Universidade Presbiteriana Mackenzie

Centro de Ciências Biológicas e da Saúde

Curso Ciências Biológicas

JULIANA MARTINS STOPA

Desenvolvimento e Avaliação de um Protótipo de Sistema de

Wetlands para Tratamento Secundário de Efluente Sanitário

São Paulo

2015

Universidade Presbiteriana Mackenzie

Centro de Ciências Biológicas e da Saúde

Curso Ciências Biológicas

JULIANA MARTINS STOPA

Desenvolvimento e Avaliação de um Protótipo de Sistema de

Wetlands para Tratamento Secundário de Efluente Sanitário

Trabalho de Conclusão de

Curso apresentado ao Centro

de Ciências Biológicas e da

Saúde da Universidade

Presbiteriana Mackenzie como

requisito parcial para obtenção

do Grau de Bacharelado em

Ciências Biológicas

Orientador: Leandro Tavares Azevedo Vieira

São Paulo

2015

À minha família,

por todo amor e dedicação.

AGRADECIMENTOS

Ao Centro de Ciências Biológicas e da Saúde – CCBS – UPM pela

infraestrutura física e os funcionários competentes disponibilizados para o

desenvolvimento do conhecimento acadêmico.

À Universidade Federal do ABC (UFABC) por me permitir desenvolver meu

trabalho em suas dependências e disponibilizar materiais e professores

competentes para tanto. Vale destacar a competência e dedicação da Profª Drª

Lúcia Helena Gomes Coelho.

Ao meu orientador, Prof. Dr. Leandro Tavares Azevedo Vieira pela

oportunidade, paciência, dedicação e conhecimentos transmitidos.

Aos professores e técnicos da Universidade Presbiteriana Mackenzie pela

prontidão em auxiliar sempre que necessário, participando de todo o meu

desenvolvimento acadêmico durante esses anos.

Aos meus colegas dentro e fora da graduação por toda paciência, ajuda,

carinho e companheirismo ao longo do percurso.

Aos meus pais por se dedicarem integralmente para que eu pudesse realizar

meu sonho e conquistar mais uma vitória, sempre me dando muito amor,

carinho e paciência.

Ao meu namorado por me auxiliar nos momentos mais difíceis e me apoiar em

todas as minhas decisões com muito amor e cuidado.

À Deus e a vida pela possibilidade de realização deste trabalho.

À todas as pessoas que de alguma forma fizeram com que eu conquistasse

pouco a pouco tudo aquilo que eu almejei.

Resumo

O uso excessivo da água sem planejamento, associado ao aumento da

poluição e a eutrofização dos corpos d’água, tem levado ao desequilíbrio da

vida e causado danos à saúde humana. Sendo o esgoto doméstico fonte

majoritária de descarga de fósforo, que pode levar os corpos d’água à

eutrofização, faz-se necessário o desenvolvimento e a implementação de

sistemas de gestão e tratamento de esgoto. Os sistemas wetlands são tanques

com algum tipo de substrato (geralmente brita) e macrófitas enraizadas e/ou

flutuantes que fazem a remoção de matéria orgânica e nutrientes do efluente

sanitário e vêm sendo utilizados por apresentarem vantagens como baixo

investimento, entre outras. O objetivo dessa pesquisa é a concepção de um

sistema piloto de tratamento de efluente sanitário através da zona de raízes da

macrófita aquática Eleocharis sp e a avaliação de sua eficiência na assimilação

de espécies de fósforo e matéria orgânica. No sistema montado utilizando a

espécie Eleocharis sp, foi tratado esgoto sanitário a nível secundário, sendo

possível reduzir o pH em cerca de 92,3% no tanque controle e 93,0% no

tanque piloto. Em relação a cor, o tanque controle chegou a remover em

matéria orgânica dissolvida aproximadamente 69,7% e o tanque piloto,72,7%.

A turbidez foi reduzida em até 81,0% no tanque controle e 90,0%, no piloto,

chegando a se manter, durante certo período de tempo, dentro dos limites

permitidos para o consumo de água. O tanque piloto foi capaz de remover até

56,2% de ortofosfato, 66,9% de fósforo hidrolisável e 89,3% de fósforo total,

enquanto que o tanque controle foi responsável por reduzir 30,5% de

ortofosfato, 65,8% de fósforo hidrolisável e 81,2% de fósforo total. Tais

resultados apontam o potencial do sistema de wetlands como estratégia para

tratamento secundário de efluentes.

Palavras-chave: Eutrofização, Nutrientes, Fósforo, Eleocharis, Junco.

Abstract

The extensive use of water without previous planning, associated with

the increase of the pollution and the eutrophication of water bodies has led to

the deterioration of life quality and of the human health. The discharge of

wastewater into water bodies is the main source of phosphorus in aquatic

environment, that can lead to eutrophication of these water bodies, thus it is

essential the development and implementation of management and wastewater

treatment systems. Wetlands systems are tanks with some type substrate

(usually gravel) and rooted or floating plants than make the removal of organic

material and nutrients from sanitary wastewater and have been used because

they have advantages such as low investment, among others. The goal of this

research is to design a sanitary wastewater treatment pilot system through the

root zone of the aquatic macrophyte Eleocharis sp and the evaluation of its

efficiency in the assimilation of phosphorus species and organic material. The

system assembled using the Eleocharis sp species, wastewater was treated at

the secondary level, being possible to reduce the pH to about 92.3% in the

control tank and 93.0% in the pilot tank. Regarding the color, the control tank

successfully removed dissolved organic material in approximately 69.7% and

the pilot tank, 72.7%. The turbidity was reduced up to 81.0% in the control tank

and 90.0% in the pilot coming to remain for a certain period of time within the

limits permitted for drinking water. The pilot tank was able to remove up to

56.2% of orthophosphate, 66.9% hydrolysable phosphorus and 89.3% total

phosphorus, while the control tank was responsible for reducing 30.5% of

orthophosphate, 65.8 % of hydrolysable phosphorus and 81.2% of total

phosphorus. These results suggest the potential of the wetlands system as a

strategy for secondary wastewater treatment.

Keywords: Eutrofization, Nutrients, Phosphorus, Eleocharis, Junco.

Sumário

1. INTRODUÇÃO .............................................................................................. 8

2. OBJETIVOS ................................................................................................ 11

3. MATERIAL E MÉTODOS ............................................................................ 11

4. RESULTADOS ............................................................................................ 16

5. DISCUSSÃO ............................................................................................... 23

6. CONSIDERAÇÕES FINAIS ........................................................................ 27

6. REFERÊNCIAS........................................................................................... 27

8

1. INTRODUÇÃO

A água é um recurso essencial para manter os ciclos de vida, a

biodiversidade e a sobrevivência da espécie humana e, para tanto, precisa ter

boa qualidade e estar em quantidade (TUNDISI, 2003). De acordo com o

Programa da Década da Água da ONU, são necessários de 50 a 100 litros de

água por pessoa, por dia, visando assegurar as necessidades básicas e a

minimização de problemas de saúde (UNDESA, 2015). Entretanto, o aumento

da poluição, o uso excessivo sem planejamento e sem gerenciamento e a

eutrofização de corpos d’água ao longo dos anos, tem aumentado os danos à

saúde humana e ao desequilíbrio da vida (LIMA, 2011).

A principal causa da poluição dos corpos d’água são os lançamentos de

efluentes sem tratamento em ambientes aquáticos podendo resultar numa

acumulação crônica de nutrientes, principalmente de fósforo e nitrogênio,

(ZHANG et al., 2006), o que provoca mudanças nas condições físicas e

químicas dos ambientes aquáticos, alterações qualitativas e quantitativas em

comunidades aquáticas e no incremento do nível de produção do ambiente

aquático (TUNDISI;TUNDISI, 2008).

Segundo Sousa (1998), o fósforo tem importância fundamental para as

plantas, animais e para o crescimento da microbiota. O fósforo presente nas

águas residuárias encontra-se geralmente como fosfato. O fósforo solúvel

disponível pode ser absorvido por plantas ou microorganismos e

consequentemente convertido em material celular ou sofrer precipitação e/ou

adsorção. Entretanto, em ambientes aquáticos, o aumento excessivo de fósforo

pode levar ao processo de eutrofização, que significa o enriquecimento das

águas por nutrientes, principalmente nitrogênio e fósforo, levando ao

crescimento excessivo das plantas aquáticas, tanto planctônicas quanto

aderidas, com consequente desequilíbrio do ecossistema aquático e

progressiva degeneração da qualidade da água dos corpos lênticos

(FIGUEIREDO, 2007). O aumento das concentrações de fósforo em ambientes

antropizados é proveniente de detergentes, fertilizantes, dejetos humanos,

entre outros, (MACEDO et al., 2010), sendo estes descartados continuamente

nos corpos d’água e sendo os esgotos domésticos fonte majoritária de

descarga do fósforo, terão grande contribuição para a eutrofização (CETESB,

9

2015).

No esgoto bruto, há quantidades substanciais de fósforo (geralmente na

ordem de mg/L), nas formas: orgânica; inorgânica complexa (polifosfatos),

como aquelas utilizadas em detergentes; e ortofosfato inorgânico solúvel, este

como produto final no ciclo do fósforo, a forma mais prontamente disponível

para uso biológico (BLACK, 1980). Durante o processo de tratamento biológico,

os compostos orgânicos são degradados por organismos, gerando ortofosfatos

solúveis e polifosfatos que, quando hidrolisados, podem ser convertidos em

ortofosfatos. Em um efluente orgânico bem-estabilizado submetido a

tratamento secundário (tratamento onde predomina a etapa biológica na

remoção de matéria orgânica, posteriormente ao pré-tratamento –

gradeamento para separação de sólidos grosseiros – e ao tratamento primário

– matéria poluente é separada da água por sedimentação), o ortofosfato é a

forma predominante do fósforo, que pode ser removido por processos de

precipitação química ou absorvido por plantas e microrganismos (CAERN,

2014; LOURES, 2006).

Atualmente, a solução para os problemas referentes à água está

centrada no desenvolvimento de sistemas adequados de gestão e métodos

efetivos para a prevenção e tratamento da eutrofização, visto que ela é um

caminho natural do sistema e que se agrava com a ação do homem, tendo os

nutrientes diferentes origens, como: efluentes domésticos e industriais e/ou

atividades agrícolas, entre outras. (LOURES, 2006). Uma das alternativas que

vêm sendo utilizadas são os sistemas naturais de tratamento de esgoto, como

as wetlands construídas, que consiste, basicamente, em tanques com algum

substrato (geralmente brita) e macrófitas enraizadas e/ou flutuantes

(MOHEDANO et al., 2012), onde mecanismos de tratamento físicos, químicos e

biológicos vão atuar para a melhoria da qualidade das águas, com a

participação do solo, microorganismos e as plantas na transformação e

armazenamento de matéria orgânica e nutrientes (HILL; PAYTON, 2000;

USEPA, 2000).

As wetlands construídas podem ainda ser divididas em duas classes:

wetlands de fluxo superficial (FS) e wetlands de fluxo subsuperficial (FSS), este

último podendo ser subdividido em fluxo horizontal e fluxo vertical (KADLEC;

KNIGHT, 1996). No FSS, o fluxo de águas residuárias passa pelo substrato,

10

onde entra em contato com as raízes das plantas emergentes e bactérias

facultativas associadas com o substrato (SANTIAGO, 2005). Esse sistema para

tratamento de esgoto costuma ser mais utilizado por minimizar uma eventual

exposição do público a patógenos uma vez que não há superfície de água

exposta, segundo estudo apresentado pela Water Environmental Research

Foundation (WERF) em 2004.

Além da utilização de wetlands construídas ter se mostrado eficaz, ela

também apresenta vantagens como baixo investimento e consumo de energia

elétrica, fácil construção e manutenção, além da capacidade de adaptação

desses ecossistemas à maioria das condições climatológicas (GOPAL, 1999;

USEPA, 2003). Trata-se de um sistema de tratamento de efluentes

descentralizado, pois a coleta, o tratamento e a descarga (ou reuso) dos

efluentes ocorre próximo do local onde o efluente foi gerado. Tal sistema tem

como vantagem a construção em pequenas dimensões quando comparado aos

grandes sistemas de tratamento, não demandando grandes locais para

instalação, além de atender uma região ou subpopulação, ter baixo custo de

investimento, operação e manutenção e ser socialmente mais responsável e

ambientalmente melhor do que os sistemas centralizados convencionais

(NHAPI, 2004). Sendo um sistema mais acessível financeiramente, wetlands

podem ser uma boa alternativa para sistemas de tratamento de efluentes em

países em desenvolvimento (KIVAISI, 2001).

Estudos demonstraram que o uso deste sistema de tratamento é capaz

de remover satisfatoriamente a matéria orgânica biodegradável dos efluentes e

ainda possui considerável capacidade de remoção de nutrientes como o

nitrogênio e o fósforo (MENDONÇA, 2012). Segundo Esteves (1998), o fósforo

dos efluentes pode ser removido pelo sistema radicular das macrófitas e, em

algumas espécies, pelas folhas também, acumulando biomassa na vegetação,

que será utilizada em seu metabolismo, ou ainda, pode ser removido por

processos abióticos como a sedimentação, precipitação química e adsorção

(UGGETI et al., 2010). Por exemplo, Sousa et al (1998) concluiu em seu

trabalho utilizando Typha sp e Eichhornia crassipes em um sistema de

tratamento wetland foram capazes de remover 66% do fósforo, sendo

11

ligeiramente superior àquela observada em lodos ativados por bactérias

acinetobacter, principal microorganismo responsável pela remoção biológica de

fósforo (WENTZEL et al., 1992). Em outra pesquisa realizada na Universidade

de Connecticut (EUA), Neafsey e Clausen (1994), utilizando três células em

paralelo, ocupando uma área total de 0,037 ha, adotando um tempo de

detenção hidráulica de 27 dias, cultivando as macrófitas Typha spp.,

Phragmites spp. e Scirpus americanus, conseguiram uma remoção de 55,3 a

99,6% de NTK (Nitrogênio orgânico e amoniacal) e 44,9 a 99,3% de fósforo

total. No caso da macrófita Lemna valdivianana para remoção de nutrientes a

partir de resíduos de aquicultura, houve uma eficiência de remoção de fósforo

de 94% (MOHEDANO et al. 2012).

As espécies de macrófitas, como por exemplo, a Eleocharis sp.,

possuem de um conjunto de características para contribuírem positivamente no

desempenho das wetlands construídas: i) rápido estabelecimento e alta taxa de

crescimento; ii) alta capacidade de assimilação de nutrientes; iii) grande

capacidade de estocar nutrientes na biomassa; iv) tolerância às características

físicas e químicas do efluente e v) tolerâncias às condições climáticas locais

(TANNER, 1996).

2. OBJETIVOS

O principal objetivo deste projeto foi testar a hipótese de que a macrófita

aquática Eleocharis sp é capaz de assimilar com eficiência a matéria orgânica

dissolvida e particulada, além das diferentes formas de fósforo presentes em

efluente sanitário e apontar a periodicidade para o manejo da biomassa

excedente.

3. MATERIAL E MÉTODOS

A Eleocharis sp (figura 1) pertencente à família Cyperaceae e conhecida

popularmente como Junco é uma macrófita aquática enraizada que tem larga

distribuição em todo o mundo, principalmente na América e é bioindicadora de

12

ambientes brejosos ou alagadiços (DIEGO-PÉREZ, 1997). Possui folhas

longas e cilíndricas contendo muitos canais aeríferos e flores pequenas,

reunidas em florescências características em forma de espiguilha e apresenta

uma das maiores taxas de produtividade primária entre os ecossistemas

aquáticos continentais (GIL et al., 2004).

Figura 1 – Representação artística da macrófita aquática Eleocharis sp. (FONTE:UFSCAR, 2015)

As mudas de Eleocharis sp. utilizadas no experimento (figura 2) foram

compradas e cultivadas em água em um tanque contendo brita número 01, na

qual foi monitorada a taxa de evaporação/absorção através de uma marca

inicialmente feita no tanque com a quantidade inicial de água, e a reposição da

água foi acompanhada com uma proveta. Após atingirem um determinado

crescimento, com o aparecimento de novos ramos, as mudas foram

transplantadas para o tanque piloto, sendo homogeneamente distribuídas, para

compor o experimento efetivamente.

13

Figura 2 – Mudas de Eleocharis sp.

O sistema foi desenvolvido nas dependências da Universidade Federal do

ABC (UFACB), no laboratório de Análises Ambientais. Para tanto, dois tanques

de tratamento foram utilizados, cujas dimensões eram 46,7cm x 32,3cm x

17,9cm (CxLxP). Cada um dos tanques teve uma finalidade: Tanque 1 –

Controle (contendo exclusivamente brita) e Tanque 2 – Sistema Piloto

(contendo brita e as macrófitas) e em ambos foi acoplada uma torneira para as

coletas do efluente (figura 3). A brita utilizada como substrato em ambos os

tanques foi a número 01, a fim de minimizar possíveis entupimentos

(VALENTIM, 2003). A brita foi devidamente pesada (6,2 Kg) e distribuída

igualmente. Cada tanque foi alimentado com 2L de efluente da própria

universidade, que foi coletado por um técnico de obras. Para o tanque piloto

foram usadas 20 mudas da macrófita, que foram inicialmente cultivadas em um

terceiro tanque, de mesmas dimensões dos demais e utilizando brita número

01 como substrato.

14

Figura 3 – Tanques do experimento piloto em funcionamento. A - Tanque piloto com as macrófitas

aquáticas transplantadas; B - Tanque controle, sem as macrófitas; C - Torneira acoplada em ambos os

tanques para coleta do efluente.

O sistema teve duração total de um mês, onde foram feitas coletas em

triplicatas de cada tanque em tubos falcon de 15mL, 3 vezes por semana, com

reposição manual de efluente a cada coleta, completando o volume de efluente

total para 2L. Foram feitas ainda mensurações de temperatura e umidade

relativa a cada coleta utilizando um termo higrômetro (HC-520 – IN/OUT Temp

& Humindity Meter) sempre no período da tarde (entre 14h e 18h), além das

análises de pH (NI PHM – NOVA INSTRUMENTS), cor (AquaColor Cor –

PoliControl), turbidez (AP2000 – PoliControl) e fósforo orgânico, hidrolisável e

ortofosfato (realizados de acordo com os métodos padronizados pela NBR –

12772) para ambos os tanques (controle e piloto). Para essas variáveis, as

médias, baseadas nas triplicatas, foram plotadas em um gráfico de linhas ao

longo dos dias dos experimentos a fim de comparar os dois tanques usando o

erro-padrão da média.

Além disso, as mesmas análises foram feitas antes de dar início ao

experimento (com o efluente antes de ser adicionado aos tanques), além de

análises de Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) antes, no meio do

experimento e ao final (essa abordagem diferenciada de frequência analítica da

DBO se deu pela metodologia de determinação desse parâmetro demandar

pelo menos 300 mL de amostra por determinação, o que interferiria demais nos

volumes dos tanques, pois cada sistema continha 2L de efluente). Os

resultados foram plotados em uma planilha no programa Microsoft Excel 2010

e transformados em gráficos pelo programa GraphPad Prism 6, para

15

possibilitar comparação.

Para a determinação das diferentes formas de fósforo foi utilizado o

método colorimétrico por redução com ácido ascórbico (0,01 mg/L - 0,5 mg/L),

segundo NBR 12772.

Para determinação de ortofosfato foi utilizado um espectrofotômetro

adequado para medir uma intensidade de cor de 880 nm. Foram utilizados 5

mL da amostra e transferidos para um tubo de Falcon de 50 mL. Para o

preparo do reagente combinado foi preparada uma solução-mistura, contendo

0,13 g de tartarato de potássio e antimônio que foram pesados em uma

balança analítica e posteriormente foram transferidos para um balão

volumétrico de 1L contendo 700 mL de água. Pesou-se também 5,6 g de

molibdato de amônio que foram adicionados à solução e 70 mL de ácido

sulfúrico concentrado (d=1,84), onde completou-se com água até o volume final

de 1L. Para cada 100 mL dessa solução mistura, foi dissolvido 0,5g de ácido

ascórbico, finalizando o reagente combinado. Em seguida, foram adicionados

10 mL desse reagente à amostra, misturando por agitação moderada.

Para a construção da curva de calibração, foram utilizados 6 tubos falcon

de 50mL com 10mL de reagente combinado cada e diferentes quantidades de

solução-padrão de fósforo (0,0025 mg): 0 mL (branco), 1 mL, 2 mL, 4 mL, 7 mL

e 10 mL, a fim de obter padrões contendo 0 mg/L, 0,05 mg/L, 0,1 mg/L, 0,2

mg/L, 0,35 mg/L e 0,5 mg/L de fósforo, respectivamente. Quando o teor de

fósforo ortofosfato foi maior que 25 μg, fez-se necessária a diluição da amostra

com água. Entre 10 e 30 minutos foi medida a absorbância da cor azul na faixa

de 880 nm. A concentração de fósforo foi determinada através da curva de

calibração.

Para a determinação de fósforo hidrolisável adicionou-se 5 mL da

amostra em um Erlenmeyer, 1 mL de ácido sulfúrico (31%) e algumas pérolas

de vidro, completando o volume final de 10mL com água e aqueceu-se em

chapa à 150ºC por 30 minutos, acrescentando água durante a ebulição, para

manter o volume final em 10 mL. Após esfriar, foi utilizado 5 mL dessa solução

em 10 mL de reagente combinado, seguindo o mesmo protocolo de análise de

ortofosfato para a determinação da concentração de fósforo.

16

Por fim, para a determinação de fósforo orgânico, foi utilizada a mesma

solução preparada para o fósforo hidrolisável, com a única exceção de ter sido

adicionado 0,4 g de persulfato de amônio. A leitura da concentração de fósforo

foi feita da mesma forma que os demais tipos de fósforo.

4. RESULTADOS

A temperatura média durante o experimento foi 22,2ºC ± 2,4 (desvio

padrão) com a temperatura mínima de 18,8°C e a máxima de 26,6°C e a

umidade relativa teve uma grande oscilação durante o experimento com média

de 60,4% ± 12,3 (desvio padrão) (Figura 4).

Figura 4 – Temperatura e Umidade Relativa ao longo dos dias de coleta. Os dados foram obtidos

durante cada dia de coleta, sendo a temperatura aferida em graus Celsius (°C) e a umidade relativa, em porcentagem (%).

Houve um decréscimo do pH durante o experimento, tanto para o tanque

controle (7,7%) quanto para o tanque piloto (7,0%), entre a aferição do efluente

original, antes do experimento (dia 0), e a primeira coleta (dia 3) (Figura 5).

Não houve uma diferença de acordo com o erro padrão da média entre o

17

tanque controle e o tanque piloto em relação ao pH do efluente tratado, mesmo

depois que ocorreram as trocas de efluentes.

Figura 5 – pH Controle e pH piloto ao longo dos dias de coleta. Os dados foram obtidos através da

média das triplicatas de cada dia de coleta e as barras indicam o desvio padrão. As setas indicam os dias em que ocorreram as trocas de efluente. O dia 0 refere-se à aferição do pH do efluente antes de ser adicionado ao experimento.

Comparando a cor do controle, do piloto e do efluente original (dia 0)

pode-se observar que houve uma diminuição da intensidade da cor logo na

primeira coleta (48,0% controle e 37,5% piloto), e que se manteve na segunda

coleta (69,7% controle e 72,7% piloto) (Figura 6). A partir do dia 12, a

intensidade da cor do controle e a do piloto começou a se diferenciar, sendo

que no caso do tanque piloto, a cor mostrou-se menos intensa do que o tanque

controle. A partir do dia 17, observa-se um aumento gradual da intensidade da

cor do tanque piloto, que, no último dia de coleta, se igualou ao tanque

controle.

18

Figura 6 – Cor Controle e Cor piloto ao longo dos dias de coleta. Os dados foram obtidos através da média das triplicatas de cada dia de coleta e as barras indicam o desvio padrão. As setas indicam os dias em que ocorreram as trocas de efluente. O dia 0 refere-se à aferição da cor do efluente antes de ser adicionado ao experimento.

No experimento houve uma redução da turbidez entre o dia 0 e dia 3

para ambos os tanques (Figura 7), cerca de 81,0% no tanque controle e 90,0%

no tanque piloto. Entretanto, essa redução se manteve apenas até o dia de

coleta 14 no tanque piloto, enquanto que no tanque controle a turbidez foi

aumentando gradualmente. Nos últimos dias de coleta é possível observar que

a macrófita já apresentava um limite de assimilação da matéria orgânica

particulada (uma das responsáveis pela turbidez da água), chegando quase a

se igualar ao tanque controle no dia 42. Entre os dias 17 e 24 ocorreu um

aumento da turbidez tanto no tanque piloto quanto no tanque controle, o que

pode ter ocorrido devido às trocas de efluentes nos dias 14 e 21, que poderiam

estar com mais matéria orgânica em suspensão.

19

Figura 7 – Turbidez Controle e Turbidez piloto ao longo dos dias de coleta. Os dados foram obtidos

através da média das triplicatas de cada dia de coleta e as barras indicam o desvio padrão. As setas indicam os dias em que ocorreram as trocas de efluente. O dia 0 refere-se à aferição da cor do efluente antes de ser adicionado ao experimento.

Em relação à DBO, na primeira medição com o sistema wetlands

operando, a DBO do tanque piloto ficou abaixo da DBO do efluente original (0)

e em relação ao tanque controle, porém ambos com eficiência equivalente,

considerando a incerteza das determinações das triplicatas. A DBO do tanque

controle e a do tanque piloto ao final do experimento (dia 42) se igualaram,

mostrando que a macrófita teria chegado ao seu limite de assimilação.

20

Figura 8 – DBO Controle e DBO piloto ao longo do experimento. Os dados foram obtidos antes de o

experimento ser iniciado (0), no meio do experimento (14) e ao final (42). Os dados foram obtidos através da média das triplicatas e as barras indicam o desvio padrão.

No início do experimento houve uma redução da concentração de

ortofosfato tanto para o tanque controle quanto para o tanque piloto (cerca de

30,5% para o tanque controle e 56,2% para o tanque piloto) (Figura 9). No

decorrer do experimento não houve diferenças em relação aos dois tanques. A

partir do dia 7 de coleta a concentração de ortofosfato aumentou

gradativamente, chegando a se equiparar com a concentração de ortofosfato

original (0) e até a superá-la (dia 28).

21

Figura 9 – Ortofosfato Controle e Ortofosfato Piloto ao longo dos dias de coleta. Os dados foram

obtidos através da média das triplicatas de cada dia de coleta e as barras indicam o desvio padrão. As setas indicam os dias em que ocorreram as trocas de efluente. O dia 0 refere-se à aferição da cor do efluente antes de ser adicionado ao experimento.

O fósforo hidrolisável foi reduzido logo na primeira coleta tanto nos

tanques controle como no tanque piloto quando comparados com o efluente

original (0), com 65,8% e 66,9% de redução, respectivamente. Apesar da

concentração de ambos os tanques terem aumentado nas coletas dos dias 7 e

10, ainda se mantiveram menores do que o efluente inicial, permanecendo

nessas condições ao longo de todo o experimento, chegando quase a zero em

ambos os tanques ao final do experimento.

22

Figura 10 – Fósforo Hidrolisável Controle e Fósforo Hidrolisável Piloto ao longo dos dias de coleta.

Os dados foram obtidos através da média das triplicatas de cada dia de coleta e as barras indicam o desvio padrão. As setas indicam os dias em que ocorreram as trocas de efluente. O dia 0 refere-se à aferição da cor do efluente antes de ser adicionado ao experimento.

Em relação ao fósforo orgânico, tanto no tanque controle quanto no

tanque piloto, as concentrações mantiveram-se significativamente abaixo das

concentrações do efluente original (0) ao longo do experimento, mas sem

diferenças entre os tanques. A redução inicial da concentração nos tanques

controle e piloto foram de, respectivamente, 81,2% e 89,3%.

23

Figura 11 – Fósforo Orgânico Controle e Fósforo Orgânico Piloto ao longo do experimento. Os

dados foram obtidos através da média das triplicatas de cada dia de coleta e as barras indicam o desvio padrão. As setas indicam os dias em que ocorreram as trocas de efluente. O dia 0 refere-se à aferição da cor do efluente antes de ser adicionado ao experimento.

5. DISCUSSÃO

Os resultados apresentados evidenciaram uma boa assimilação de

matéria orgânica dissolvida e particulada pela macrófita Eleocharis sp. sendo

que o tanque piloto foi mais eficiente em todos os parâmetros analisados,

principalmente em relação à matéria orgânica dissolvida e particulada e as

diferentes formas de fósforo.

Um fator importante que afeta diretamente os microorganismos, e

consequentemente a velocidade de decomposição da matéria orgânica, é a

temperatura (UCKER, 2014). Conforme Katayon et al. (2008), faixas de

temperatura entre 16,5 e 32ºC favorecem o processo de nitrificação em

wetlands construídos. De acordo com os resultados (figura 4), a temperatura

média (22,2ºC ± 2,4) está dentro dessa faixa, o que significa que o processo de

decomposição da matéria orgânica está sendo favorecido.

24

O decréscimo de pH observado no experimento, tanto para o tanque

controle quanto para o tanque piloto entre aferição do efluente original (dia 0) e

a primeira coleta (dia 3), sugere que a brita pode ter sido responsável por essa

alteração, já que ela estava presente nos dois tanques, e depois o pH se

estabilizou.

Segundo a legislação vigente (CONAMA, 2011), a faixa correta de pH

para o efluente ser lançado em recurso hídrico deve compreender entre 5 à 9.

De acordo com as análises, todos os valores apresentaram-se adequados para

o lançamento. Além disso, todos os valores foram similares, o que é

importante, pois grandes variações de pH podem dificultar a eficiência de

remoção de outros parâmetros, como por exemplo, matéria orgânica (KONRAD

et al, 2013).

Segundo o Ministério da Saúde (2006), a cor é um parâmetro que indica

a presença de substâncias dissolvidas na amostra, sendo que, de acordo com

a Portaria MS Nº 2914/11, o valor máximo permissível de cor na água para

consumo é de 15,0 uC. No experimento, houve uma diminuição da intensidade

da cor em ambos os tanques, mas que se destacou no tanque piloto por se

manter menos intensa em relação ao tanque controle. Essa diminuição pode

ser devido à formação de biofilme aderido ao substrato (brita), já que este

biofilme é composto por vários microorganismos que ajudam na degradação da

matéria orgânica e na transformação da série nitrogenada (UCKER et al, 2014).

A intensidade da cor do controle e a do piloto a partir do dia 12, começou

a se diferenciar, sendo que no caso do tanque piloto, essa cor menos intensa

pode ser devido à assimilação de matéria orgânica dissolvida pela macrófita,

tornando o efluente mais cristalino em relação ao tanque controle. O aumento

gradual da intensidade da cor do tanque piloto, que posteriormente chegou a

se igualar ao tanque controle, mostra que a macrófita pode ter chegado ao seu

limite de assimilação e começou então a reintroduzir a matéria orgânica ao

meio novamente.

Em relação ao máximo valor permitido de cor na água (15 uC), a coleta

do dia 7 registrou o menor valor, tanto para o controle quanto para o piloto, de

cerca de 110 uC, o que significa que se houver um remanejamento nesse

período, seria possível remover uma maior quantidade de matéria orgânica

dissolvida, podendo assim obter resultados mais próximos ao desejável para

25

uma água para consumo.

A turbidez é definida como medida do grau de interferência à passagem

da luz através do líquido, sendo que a penetração da luz se altera decorrente

da presença de material em suspensão (SABESP, 2015). Nos primeiros dias

do experimento, houve uma redução importante da turbidez em ambos os

tanques, o que mais uma vez sugere a atuação da brita como biofilme, no

entanto, apenas o tanque controle foi capaz de manter a redução por um maior

período, até que começou a aumentar gradativamente chegando a se igualar

ao tanque controle. Isso ocorreu devido à ação da macrófita aquática

enraizada, que foi capaz de assimilar a matéria orgânica suspensa por um

determinado período, até que ela atingiu sua capacidade máxima de

assimilação, sendo possível sugerir que nesse momento seria importante a

execução do manejo da planta.

Segundo SABESP (2015), o valor máximo permitido de turbidez na água

distribuída é de 5,0 UNT, sendo que o tanque piloto se manteve abaixo desse

valor entre os dias 5 e 14, em uma média de 3,0 UNT, o que mostra que a

macrófita juntamente com a brita é capaz de deixar o efluente dentro das

condições ideais em relação ao parâmetro turbidez.

A Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) é um indicador que

determina indiretamente a concentração de matéria orgânica biodegradável

através da demanda de oxigênio exercida por microorganismos através da

respiração (VALENTE et al., 1997). Com base nisso, é possível notar que ao

final do experimento, a DBO do tanque piloto e do tanque controle se igualou,

confirmando a suposição de que a macrófita teria chegado ao seu limite de

assimilação de matéria orgânica, assim como já foi mostrado em relação à

outros parâmetros. Sendo assim, esse resultado pode ser um indicativo de que

deveria ocorrer a manutenção das mudas antes de totalizar 1 mês de operação

do sistema, sendo a compostagem uma alternativa viável para a destinação

das macrófitas. Um outro ponto importante é que quando o efluente a ser

tratado possui uma carga de DBO elevada, espera-se uma baixa eficiência de

remoção de nutrientes, tendo em vista a baixa disponibilidade de oxigênio, o

que limita o processo de decomposição (POMPÊO, 2008).

A diferença nas porcentagens de redução de ortofosfato nos tanques

(figura 9) pode ser justificada pela presença da macrófita enraizada no tanque

26

piloto, além do biofilme formado pela brita em ambos os tanques. O fato de o

tanque piloto ter se igualado ao tanque controle e até ter superado o efluente

original, sugere que as remoções de ortofosfato foram causadas principalmente

pelo material filtrante (brita), que segundo Trend (2015), a adsorção química é

o mecanismo de remoção predominante do ortofosfato. Embora tenha ocorrido

a adsorção e precipitação do fósforo no material filtrante como observado no

experimento, essa remoção se torna cada vez mais limitada após algum tempo

de operação (BRIX; ARIAS, 2005). Além disso, a fitoextração de ortofosfato

pelas plantas também ocorre, contudo, acontece em um ritmo mais lento em

comparação com o material filtrante (LUDERITZ; GERLACH, 2002),

justificando a proximidade entre os resultados encontrados no tanque piloto e

no tanque controle.

Durante os tratamentos de esgoto, a maior parte do fósforo orgânico e

hidrolisável é removida ou decomposta à ortofosfato (ROMITELLI, 1983), o que

justifica as baixas concentrações encontradas para o fósforo hidrolisável (figura

10) e fósforo orgânico (figura 11) ao longo do experimento. A semelhança entre

os resultados encontrados para os dois tanques deve-se então a grande

participação do material filtrante que adsorve o fósforo.

Segundo Davis (2000), a remoção de fósforo é maior no início de

operação do sistema, pois ao longo do tempo, o material de enchimento (no

caso a brita) é saturado e a remoção declina devido à diminuição da

capacidade de adsorção. Se o objetivo do experimento é a remoção de fósforo,

deve-se considerar a troca do material filtrante periodicamente, além de ter um

plantio denso, onde terá acumulo na massa, na serapilheira e no sedimento.

Tais resultados preliminares apontam o potencial do sistema de

wetlands como estratégia para tratamento secundário de efluentes.

Observando os resultados ao longo do tempo, pode-se observar um possível

momento de remanejamento das macrófitas no meio do experimento, cerca de

15 dias após o início do processo em batelada. Sendo assim, é possível

considerar que a hipótese inicialmente proposta no trabalho de que a macrófita

aquática Eleocharis sp. seria capaz de assimilar com eficiência os parâmetros

analisados está de acordo com os resultados obtidos.

27

6. CONSIDERAÇÕES FINAIS

O projeto em menor escala foi construído e foi possível acompanhar o

desenvolvimento do mesmo, sendo monitoradas as variáveis do sistema e

indicando um possível momento de remanejamento das macrófitas,

observando quais os seus limites de assimilação de matéria orgânica e

nutrientes, além de possíveis alterações nos protocolos, visando uma melhor

adaptação para análise do efluente utilizado. Os resultados preliminares

mostram que o sistema de wetlands é uma alternativa positiva para o

tratamento secundário de efluente sanitário. Em relação à matéria orgânica

dissolvida (cor), o tanque piloto foi capaz de remover cerca de 3% a mais do

que o tanque controle e 9% a mais de matéria orgânica particulada (turbidez), o

que mostra uma melhor eficiência de remoção quando em presença das

macrófitas. Tanto fósforo orgânico, quanto o hidrolisável e o ortofosfato foram

removidos com maior eficiência pelo tanque que continha as macrófitas, sendo

que o ortofosfato foi a forma que mais se destacou, visto que é a forma que a

planta mais assimila para usar em seu metabolismo. Tais remoções são muito

importantes pois reduzem as chances de eutrofização do corpo receptor. A

diferença entre o pH final do tanque controle e do tanque piloto não chegou a

1%, embora tenha sido alterada em relação ao início do experimento, o que

sugere que a brita (contida em ambos os tanques) teria funcionado como um

biofiltro, alterando o pH devido à presença de seus íons minerais.

O próximo passo seria montar o mesmo sistema, mas agora em fluxo,

onde o efluente ficasse constantemente sendo trocado com o auxílio de uma

bomba peristáltica, representando o que aconteceria efetivamente em uma

estação de tratamento de esgoto, para melhor avaliar a eficiência do sistema.

Ainda sim, o experimento foi bem sucedido com resultados positivos para essa

estratégia de tratamento secundário, o que sugere que também seria eficiente

com a operação em fluxo.

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