com redução de cerca de 3 log no caso dos coliformes totais, e de 4 log nas
eficiências em termos de enterococos.
Eficiência de remoção CQO (%)
100
95
90
85
80
LM1
LM2
LM3
LM4
75
19-Abr 26-Abr 3-Mai 10-Mai 17-Mai 24-Mai 31-Mai 7-Jun 14-Jun
Figura 5.20 - Evolução das eficiências de remoção da CQO ao fim de sete dias de retenção.
69
Eficiência de remoção SST (%)
100
95
90
85
LM1
LM2
80
LM3
LM4
75
19-Abr 26-Abr 3-Mai 10-Mai 17-Mai 24-Mai 31-Mai 7-Jun 14-Jun
Figura 5.21 - Evolução das eficiências de remoção de SST ao fim de sete dias de retenção.
Eficiência de remoção CT (log)
8,0
7,0
6,0
5,0
4,0
3,0
2,0
1,0
LM1
LM2
LM3
LM4
0,0
19-Abr 26-Abr 3-Mai 10-Mai 17-Mai 24-Mai 31-Mai 7-Jun 14-Jun
Figura 5.22 - Evolução das eficiências de remoção de CT ao fim de sete dias de retenção.
Eficiência de remoção Ent. (log)
8,0
7,0
6,0
5,0
4,0
3,0
LM1
LM2
2,0
LM3
1,0
LM4
0,0
19-Abr 26-Abr 3-Mai 10-Mai 17-Mai 24-Mai 31-Mai 7-Jun 14-Jun
Figura 5.23 - Evolução das eficiências de remoção de enterococos ao fim de sete dias de retenção.
Finalmente, o Quadro 5.1 sintetiza as eficiências médias obtidas nos últimos 3 eventos
monitorizados para os diferentes leitos e tempos de retenção hidráulica distintos.
Nesta fase de arranque do sistema, ao fim de 1 dia de retenção nos leitos, atingem-se
eficiências médias, em termos da CQO e SST, de 82-88% e 86-95%, respectivamente. Estes
valores médios aumentam com o tempo de retenção hidráulico, sendo que, após 7 dias, as
eficiências de remoção atingem 93-97%, no caso da CQO, e 94-99%, em termos de SST.
No caso dos indicadores microbiológicos a variação das concentrações, conforme referido, é
mais linear, obtendo-se, em média, ao fim de um dia, reduções de 1,5-2,9 log e 2,1-2,7 log,
70
respectivamente para coliformes totais e enterococos. Para um tempo de retenção de 7 dias,
estas reduções atingem 4,6-5,2 log e 4,8-5,7 log.
É também possível observar que a presença das macrófitas tem tido, até ao momento, mais
influência nas eficiências de remoção de coliformes totais e enterococos. No caso da remoção
da CQO e SST esta diferença já não é clara. Importa, no entanto, recordar que os dados
apresentados correspondem à fase de arranque do estudo, altura em que a vegetação se
encontra em franco desenvolvimento. O efeito da diferença de volumes afluentes aplicados
também parece não ser significativo.
Comparando os resultados obtidos com outros estudos referenciados no subcapítulo 4.3.2,
nota-se que as eficiências obtidas em termos da CQO e SST são semelhantes. Já no que diz
respeito aos parâmetros microbiológicos, atingiram-se eficiências acima do esperado quando
comparado com os desempenhos no tratamento de águas residuais.
Quadro 5.1 - Eficiências médias de remoção dos últimos 3 eventos monitorizados para os
diferentes leitos e tempos de retenção hidráulica distintos.
Tempo de retenção
1 dia
3 dias
7 dias
Parâmetro
CQO (%)
SST (%)
CT (log)
Ent. (log)
CQO (%)
SST (%)
CT (log)
Ent. (log)
CQO (%)
SST (%)
CT (log)
Ent. (log)
LM1
88
95
1,8
2,3
93
99
3,4
4,0
97
99
4,8
5,0
LM2
88
94
2,9
2,7
91
96
3,8
4,1
96
96
5,1
5,0
LM3
83
94
1,5
2,1
89
99
3,8
3,8
93
99
4,6
4,8
LM4
82
86
1,7
2,1
89
93
4,2
4,2
93
94
5,2
5,7
71
6.
Síntese, conclusões e sugestões para o prosseguimento
da investigação
As descargas de excedentes, em tempo de chuva, de sistemas que transportam conjuntamente
águas residuais domésticas, industriais e pluviais constitui uma das principais fontes de
contaminação e degradação dos meios receptores.
A importância do controlo destas descargas é cada vez mais crucial e, face às condições
económicas actuais e os encargos crescentes com a gestão do recurso “água”, as medidas a
adoptar têm de apresentar, forçosamente, condições de sustentabilidade, tanto em termos
ambientais, como económicos e sociais.
Nesse domínio, a descarga de caudais excedentes em sistemas “naturais”, localizados junto ao
meio receptor, ao invés da sua descarga directa, poderá constituir uma solução relativamente
simples, mas com potencial muito relevante mesmo em contexto urbano, especialmente
quando se pretender valorizar a integração paisagística do sistema.
O tratamento de efluentes através de leitos de macrófitas tem vindo a ganhar relevância nas
últimas décadas, dada a simplicidade de operação e manutenção que apresenta e os baixos
consumos de recursos, nomeadamente de reagentes e energia. A aplicação no tratamento de
excedentes de sistemas unitários constitui uma abordagem sustentável e a eficiência de
remoção de poluentes tem sido comprovada em diversos estudos (Uhl e Dittmer, 2005;
Henrichs et al, 2007 e Van de Moortel et al, 2009).
No âmbito do presente estudo procedeu-se à implementação, na ETAR de Frielas, de uma
instalação experimental piloto, constituída por quatro leitos de escoamento subsuperficial do
tipo horizontal, para tratamento de caudais excedentes. Deste modo, é de salientar o facto de
se tratar de um estudo pioneiro em Portugal, na medida em que, embora tenham sido
desenvolvidos diversos programas de investigação sobre sistemas de zonas húmidas
construídas nos últimos anos em Portugal, nomeadamente para o tratamento de águas
residuais domésticas e industriais de pequenos aglomerados populacionais, se desconhecem
estudos na aplicação desta tecnologia para o tratamento de caudais excedentes. Para além
disso, importa realçar a importância da exploração de unidades piloto localizadas junto a uma
ETAR em operação, de modo a obter condições experimentais semelhantes à realidade e,
consequentemente, resultados mais fiáveis.
O trabalho desenvolvido incluiu, para além da construção da instalação piloto, a respectiva
alimentação e monitorização durante um período de arranque de oito semanas, de modo a
avaliar o desenvolvimento das plantas e aferir a eficiência dos leitos no tratamento de
descargas de excedentes, designadamente para avaliação de remoção da CQO, SST e de
parâmetros microbiológicos (coliformes totais e enterococos).
73
Numa apreciação global aos resultados apresentados, verifica-se que a eficiência de
tratamento em termos de remoção de poluentes aumenta, em regra, ao longo do tempo. No
entanto, a variação da concentração vai sendo atenuada, sobretudo na remoção da CQO e
SST, em que se atingem, em média, eficiências, ao fim do primeiro dia, de cerca
82-88% e 86-95%, respectivamente. Ao fim de 7 dias, as eficiências de remoção aumentam,
mas de forma menos acentuada, atingindo valores de cerca de 93-97%, em termos da CQO, e
de 94-99%, em termos de SST. No caso dos indicadores microbiológicos a variação das
concentrações é mais linear, obtendo-se, em média, ao fim de sete dias, reduções de cerca de
4,6-5,2 log e 4,8-5,7 log, respectivamente para coliformes totais e enterococos. De uma forma
geral, estes resultados podem ser considerados muito promissores.
No que se refere à evolução das eficiências de remoção da CQO ao fim de sete dias de
retenção hidráulica, verifica-se um crescimento nas primeiras cinco semanas e a partir da
semana seis parecem estabilizar. Algumas evidências deste tipo de comportamento foram
também observadas na análise efectuada à constante de remoção volumétrica do modelo de
cinética de 1ªordem.
É também possível observar que a presença das macrófitas teve mais influência no que
respeita às eficiências de remoção de coliformes totais e enterococos. No caso da remoção da
CQO e SST esta diferença já não é clara. Importa, no entanto, recordar que os dados
apresentados correspondem à fase de arranque do estudo em que a vegetação se encontrava
em franco desenvolvimento.
Face às considerações apresentadas, sugere-se como trabalho a desenvolver, a análise das
leis de remoção da CQO, SST e indicadores microbiológicos, no caso de tratamento de
excedentes, e a avaliação da poluição residual numa situação de alimentação com água sem
nutrientes, numa fase estacionária de desenvolvimento.
Em resultado da ocorrência, no presente estudo, de evapotranspiração relevante nos leitos
com vegetação, tendo inclusive havido eventos em que todo o volume no leito se esgotou,
sugere-se também a avaliação da evolução da disponibilidade hídrica e da influência de “stress
hídrico” no comportamento dos leitos.
A utilização das instalações para estudar a aplicação de leitos de macrófitas como tratamento
de afinação do efluente da ETAR de Frielas, designadamente em termos de sólidos suspensos,
CQO, azoto, fósforo e microrganismos patogénicos, constitui, também, um tema de
investigação futuro relevante.
74
Referências bibliográficas
Akratos, C., Tsihrintzis, V. (2007). Effect of temperature, HRT, vegetation and porous media on
removal efficiency of pilot-scale horizontal subsurface flow constructed wetlands.
Ecological Engineering, 29 (2), 173-191.
Albuquerque, A., Arendacz, M., Gajewska, M., Obarska-Pempkowiak, H., Randerson, P.,
Kowalik, P. (2009). Removal of organic matter and nitrogen in an horizontal subsurface
flow (HSSF) constructed wetland under transient loads. Wat. Sci. Tech., 60 (7),
1677-1682.
Albuquerque, A., Mesquita, M.C., Amaral, L., Nogueira, R. (2011). Effect of Phragmites australis
growth on the performance of horizontal subsurface flow constructed wetlands during the
rd
start-up phase. 3 International Congress Smallwat11, Seville, Spain, 25-28 April.
Amaral, R., Ferreira, F., Galvão, A., Matos, J, Inocêncio, P. (2011). Avaliação de soluções
naturais para o tratamento de excedentes poluídos – estudos referenciados em sistema
pseudo-separativo, em Portugal. 10º SILUSBA, 26-29 Setembro, Porto Galinhas.
Andoh, R.Y.G. e Saul, A.J. (2003). The use of hydrodynamic vortex separators and screening
systems to improve water quality. Wat. Sci. Tech., 47 (4), 175-183.
Averill, D., Mack-Mumford, D., Marsalek, J., Andoh, R., Weatherbe, D. (1997). Field facility for
research and demonstration of CSO treatment technologies. Wat. Sci. Tech., 36 (8-9),
391-396.
Balbo, A., Bresciani, R., Conte, G., Zanieri, L. and Masi, F. (2010). Feasibility of CW to provide
treatment to CSO in the Lombardy Region, Italy. 12th IWA ICW, Venice, Italy.
Barrett, E., Sobsey, M., House, C., White, K. (2001). Microbial indicator removal in onsite
constructed wetlands for wastewater treatment in the southeastern U.S. Wat. Sci. Tech.,
44 (11-12), 177-182.
Boner, M.C., Ghosh, D.R., Harper, S.R., Turner, B.G. (1995). Modified vortex separator and UV
disinfection for combined sewer overflow treatment. Wat. Sci. Tech., 31 (3-4), 263-274.
Camacho, J. V., Martinez, A., Gómez, R. G., Sanz, J.M. (2007). A comparative study of five
horizontal subsurface flow constructed wetlands using different plant species for domestic
wastewater treatment. Environmental Technology, 28 (12), 1333-1343.
Campbell, C., Ogden, M. (1999). Constructed wetlands in the sustainable landscape. Jonh
Wiley & Sons, Inc, New York.
Cardoso, M. A., Coelho, S. T., Matos, J.S., Matos, M. R. (1998). Indicadores de desempenho
em sistemas de drenagem de águas residuais. 8º Encontro Nacional de Saneamento
Básico, Barcelos.
David, L. (2004). Controlo da poluição de descargas de tempestade urbanas: implicações da
proposta de directiva relativa à qualidade das águas balneares. 7º Congresso da Água,
LNEC, Lisboa.
David, L., Cardoso, A., Matos, R., Pinheiro, I., Cringas, A., Rodrigues, M., Melo, S., Castro, P.
(1998). Controlo de descargas da rede de colectores e qualidade dos meios hídricos
superficiais – uma abordagem integrada aplicada a uma sub-bacia do rio trancão. 4º
Congresso da Água, FIL, Lisboa.
75
David, L., Matos, J.S. (2005). Combined sewer overflow emissions to bathing waters in
Portugal. How to reduce in densely urbanised areas? Wat. Sci. Tech., 52 (9), 183-190.
Davis, M. L., Cornwell, D. A. (1998). Introduction to Environmental Engineering. Third Edition.
McGraw-Hill.
Dias, V., Inácio, M., Pacheco, P., Lopes, J., Correia, P., Soutinho, E. (2000). Fito-ETAR´s:
pressupostos teóricos de funcionamento e tipos. Águas e resíduos, vol.12.
Diaz-Fierros T., F., Puerta, J., Suarez, J., Diaz-Fierros V., F. (2002). Contaminant loads of
CSOs at the wastewater treatment plant of a city in NW Spain. Urban Water, 4, 291–299.
Faram, M., James, M., Williams, C. (2004). Wastewater treatment using hydrodynamic vortex
nd
separators. CIWEM 2 National Conference, Wakefield, UK, 13-15 September.
Ferreira, F. (2000). Gestão integrada de água pluvial em meio urbano: estratégias para o
controlo de excedentes de sistemas de drenagem de águas residuais unitários e
pseudo-separativos. Tese de Mestrado. Faculdade de Ciências e Tecnologia da UNL,
Lisboa.
Ferreira, F. (2006). Modelação e gestão integrada de sistemas de águas residuais. Tese de
Doutoramento em Engenharia Civil. Instituto Superior Técnico, Lisboa.
Galvão, A. (2009). Comportamento hidráulico e ambiental de zonas húmidas construídas para
o tratamento de águas residuais. Tese de Doutoramento em Engenharia do Ambiente.
Instituto Superior Técnico, Lisboa.
Galvão, A., Matos, J. (2010). Comportamento de leitos de macrófitas para o tratamento de
efluentes face a eventos de elevada carga mássica. 14ºENaSB/SILUBESA, 26-29 de
Outubro, Porto.
Galvão, A., Matos, J., Carreira, M., Ferreira, F., Antunes, S., Castro, D. (2007). Small
Wastewater Systems in Portugal: current situation and trends for the future. SmallWat 07,
11-15 Novembro, Sevilha.
Garcia, M., Soto, F., González, J., Bécares, E. (2008). A comparison of bacterial removal
efficiencies in constructed wetlands and algae-based systems. Ecological Engineering,
32 (3), 238-243.
Gehr, R., Wagner, M., Veerasubramanian, P., Payment, P., (2003). Disinfection efficiency of
paracetic acid, UV and ozone after enhanced primary treatment of municipal wastewater.
Water Research, 37 (19), 4573-4586.
Geiger, W.F. (1998). Combined sewer overflow treatment - knowledge or speculation. Wat. Sci.
Tech., 38 (10), 1-8.
Gondim, R. (2008). Qualidade das águas pluviais em meio urbano. Tese de Mestrado em
Engenharia do Ambiente. Instituto Superior Técnico, Lisboa.
Hagendorf, U., Diehl, K., Feuerpfeil, I., Hummel, A., Lopez-Pila, J., Szewzyk, R. (2005).
Microbiological investigations for sanitary assessment of wastewater treated in
constructed wetlands. Water Research, 39 (2005), 4849-4858.
Harrington, R., Carroll, P., Cook, S., Harrington, C., Scholz, M., McInnes, R. J. (2011).
Integrated constructed wetlands: water management as a land-use issue, implementing
the „Ecosystem Approach‟. Wat. Sci. Tech., 63 (12), 2929-2937.
76
Henrichs, M., Langergraber, G., Uhl, M. (2007). Modelling of organic matter degradation in
constructed wetlands for treatment of combined sewer overflow. Sci. Total Environ., 380,
196-209.
Horie, N., Kabata, M., Sano, H. (2005). Research and evaluation of CSO treatment
th
technologies “SPIRIT21”. 10 Int. Conf. on Urban Drainage, 21-26 August, Copenhagen,
Denmark.
Jorgensen, S., Mbwette, T., Katima, J. (2001). Application of wetland systems and waste
stabilization ponds in water pollution control. Dar es Salaam: Institute of Kiswahili
Research.
Kadlec, R. (2000). The inadequacy of first-order treatment wetland models. Ecological
Engineering, 15 (1-2), 105-119.
Kadlec, R. H., Knight, R. L., Vymazal, J., Brix, H., Cooper, P., Haberl, R. (2000). Constructed
wetlands for pollution control – processes, performance, design and operation. London,
IWA Publishing. IWA specialist group on use of macrophytes in water pollution control,
scientific and technical report nº8.
Kadlec, R., Knight, R. (1996). Treatment wetlands. Lewis Publishers, Boca Raton, Florida.
Kang, J.-H., Kayhanian, M., Stenstrom, M. (2008). Predicting the existence of stormwater first
flush from the time of concentration. Water Research. 42 (1–2), 220–228.
Keffala, C., Ghrabi, A. (2005). Nitrogen and bacterial removal in constructed wetlands treating
domestic wastewater. Desalination, 185 (1-3), 383-389.
Krebs, P., Holzer, P.,Huisman, J., Rauch, W. (1999). First flush of dissolved compounds. Wat.
Sci. Tech., 39 (9), 55-62.
KSC (2011). Combined sewer overflow program review. Combined sewer treatment technology
workshop. KSC-NR-0512. King Country, Wastewater treatment division, Seattle,
Washington.
Lee, B.-H. e Sholtz, M. (2007). What is the role of Phragmites australis in experimental
constructed wetland filters treating urban runoff? Ecological Engineering, 29 (1), 87-95.
Lee, H., Lau, S., Kayhanian, M., Stenstrom, M. (2004). Seasonal first flush phenomenon of
urban stormwater discharges. Water Research, 38 (19), 4153-4163.
Lee, J., Bang, K., Choi, J., Ketchum Jr., L.H., Cho, Y. (2003). The vortex concentrator for
suspended solids treatment. Wat. Sci. Tech., 47 (9), 335-341.
Mahoney, J. (2011). Fact sheet. Harbor Brook Wetland Project. Onondaga county.
http://www.savetherain.us (consultado em Junho de 2011).
MAOT (2000). Plano Estratégico de Abastecimento de Água e de Saneamento de Águas
Residuais. Ministério do Ambiente e Ordenamento do Território. Lisboa.
MAOTDR (2007). Plano Estratégico de Abastecimento de Água e de Saneamento de Águas
Residuais. Ministério do Ambiente, do Ordenamento do Território e do Desenvolvimento
Regional.
77
Matos, J.S. (1985a). Informação base para o dimensionamento e selecção de soluções. Curso
sobre dimensionamento de sistemas de tratamento de águas residuais no solo. LNEC,
Lisboa.
Matos, J.S. (1985b). Infiltração rápida. Curso sobre dimensionamento de sistemas de
tratamento de águas residuais no solo. LNEC, Lisboa.
Matos, J.S. (2003). Ambiente e Saneamento. Sistemas de drenagem urbana. Textos
pedagógicos, Lisboa.
Matos, J.S., Galvão, A. F., Matos, M.R. (2007). Sustentabilidade em sistemas de águas
residuais. http://www.icrew.myzen.co.uk/ (consultado em Junho de 2011).
Mavioso, J. (2010). Tratamento de águas residuais através de leitos de macrófitas. A influência
da vegetação. Tese de Mestrado. Istituto Superior Técnico. Lisboa, Setembro.
Metcalf & Eddy (2003). Wastewater engineering: treatment and reuse. 4th edition,
McGraw-Hill, New York.
Mietzel, T., Klepiszewski, K., Weiss, G. (2007). Development and verification of a general
approach to describe the efficiency of vortex separators in combined sewer systems.
Wat. Sci. Tech., 55 (4), 165-173.
Oliveira, J. (2008). Estudo da influência do material de enchimento na remoção de matéria
orgânica, azoto e sólidos em leitos de macrófitas do tipo ESSH. Tese de Mestrado.
Faculdade de Ciências e tecnologia. Lisboa.
Plum, V., Dahl, C.P., Bentsen, l., Petersen, C.R., Napstjert, L., Thomsen, N.B. (1998). The
actiflo method. Wat. Sci. Tech., 37 (1), 269–275.
Rietsch, B., Buer, T. and Dettmar, J. (2003). Design of stormwater structures with special regard
th
to sedimentation processes. 9 Int. Conf. on Urban Drainage, 8-13 September, Portland,
Oregon, USA.
Saget, A., Chebbo, G., Bertrand-Krajewski, J. L. (1996). The first flush in sewer systems. Wat.
Sci. Tech., 33 (9), 101–108.
Salati, E. (2006). Controle de qualidade de água através de sistemas wetlands construídos.
Fundação Brasileira para o desenvolvimento Sustentável, Rio de Janeiro, Brasil.
Salvado, J. (2006). A Directiva 2006/7/CE relativa à gestão da qualidade das águas balneares.
Jornada técnica: Implementação da Directiva 2006/7/CE, relativa à gestão da qualidade
das águas balneares, Instituto da Água, Lisboa.
Santos, D., Brito, C. (2001). Tratamento de efluentes por processos naturais. Departamento
Eng. Civil, Escola Superior de Tecnologia da Universidade do Algarve.
Scherrenberg, S.M. (2006). Treatment techniques for combined sewer overflows. A literature
study of the available techniques. Master thesis, Delft University of Technology, Faculty
of Civil Engineering and Geosciences.
Silva, M., Matos, J.S. (2007). Plano de operação e de manutenção do subsistema de drenagem
de Frielas. Hidra, Lisboa.
78
Smith, B. R. (2007) Constructed wetlands for wastewater treatment: a planning & design
analysis for San Francisco. http://www.lwvbae.org/ConstructedWetlands.pdf (consultado
em Maio de 2011)
Stein, O., Beiderman, J., Hook, P., Allen, W. (2006). Plant species and temperature effects on
the k–C* first-order model for COD removal in batch-loaded SSF wetlands. Ecological
Engineering, 26, 100-112.
Sztruhár, D., Sokáč, M., Holienčin, A., Markovič, A. (2002). Comprehensive assessment of
combined sewer overflows in Slovakia. Urban Water, 4, 237-243.
Takayanagi, E., Abe, T., Taruya, T., Fukui, S. (1997). Introduction of plate settler for combined
sewer overflow treatment. Wat. Sci. Tech., 36 (8-9), 207-212.
Uhl, M., Dittmer, U. (2005). Constructed wetlands for CSO treatment: an overview of practice
and research in Germany. Wat. Sci. Tech., 51 (9), 23–30.
USEPA (2004). Report to congress on the impacts and control of CSOs and SSOs. Program
status reports. EPA 833-R-04-001. United States Environmental Protection Agency, EUA.
USEPA (1977). Process design manual for land treatment of municipal wastewater.
EPA 625/1-77-008. United States Environmental Protection Agency, Department of
agriculture, EUA.
USEPA (1993). Combined sewer overflow control. Manual. EPA 625-R-93-007. United States
Environmental Protection Agency, EUA.
USEPA (1999a). Combined sewer overflows. Technology fact sheet. Alternative disinfection
methods. EPA 832-F-99-033. United States Environmental Protection Agency, EUA.
USEPA (1999b). Combined sewer overflows. Technology fact sheet. Chlorine disinfection.
EPA 832-F-99-034. United States Environmental Protection Agency, EUA.
USEPA (1999c). Combined sewer overflows. Technology fact sheet.
EPA 832-F-99-040. United States Environmental Protection Agency, EUA.
USEPA (2000). Constructed wetlands treatment of municipal wastewater.
EPA/625/R-99/010. United States Environmental Protection Agency, EUA.
USEPA
(2003).
Wastewater.
Technology
fact
sheet.
Ballasted
EPA 832-F-03-010. United States Environmental Protection Agency, EUA.
Screens.
Manual.
Flocculation.
USEPA (2006). Land treatment of municipal wastewater effluents. Process design manual.
EPA 625-R-06-016. United States Environmental Protection Agency, EUA.
Van de Moortel, A., Rousseau, D., Tack, F. and Pauw, N. (2009). A comparative study of
surface and subsurface flow constructed wetlands for treatment of combined sewer
overflows: a greenhouse experiment. Ecological Engineering, 35, 175-183.
Vieira, A. R. (2006). Controlo da poluição de águas residuais em tempo de chuva. Tese de
Mestrado em Engenharia Civil. Instituto Superior Técnico, Lisboa.
Vymazal, J. (2005), Horizontal sub-surface flow and hybrid constructed wetlands systems for
wastewater treatment. Ecological Engineering, 25, 478-490.
Vymazal, J. (2007). Removal of nutrients in various types of constructed wetlands. Sci. of the
Total Environment, 380 (2007), 48-65.
79
Wallace, S., Knight, R. (2006). Small-scale constructed wetland treatment systems: feasibility,
design criteria and o&m requirements. Water environment research foundation e IWA
Publishing, London, United Kingdom.
Wojtenko, I., Stinson, M., Field, R. (2002). High-rate disinfection of combined sewer overflow.
th
9 Int. Conf. on Urban Drainage, 8-13 September, Portland, Oregon, USA.
Woźniak, R., Dittmer, U., Welker, A. (2007). Interaction of oxygen concentration and retention of
pollutants in vertical flow constructed wetlands for CSO treatment. Wat. Sci. Tech., 56 (3),
31–38.
Wu, G. (2008). A case study on applying subsurface flow constructed wetlands (SFCWs) to
treat combined sewer overflows (CSOs). Tese de doutoramento. SUNY-ESF, Syracuse,
New York.
80