Upload
nguyenxuyen
View
213
Download
0
Embed Size (px)
Citation preview
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM TECNOLOGIA AMBIENTAL –
MESTRADO
ÁREA DE CONCENTRAÇÃO EM GESTÃO E TECNOLOGIA AMBIENT AL
Daniele Damasceno Silveira
ESTUDOS FENOLÓGICOS DA MACRÓFITA Hymenachne grumosa (Magnoliophyta-
Poaceae) NA APLICAÇÃO DE WETLANDS CONSTRUÍDOS PARA O
TRATAMENTO DE EFLUENTES SECUNDÁRIOS DE CAMPUS UNIVE RSITÁRIO.
Santa Cruz do Sul, Junho de 2010.
2
Daniele Damasceno Silveira
ESTUDOS FENOLÓGICOS DA MACRÓFITA Hymenachne grumosa (Magnoliophyta-
Poaceae) NA APLICAÇÃO DE WETLANDS CONSTRUÍDOS PARA O
TRATAMENTO DE EFLUENTES SECUNDÁRIOS DE CAMPUS UNIVE RSITÁRIO.
Dissertação apresentada ao Programa de Pós-
Graduação em Tecnologia Ambiental – Mestrado,
Área de Concentração em Gestão e Tecnologia
Ambiental, Universidade de Santa Cruz do Sul –
UNISC, como requisito parcial para obtenção do
título de Mestre em Tecnologia Ambiental.
Orientador: Prof. Dr. Ênio Leandro Machado
Co-orientadora: Profª. Drª. Lourdes Teresinha Kist
Santa Cruz do Sul, Junho de 2010.
3
Daniele Damasceno Silveira
ESTUDOS FENOLÓGICOS DA MACRÓFITA Hymenachne grumosa (Magnoliophyta-
Poaceae) NA APLICAÇÃO DE WETLANDS CONSTRUÍDOS PARA O
TRATAMENTO DE EFLUENTES SECUNDÁRIOS DE CAMPUS UNIVE RSITÁRIO.
Esta Dissertação foi submetida ao Programa de
Pós-Graduação em Tecnologia Ambiental –
Mestrado, Área de Concentração Gestão e
Tecnologia Ambiental, Universidade de Santa
Cruz do Sul – UNISC, como requisito parcial
para obtenção do título de Mestre em Tecnologia
Ambiental.
Dr. Luiz Sérgio Philippi
Universidade Federal de Santa Catarina – UFSC
Dr. Jair Putzke
Universidade de Santa Cruz do Sul - UNISC
Drª. Lourdes Teresinha Kist
Universidade de Santa Cruz do Sul - UNISC
Co-orientadora
Dr. Ênio Leandro Machado
Universidade de Santa Cruz do Sul - UNISC
Orientador
4
“Eu não tenho filosofia: tenho sentidos...
Se falo na Natureza não é porque saiba o que ela é.
Mas porque a amo, e amo-a por isso,
Porque quem ama nunca sabe o que ama
Nem por que ama, nem o que é amar...”
Alberto Caeiro
5
AGRADECIMENTOS
Agradeço sempre a Deus, o qual me fortalece na minha fé, na minha busca pela
sabedoria e equilíbrio. Através da minha fé consegui sempre que possível os objetivos de
minha vida, criar forças diante os obstáculos, que não são poucos, mas que sempre nos
fortalecem.
Agradecimentos são meras expressões em relação à gratidão que sinto por meus pais:
Edegar e Maria Luiza. Obrigado pai, obrigado mãe, por todo apoio, pelo carinho, pela
educação e ensinamento de amor à vida, dentre muitas outras ações em meu favor.
Sem presença de vocês não haveria caminho a trilhar!
Ao meu namorado que sempre esteve ao meu lado em todos os meus passos, me
apoiando, me ajudando, me entendendo com muita atenção e carinho. Não tenho palavras
para expressar toda a minha gratidão a você.
A minha vó Olga e minhas tias Rosirene e Roselle, que sempre me ajudaram em meus
estudos, com muito amor e atenção.
Ao meu pai biológico, que mesmo longe de mim, sempre me deu apoio em minhas
decisões com muito carinho.
Ao professor Ênio Machado, meu orientador, pela paciência, orientação e
ensinamentos. Meu professor, meu mestre, meu espelho de educação e de exemplo
profissional. Ao meu professor me faltam palavras..., todas seriam poucas diante de seu
esplendor.
A professora Lourdes Kist pela co-orientação. Professora exemplar. Sempre
disponível para transmitir seus ensinamentos com muita atenção e carinho.
A Banca Examinadora: Prof. Luiz Sergio Philippi, Jair Putzke, Lourdes Teresinha Kist
e Ênio Leandro Machado pela disponibilidade em me avaliar e pelas sugestões dadas neste
trabalho.
A todos os amigos do LATAE e da ETE, em especial a Tamara, Leonardo, Filipe e
Rômulo e minha colega Dini, que somaram muita sabedoria e muitas alegrias à minha vida.
Meus anjos, meus colegas, meus companheiros, e principalmente meus amigos para sempre.
A vocês, muito obrigada!!!!
6
RESUMO
O Brasil possui grande biodiversidade de macrófitas aquáticas com grande potencial para
fitorremediação. Entretanto, estas espécies ainda são pouco exploradas e poucos estudos
existem no que diz respeito a seus potenciais como fitorremediadoras. Esgotos domésticos
têm abrangência expressiva nos setores de serviços e nestas unidades os compostos poluentes
possuem valores impactantes para os índices de eutrofização e carga iônica. A carga iônica
pode estar associada a presença de compostos de metais, especialmente sódio, aos metais
pesados e aos ânions, especialmente fosfato. Neste estudo foram avaliadas no período de maio
a dezembro de 2009 aplicações da macrófita Hymenachne grumosa visando o tratamento de
efluentes em um sistema integrado do tipo UASB/Decantador (UD) + Wetlands (WC)
Investigações preliminares efetuadas por trabalhos anteriores, demonstraram potencial
redução de índice de consumo de oxigênio dissolvido (IDOD) e eutrofização (IE), porém
estabeleceram necessidades de avaliações complementares quanto à fenologia e carga iônica
de poluentes. Assim sendo, foram estudados em WC sequenciais as taxas de geração de
biomassa, aporte de íons, contaminação por metais pesados e variações do IDOD e carga
iônica. As condições operacionais envolveram cargas volumétricas de 0,5 m dia-1 e fatores de
carga de DQO de 30,26 g m-3 dia-1 e de NTK de 4,0 g m-3 dia-1. Os valores de Tempo de
Detenção Hidráulica foram estabelecidos para funcionamento em fluxo semi-contínuo,
estabelecendo 7 dias no WC1 e 14 dias no WC2. As variações de fósforo e sódio indicaram
elevações de valores para o efluente dos wetlands, isto pode estar associado aos efeitos de
lixiviação dos fosfatos insolubilizados, evapotranspiração e troca iônica do sistema radicular.
Os estudos fenólogicos revelaram elevada taxa de produção de biomassa na aplicação da H.
grumosa, especialmente no WC2, valores de produção de 2,12 kg m-2, após os primeiros 4
meses de início de operação foram observados. Para o íon sódio os aportes para o estudo
realizado apresentaram valores entre 40000 mg kg-1 e 80000 mg kg-1. Quanto aos metais
pesados, as baixas concentrações determinadas nos efluentes secundários UD não implicaram
em efeitos biossorventes para aporte na biomassa, representando então, ausência de riscos
para uso da biomassa como fonte de alimentação animal ou adubação verde nas condições
deste experimento. Os níveis de metais pesados determinados na biomassa estavam presentes
no chamado hábitat natural, demonstrando contaminações devido as proximidades com
rodovias e áreas de agricultura. Mesmo diante deste dado, se faz necessário o monitoramento
desses metais pesados nas macrófitas, pois a ação de troca iônica permite a acumulação em
seus tecidos gerando a contaminação da cadeia trófica e de limitações aos seus usos como a
7
ração animal. Observações fenológicas em espécies de importância econômica são
importantes para a compreensão dos mecanismos que regem seu desenvolvimento. Conclui-se
também que a macrófita estudada é efetiva para o aporte de cátions e ânions que configuram
carga poluente nos esgotos domésticos.
Palavras-Chave: fenologia; wetlands construídos (WCs); esgoto doméstico; tratamento secundário.
8
ABSTRACT
Brazil has great biodiversity of macrophytes with great potential for phytoremediation. However, these
species are still poorly explored and there are few studies regarding their potential as
Phytoremediator. Domestic sewage have significant coverage in the service sector and the polluting
compounds in these units have values for indices striking eutrophication and ionic charge. The ionic
charge may be associated with the presence of metal compounds, especially sodium, heavy metals
and anions, especially phosphate. We evaluated the period from May to December 2009, the
macrophytes Hymenachne crumbly applications targeting the treatment of effluents in an integrated
UASB-type / Decanter (UD) + Wetlands (WC) Preliminary investigations carried out by previous work
demonstrated the potential reduction consumption rate of dissolved oxygen (IDOD) and eutrophication
(IE), but set needs additional assessments on the phenology and ionic charge of pollutants. Therefore,
we studied the rates in WC sequential biomass generation, supply of ions, heavy metal contamination
and variations in IDOD and ionic charge. The operating conditions involved volumetric loads of 0.5 m
day-1 and load factors of COD of 30.26 g m-3 day-1 and TKN of 4.0 g m-3 day-1. Values of Hydraulic
detention time were set to operate in semi-continuous flow, establishing seven days to 14 days in
WC1 and WC2. Variations in sodium and phosphorus indicated elevations of values for the effluent
wetlands, that may be linked to the effects of leaching of phosphates insolubilizados,
evapotranspiration and ion exchange of the root system. The phenological studies revealed a high
rate of biomass production in the application of H. lumpy, especially in WC2, production values of 2.12
kg m-2, after the first four months of commencement of operation were observed. For the sodium ion
contributions to the study varied from 40000 mg kg-1 and 80000 mg kg-1. As for heavy metals, certain
low concentrations in the effluent did not result in UD side effects biosorbents for input on biomass,
representing then, no risk for use of biomass as animal feed or green manure in this experiment. The
levels of certain heavy metals in the biomass were present in the so-called natural habitat,
demonstrating contamination due to proximity to roads and agricultural areas. Even before these data,
it is necessary to monitor these heavy metals in macrophytes, because the action of ion exchange
allows the accumulation in your tissues causing contamination of the food chain and limitations to their
use as animal feed. Phenological observations on species of economic importance are important for
understanding the mechanisms governing its development. It also follows that the macrophyte is
effective for the uptake of cations and anions that make up the pollutant load in sewage.
Keywords: phenology; constructed wetlands (WCs), domestic sewage, secondary treatment.
9
LISTA DE FIGURAS
Figura 1. Wetlands Construídos (WCs) 25
Figura 2. Alagado natural 25
Figura 3. Aerênquimas de folha e caule e raízes 29
Figura 4. Tipos ecológicos de macrófitas aquáticas utilizadas em wetlands 30
Figura 5. Rizosfera e o transporte de oxigênio 31
Figura 6. Biofilme 32
Figura 7. Representação do corte longitudinal de um filtro plantado com macrófitas 34
Figura 8. Tipos de fluxos em wetlands – Superficial, Subsuperficial e Misto 35
Figura 9. Esquema dos mecanismos de plantas hiperacumuladoras 42
Figura 10. Família Poaceae (Gramineae) 43
Figura 11. Unidade piloto de tratamento 47
Figura 12. Sistema de fluxo horizontal subsuperficial 48
Figura 13. Pontos de coleta na entrada e saída do sistema. 49
Figura 14. Detalhes das medidas dos wetlands 51
Figura 15. Visão estratificada montagem do substrato dos wetlands 52
Figura 16. Vista panorâmica da unidade piloto implantada na UNISC 53
Figura 17. Hymenachne grumosa 53
Figura 18. Área de coleta dos propágulos de Hymenachne grumosa 54
Figura 19. Variações de DQO 61
Figura 20. Variações das concentrações de oxigênio dissolvido (OD) 62
Figura 21. Variações de turbidez 62
Figura 22. Variações de condutividade 63
Figura 23. Variações de pH 64
Figura 24. Variações da temperatura 64
Figura 25. Hymenachne grumosa (Ness) Zuloaga 67
Figura 26. Características estruturais identificadas na Hymenachne grumosa 68
Figura 27. Sequência de adaptação e desenvolvimento da vegetação 69
Figura 28. Altura média da Hymenachne grumosa nos wetlands 71
Figura 29. Poda da macrófita 73
Figura 30. Desenvolvimento e rebrotas da vegetação pós a poda 74
Figura 31. Massa vegetal total úmida 75
Figura 32. Comprimento das raízes 76
Figura 33. Floração da espécie Hymenachne grumosa 77
10
LISTA DE TABELAS
Tabela 1. Consumo médio de água para as cidades brasileiras 21
Tabela 2. Consumo típico de água em estabelecimentos comerciais 22
Tabela 3. Vantagem e limitações da Fitorremediação 24
Tabela 4. Tipos de efluentes tratados com wetlands 27
Tabela 5. Principais componentes dos wetlands 28
Tabela 6. Macrófitas testadas para o uso em processos de tratamento de águas residuárias.
30
Tabela 7. Propriedades das macrófitas e suas funções 33
Tabela 8. Mecanismos de depuração de wetlands para tratamento de águas
residuárias
37
Tabela 9. Eficiência de remoção de poluentes em wetlands 38
Tabela 10. Características e eficiências de remoção de wetlands estudados no Brasil 38
Tabela 11. Métodos analíticos para caracterização dos efluentes da unidade piloto 50
Tabela 12. Esquema de preenchimento do leito filtrante por unidade construída 52
Tabela 13. Métodos aplicados nas determinações analíticas do tecido vegetal da Hymenachne grumosa
57
Tabela 14. Dados de caracterização para o efluente do reator UASB/decantador secundário
59
Tabela 15. Caracterização do efluente do reator UASB/decantador secundário (UD) e UASB/decantador secundário/WC (UDWC2)
60
Tabela 16. Densidade de brotos pós-poda após período de floração 72
Tabela 17. Profundidade das raízes nos wetlands 76
Tabela 18. Composição química da biomassa foliar da Hymenachne grumosa 78
11
LISTA DE ABREVIATURAS
CNTL Centro Nacional de Tecnologias Limpas
CONAMA Conselho Nacional do Meio Ambiente
CONSEMA Conselho Estadual do Meio Ambiente
CTC Capacidade de Troca Catiônica
CV Coeficiente volumétrico
DBO Demanda Bioquímica de Oxigênio, em 5 dias
DQO Demanda Química de Oxigênio
ETE Estação de Tratamento de Esgoto
FS Fluxo superficial
FSS Fluxo subsuperficial
IBGE Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística
IBP Programa Internacional de Biologia
IDOD Índice de consumo de oxigênio dissolvido
IE Índice de eutrofização
LATAE Laboratório de Tratamento de Águas e Efluentes
N-NH4+ Nitrogênio Amoniacal
N-NTK Nitrogênio Total Kjeldahl
OD Oxigênio dissolvido
OMS Organização Mundial de Saúde
P total Fósforo total
pH Potencial Hidrogênio Iônico
PNMA Política Nacional de Meio Ambiente
SS Sólidos em suspensão
SST Sólidos Suspensos totais
SSV Sólidos suspensos voláteis
TDH Tempo de detenção hidráulico
UASB Digestor Anaeróbio de Fluxo Ascendente
UD UASB/decantador secundário
UFRGS Universidade Federal do Rio grande do Sul
UNISC Universidade de Santa Cruz do Sul
UDWC2 UASB/decantador secundário/WC 2 WC Wetland construído
WERF Water Environmental Research Foundation
12
SUMÁRIO
1. Introdução................................................................................................................... 14
2. Objetivos .................................................................................................................... 19
2.1. Objetivo Geral ......................................................................................................... 19
2.2. Objetivos Específicos .............................................................................................. 19
3. Fundamentação Teórica.............................................................................................. 20
3.1. Geração de efluentes domésticos – ênfase em setores de serviços.......................... 20
3.2. Legislação Ambiental para efluentes domésticos.................................................... 22
3.3. Fitorremediação ....................................................................................................... 23
3.4. Wetlands Construídos (WCs)................................................................................... 25
3.4.1. Características dos WCs........................................................................................ 25
3.4.2. Macrófitas aquáticas utilizadas em WCs.............................................................. 28
3.5. Estação de Tratamento de Esgoto (ETE) por meio de wetlands
construídos......................................................................................................................
33
3.5.1. Mecanismos para redução de cargas poluidoras nos WCs................................... 36
3.6. Fenologia.................................................................................................................. 42
4. Metodologia .............................................................................................................. 47
4.1. Caracterização do local de estudo............................................................................ 47
4.2. Afluente objeto de estudo......................................................................................... 49
4.3. Amostragem do afluente e efluente.......................................................................... 49
4.4. Caracterização Analítica do Afluente e Efluente..................................................... 50
4.5. Configuração dos wetlands Construídos.................................................................. 51
4.6. Estudos Fenológicos................................................................................................ 53
4.6.1 Seleção da espécie vegetal.................................................................................... 53
4.6.2. Coleta inicial de biomassa vegetal de Hymenachne grumosa.............................. 54
4.6.3. Identificação da planta – Macrófita....................................................................... 55
4.6.4. Caracterização da Biomassa................................................................................. 55
4.6.5. Composição química da biomassa foliar da Hymenachne grumosa aplicada
nos wetlands....................................................................................................................
56
5. Resultados e Discussões.............................................................................................. 58
5.1. Tratamento dos efluentes do UASB/Decantador Secundário com Wetlands
Construídos Sequenciais.................................................................................................
58
13
5.2. Estudos fenológicos da espécie Hymenachne grumosa nos WCs
sequenciais......................................................................................................................
65
5.2.1. Caracterização fenológica e estudos da adaptação da macrófita nos WCs........... 65
5.2.1.1. Hymenachne grumosa (Ness) Zuloaga.............................................................. 65
5.2.1.2. Adaptação da macrófita...................................................................................... 69
5.2.1.3. Crescimento....................................................................................................... 70
5.2.1.4. Poda.................................................................................................................... 73
5.2.1.5. Produção de biomassa........................................................................................ 74
5.2.1.6. Comprimento das raízes..................................................................................... 75
5.2.1.7. Floração.............................................................................................................. 77
5.2.1.8. Composição química da biomassa foliar da Hymenachne grumosa aplicada
nos wetlands construídos.................................................................................................
77
6. Considerações finais.................................................................................................... 80
7. Referências.................................................................................................................. 82
Anexos............................................................................................................................. 95
14
1. Introdução
Em decorrência de sua importância, tanto em relação a seus diversos usos quanto à
manutenção de sua qualidade, os recursos hídricos são considerados bens comuns, que devem
ser ministrados de forma integrada, garantindo, desta forma, aproveitamento otimizado com
mínimo de conflitos (CALIJURI & BUBEL, 2006).
A falta de saneamento básico é um grande problema a nível mundial e o primeiro
problema ambiental no Brasil, com graves implicações higiênico-sanitárias, econômicas e
sociais e que carecem de aplicação do gerenciamento de formas integrada dos recursos
hídricos. Outro problema é a infiltração no solo. Como na maior parte das cidades não existe
sistema de tratamento, os esgotos domésticos são infiltrados no solo, o que pode ocasionar a
contaminação das águas subterrâneas (VAN KAICK, 2002).
Uma forma de atenuar estes problemas inclui o uso de vegetação para remediação de
águas servidas, o que representa uma das potencialidades da manutenção da qualidade dos
recursos hídricos, podendo ser considerada uma forma sustentável de gerenciamento
integrado dos mesmos (COSTA, 2004).
A fitorremediação, tecnologia que desperta grande interesse mundial surge, neste
contexto, como uma alternativa para o tratamento de efluentes (COSTA, 2004).
Em alagados naturais a vegetação atua como um filtro vivo, retirando os nutrientes e
dando condições para a retenção e transformação da matéria orgânica presente nos esgotos.
São os casos dos filtros de areia e das valas de filtração (geralmente para pequenas vazões), e
das chamadas terras úmidas (alagados ou zona de raízes), que podem ser naturais ou
construídos (VALENTIM, 2003).
O uso combinado de tecnologias simples e de baixo custo, como reatores anaeróbios e
wetlands construídos (WC) para tratamentos primários, secundários e terciários destas águas,
já tem sido testado por diversos autores (ANDRADE NETO, 1997; ALMEIDA 2005;
15
SEZERINO et al., 2003; OLGUÍN et al., 1994; SOUZA et al., 2000; NUVOLARI, 2003;
CHERNICHARO, 1997). Associando-se a essa tecnologia métodos simples de desinfecção,
pode-se tornar possível o reaproveitamento de efluentes tratados no local, minimizando assim
o consumo de água.
A utilização de wetlands construídos como tratamento complementar na remoção de
nutrientes vem sendo estudado desde a década de 80, por inúmeros grupos de pesquisa no
intuito de desenvolver formas e arranjos para promover a depuração da matéria carbonácea,
além de polimento ou remoção de nutrientes (PHILIPPI e SEZERINO, 2004).
A utilização de espécies vegetais (macrófitas aquáticas) no tratamento de esgoto neste
wetlands representa uma tecnologia considerada uma alternativa eficiente, e de baixo custo,
comparado aos sistemas convencionais, especialmente os tanques sépticos (PARKINSON et
al., 2004). Esses sistemas podem ser implantados no local onde o esgoto é gerado, são
facilmente operados, economizam energia e são mais flexíveis e menos susceptíveis a
variações nas taxas de aplicação de esgoto (SOLANO et al., 2004). Possuem uma
harmonização com o ambiente e são caracterizados como tecnologia apropriada e auto-
sustentável (PRESZNHUK et al., 2003).
Conforme o Programa Internacional de Biologia – IBP, macrófita aquática é a
denominação mais adequada para caracterizar vegetais que habitam desde brejos até
ambientes verdadeiramente aquáticos, dessa forma incluem vegetais desde macroalgas até
plantas vasculares (GENTELINE, 2007).
A utilização de wetlands com estas espécies vegetais são uma resposta válida para a
falta de tratamento das águas residuais, que afeta principalmente as zonas rurais do Brasil.
Nessas áreas não existem problemas de falta de espaço, mas há necessidade de tecnologias
simples, econômicas e que exigem pouca energia, e o uso destes sistemas destacam-se como
uma ótima alternativa, viável, natural, sustentável e eficaz.
Os wetlands construídos têm como principais componentes o meio suporte (solo,
areia, brita ou outro material), as espécies vegetais (macrófitas aquáticas) e os
microrganismos presentes nas raízes das macrófitas que são responsáveis pela remoção dos
contaminantes da água residuária (PHILIPPI E SEZERINO, 2004).
Para Tanner (2001), as macrófitas aquáticas têm os seguintes papéis na remoção de
poluentes: facilitar a transferência de gases (O2, CH4, CO2, N2O e H2S) do sistema; estabilizar
a superfície do leito, pela formação de denso sistema radicular, protegendo o sistema do
processo erosivo e impedindo a formação de canais de escoamento preferencial na superfície
do WC; absorver macronutrientes (P e N, principalmente) e micronutrientes (incluindo
16
metais); suprir, com subprodutos da decomposição de plantas e exsudados das raízes, carbono
biodegradável para possibilitar a ocorrência do processo de desnitrificação; atuar como
isolante térmico nas regiões de clima temperado; e proporcionar habitat para vida selvagem e
agradável aspecto estético, onde os banhados naturais foram destruídos ou para melhoria no
aspecto estético de unidades de tratamento de residências, hotéis, hospitais e indústrias, por
exemplo.
Em relação a estas vantagens, o emprego de wetlands naturais ou construídos está
sendo uma tecnologia global para o controle da poluição das águas. Levantamentos indicam
que mais de 6000 WC estão tratando efluentes domésticos e industriais na Europa
(MULAMOOTTIL et al., 1998). Em alguns paises como o Brasil, a utilização desta
tecnologia ainda é pouca, mas aos poucos vem ganhando espaço para tratamento e controle da
poluição (KNIGHT & KADLEC, 2000).
Os wetlands construídos podem ser classificados de acordo com o grupo ecológico da
macrófita aquática predominante, sendo que as espécies mais utilizadas são as emersas
(folhagem principal em contato com o ar e com raízes fixadas no solo), em menor escala,
porém também utilizadas, as flutuantes (fixadas ou não ao fundo, com folhagem flutuante na
lâmina d’água), e as submersas (crescimento sob a água e podem estar fixas ou não por raízes)
(HENRY-SILVA e CAMARGO, 2008).
De acordo com Philippi e Sezerino (2004), as macrófitas aquáticas auxiliam no
tratamento terciário para remoção de nutrientes, sendo o fósforo e o nitrogênio incorporados à
biomassa das plantas. De forma sucinta a ação dessas plantas dentro desse sistema depurador
pode ser descrita como sendo o transporte de oxigênio para a rizosfera, a absorção de
nutrientes e metais pelas plantas, a adsorção de partículas pelo sistema radicular das plantas e
o transporte de oxigênio para a rizosfera.
Dentre os aspectos positivos de implantação deste elemento, pode-se destacar o baixo
custo de implantação, a alta produção de biomassa que pode ser utilizada na produção de
ração animal, e a alta eficiência de melhoria dos parâmetros que caracterizam os recursos
hídricos (PHILIPPI e SEZERINO, 2004).
Na distribuição da água residuária pelo leito deve se buscar a simplicidade de
manutenção e operação. As estruturas de entrada e saída da água de alimentação podem ser
trincheiras cheias de pedras para facilitar a distribuição do afluente por todo o leito, diminuir
o impacto da correnteza sobre o biofilme e garantir a máxima assimilação de poluentes
(SANDES, 2008).
17
Projetos de wetlands devem ser executados de forma a manter uma quantidade de água
adequada que permita o estabelecimento da vegetação escolhida. Porém, mesmo com regimes
hidráulicos intermitentes num wetland construído para tratamento, o uso de vegetação
resistente aos períodos de seca se faz necessário para auto-sustentabilidade do sistema. Os
períodos que estão inundados definem as populações animais e vegetais nos wetlands
(PHILIPPI e SEZERINO, 2004).
Segundo Ferreira et al., (2003), está entre as propriedades dos wetlands a
sedimentação e filtração de sólidos, absorção de matéria orgânica e nutriente, adsorção e
oxidação de metais, simultaneidade na digestão aeróbia e anaeróbia de compostos orgânicos
transformando estes em produtos menos danosos ao meio ambiente inclusive com nutrientes
essenciais para biota dos wetlands.
De acordo com Philippi e Sezerino (2004) o tipo de fluxo hidráulico interno de
wetland também é importante na eficiência no tratamento de efluentes, sendo estes divididos
em dois tipos:
• Wetland de fluxo horizontal (WFH) ou Superficial – Quando é o fluxo que percorre
vagarosamente a superfície do solo e flui no sentido horizontal da entrada até a saída do
wetland, passando pelas zonas aeróbias e anaeróbias.
• Wetland de fluxo vertical (WFV) ou Subsuperficial - Quando o fluxo é distribuído
intermitentemente percorrendo uma tubulação dentro do wetland, próxima do solo, perfurada
e tamponada na sua extremidade, o que obriga o efluente a deslocar-se no sentido vertical (de
baixo para cima) após a sua entrada no wetland.
No wetland construído com fluxo horizontal, as plantas têm duas funções, uma é o
fornecimento de oxigênio e a outra o aumento na condutividade hidráulica. Neste processo
pode-se verificar uma ótima remoção do nitrogênio e fósforo. Já o fluxo vertical, pode ser
utilizado quando houver necessidade da condutividade hidráulica e promoção de um maior
contato com o substrato para crescimento do biofilme, o que gera o aumento do potencial de
degradação dos poluentes implicando ainda na possibilidade de redução de áreas para
implantação deste tipo de tratamento (FERREIRA et al., 2003).
Ainda em relação ao tipo de fluxo, o do tipo horizontal é o mais indicado para
períodos iniciais de remoção de sólidos em suspensão, DBO e bactérias, enquanto o de fluxo
vertical é mais eficiente na complementação da nitrificação por apresentar maior incremento
de oxigênio para o substrato (ECOCELL, 1999).
18
As espécies vegetais mais comuns utilizadas para o tratamento de efluentes são das
famílias Juncáceas, Ciperáceas, Tifáceas, e Gramíneas, e os gêneros mais utilizados são
Typha spp, Juncus spp, Phragmites spp, e Scirpus spp (PHILIPPI e SEZERINO, 2004).
Segundo Avelar (2008) as principais espécies de macrófitas aquáticas utilizadas no
tratamento de efluentes são: Flutuantes: Eichhornia crassipes (Mart) Solms, Azolla
caroliniana Willd, Pistia stratiotes L., Lemna minor L, Lagorosiphon major (Ridley) Moss,
Salvinia rotundifolia Willd , Spirodela polyrhiza L., Hydrocotyle umbellata L., Lemna giba L.
Emersas: Scirpus lacustris (L.) Pall., Phragmytes australis Cav. Trin. ex Steud., Typha
domingensis Pers., Typha latifolia L., Typha orientalis Presl, Gyceria máxima (Hartman)
Holmb., Iris pseudacorus L., Colocasia esculenta L.. Submersas: Egeria densa Planch.,
Ceratophyllum demersum Rigid, Elodea muttalli (Planch.) H.St.John.
Mesmo diante da grande variedade de macrófitas aquáticas que podem ser utilizadas
no tratamento de efluentes, alguns aspectos devem ser observados em relação a estes vegetais,
tais como: adaptação ao clima local, taxa fotossintética, capacidade de transporte de oxigênio,
capacidade de assimilação de poluentes, resistência a pragas e doenças, sistema radicular bem
desenvolvido, fácil propagação, crescimento rápido, tolerância a ambiente eutrofizado e fácil
colheita e manejo (BRASIL et al., 2007).
O Brasil possui uma grande biodiversidade de macrófitas aquáticas com grande
potencial para fitorremediação, entretanto, estas espécies ainda são pouco exploradas e poucos
estudos existem no que diz respeito a seus potenciais como fitorremediadoras. Diante deste
fato acredita-se em uma tendência do uso de novas espécies nos wetlands com o objetivo de
testar seu comportamento e sua eficiência no tratamento de esgotos domésticos.
As pesquisas com wetlands construídos na Universidade de Santa Cruz do Sul tiveram
início com as dissertações de Voese (2008) e Freitas (2008). Estas investigações foram
direcionadas para eficiência de redução das cargas poluentes limitantes para os efluentes do
campus universitário, especialmente para ação eutrofizante destes efluentes. No entanto, as
limitações iniciais dos estudos taxonômicos abriram a carência de aprofundamento para as
pesquisas em fenologia.
19
2. Objetivos
2.1. Objetivo Geral
Estudo fenológico da Hymenachne grumosa, na aplicação em wetlands construídos
para o tratamento de efluentes de campus universitário integrando o pós-tratamento de
efluentes secundários de reator anaeróbio da Universidade de Santa Cruz do Sul – UNISC.
2.2. Objetivos Específicos
• Acompanhar a fenologia da macrófita utilizada bem como as variações na biomassa
vegetal e a composição química do tecido vegetal da Hymenachne grumosa;
• Avaliar o potencial de fitorremediação da H. grumosa;
• Verificar a presença de metais pesados;
• Avaliar o potencial de reutilização da biomassa;
• Avaliar a qualidade do efluente dos wetlands cultivado com H. grumosa;
• Relacionar as vantagens ambientais e sociais do reúso da água no sistema piloto
construído e monitorado de acordo com a resolução 128/06 e 129/06 do
CONSEMA/RS e CONAMA 357/05.
20
3. Fundamentação Teórica
3.1. Geração de esgotos domésticos – ênfase em setores de serviços
A falta de saneamento básico é atualmente a causa de um dos mais sérios problemas
ambientais e de contaminação dos recursos hídricos. Segundo dados de alguns autores como
Van Kaick (2002), e dados do IBGE, o esgoto doméstico é responsável por 90% dos
lançamentos que contaminam os corpos d’água. Estas porcentagens ressaltam a importância e
a urgência do desenvolvimento de tecnologias apropriadas para solucionar este problema.
A Organização Mundial de Saúde – OMS (2006) define o saneamento como “o
controle de todos os fatores do meio físico do homem que exercem, ou podem exercer, efeitos
nocivos sobre a saúde, incluindo as medidas que visam a prevenir e controlar doenças
transmissíveis ou não”. De acordo com as estimativas da OMS, mais de 4% da taxa de
mortalidade no mundo corresponde a enfermidades diarréicas, que afetam principalmente
crianças, sendo que 88% dessa taxa têm sua origem na má qualidade dos sistemas de
abastecimento de água e de saneamento e em falta de higiene. Assim, sistemas de
abastecimento de água, de esgotos sanitários, de coleta e destinação adequada de resíduos
sólidos urbanos e das áreas rurais estão diretamente ligados à qualidade de vida da população
(DOMINGOS et al., 2007).
Através de tecnologias apropriadas para este fim, poderá ser minimizada uma das
lacunas do desenvolvimento sustentável, pois o saneamento básico trará uma melhor
qualidade de vida para as populações carentes destes serviços. Esta possibilidade na melhoria
da qualidade de vida viabiliza uma nova perspectiva para os outros setores, como o
econômico e o ambiental (VAN KAICK, 2002).
De acordo com Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE), implantar um
sistema de saneamento básico em todo o Brasil exigiria muito investimento financeiro. Além
de que as condições geográficas na qual o país possui características territoriais urbanas e
21
rurais tornaria isto praticamente inviável. Uma maneira de resolver este problema,
principalmente para a zona rural seria a implantação de sistemas descentralizados, que são
uma forma tecnológica inovadora para o meio ambiente e para a economia.
A adequação das estações de tratamento a esta nova realidade deve se constituir
numa prioridade governamental. Isto é fundamental para que a poluição dos rios, em virtude
do lançamento dos esgotos domésticos e industriais, diminua, proporcionando recuperação da
qualidade das águas retiradas para o abastecimento público (CNTL, 2003).
Os efluentes costumam ser classificados em dois grupos principais: os esgotos
sanitários que são constituídos principalmente por despejos domésticos, uma parcela de águas
pluviais, águas de infiltração e, eventualmente, uma parcela não significativa de despejos
industriais, tendo características bem definidas. Os esgotos domésticos ou domiciliares
provêm principalmente de residências, edifícios comerciais, instituições ou quaisquer
edificações que contenham instalações de banheiros, lavanderias, cozinhas ou qualquer
dispositivo de utilização da água para fins domésticos. Compõe-se essencialmente da água do
banho, urina, fezes, papel, restos de comida, sabão, detergentes, águas de lavagem. E os
efluentes industriais que provêm de qualquer utilização da água para fins industriais e
adquirem características próprias em função do processo industrial empregado (CNTL, 2003).
A Tabela 01 apresenta a tendência de consumo médio de água per capita em cidades
brasileiras.
TABELA 1 - Consumo médio de água para as cidades brasileiras
Cidades População (habitantes) Consumo médio per capita (litros/habitante.dia)
Menores Ate 5.000 100 a 150 Pequenas 5.000 a 25.000 150 a 200 Médias 25.000 a 100.000 200 a 250 Grandes Acima de 100.000 250 a 300
Fonte: NBR-7229/97
Na Tabela 2 abaixo são apresentados os consumos médios de água em alguns
estabelecimentos comerciais, utilizados como referência nas cidades brasileiras.
22
TABELA 2 - Consumo típico de água em estabelecimentos comerciais
Estabelecimento Unidade Consumo médio (L/unid.d) Banheiro público Usuário 10 – 25
Bar Freguês 5 – 15 Escritório Empregado 30 – 70
Indústria – esgoto sanitário Empregado 50 – 80 Loja Banheiro
Empregado 1.000 – 2.000
30 – 50
Fonte: NBR-7229/97
3.2. Legislação Ambiental para efluentes domésticos
A Política Nacional de Meio Ambiente (PNMA) instituída pela Lei 6938 de 1981
menciona o incentivo ao estudo e pesquisa de tecnologias orientadas para o uso racional e a
proteção dos recursos ambientais. Assim, conforme o Manual de Gerenciamento de Resíduos
(2006), na ausência de uma legislação específica, a gestão adequada de resíduos,
considerando o uso eficiente de recursos naturais e visando reduzir e prevenir a poluição deve
seguir os preceitos da Política Nacional de Meio Ambiente.
A Resolução CONAMA 357/2005 capítulo IV Art. 24. estabelece que “Os efluentes
de qualquer fonte poluidora somente poderão ser lançados, direta ou indiretamente, nos
corpos de água, após o devido tratamento e desde que obedeçam às condições, padrões e
exigências dispostos nesta Resolução e em outras normas aplicáveis”. Para que estações de
tratamento de esgoto possam manter a sua eficiência, é preciso, além de um projeto adequado
ao município, a adoção de alguns critérios técnicos na implantação e uma operação que são
requeridos por órgãos ambientais e que permitem o seu bom funcionamento (DOMINGOS et
al., 2007).
As resoluções CONSEMA n º 128/2006 e a 129/2006 fixam novos critérios e padrões
de emissão de efluentes líquidos para as fontes geradoras que lancem seus efluentes em águas
superficiais no Estado do Rio Grande do Sul. Estas resoluções são as principais referencias
para o licenciamento de ETEs no estado. Os padrões de emissão estabelecidos nesta
Resolução se referem tanto a coletas de efluentes realizadas por amostragem simples quanto
por amostragem composta. A vazão dos efluentes líquidos deve ter uma relação com a vazão
de referência do corpo hídrico receptor de modo que o seu lançamento não implique em
qualidade do corpo hídrico receptor inferior àquela estabelecida para a classe na qual ele está
enquadrado.
23
3.3. Fitorremediação
Nos últimos anos, diversos pesquisadores (AVELAR, 2008, PHILIPPI e SEZERINO,
2004; VON SPERLING, 2005) observaram que as associações do tipo anaeróbio + aeróbio
poderiam constituir-se em uma tecnologia eficiente na remoção de matéria orgânica. Em
ambientes alagados, como brejos e mangues, esses processos ocorrem naturalmente, visto que
as plantas desenvolvem papel prioritário na inserção de O2 por meio da região da rizosfera.
Esses pesquisadores reproduziram o processo utilizando leitos cultivados, também
denominados “wetlands” construídos, alagados construídos ou terras úmidas. Este caso
insere-se com sendo um exemplo da chamada fitorremediação.
A fitorremediação é definida como sendo o uso de sistemas vegetais e sua microbiota
com a finalidade remover, capturar ou degradar substâncias tóxicas do ambiente (COSTA,
2004).
De acordo com Costa (2004), estudos comprovaram que espécies vegetais vem sendo
utilizadas como bioindicadores e bioacumuladores de vários poluentes, retirando do ar, solo e
água muitos deles, diminuindo assim seus índices no meio ambiente. Esta taxa de diminuição
irá depender de fatores como clima, natureza dos poluentes e características dos vegetais.
Para os metais pesados, nem sempre a alta concentração dos mesmos no meio
ambiente indica uma alta bioacumulação pelas espécies vegetais, uma vez que a interpretação
dos resultados pode ser complicada e ainda não se encontra totalmente esclarecido o sistema
de retirada via raiz que as espécies vegetais utilizam (COSTA, 2004).
A fitorremediação dos metais pode ser dividida em quatro mecanismos:
• Fitoextração – absorção e acumulação dos metais nos tecidos das plantas.
• Fitoadsorção – adsorção dos metais no sistema radicular, imobilizando os contaminantes.
• Fitoestabilização – libertação para o solo de oxigênio e outros compostos, que podem
imobilizar os metais.
• Rizorremediação – estimulação da biorremediação por fungos ou outros microrganismos
localizados no sistema solo-raiz.
A acumulação de metais pelas plantas só é eficiente se o contaminante for depois
removido do solo, através, por exemplo, da colheita da matéria vegetal. Se a maior parte dos
metais pesados capturados se localizarem na parte aérea das plantas, a colheita poderá ser
realizada utilizando os métodos de agricultura tradicionais. Em geral, é necessário colher as
plantas antes da queda das folhas, ou antes, da sua morte e decomposição de modo que os
24
contaminantes não se dispersem ou retornem ao solo. Depois da colheita, a biomassa deverá
ser processada para extração e recolha da maior parte dos metais. Para alguns metais, o valor
dos mesmos extraídos pode incentivar a remediação (COSTA, 2004).
Alternativamente, o volume ou o peso da biomassa pode ser reduzido por meio de
processos térmicos, físicos, químicos ou microbianos. No caso da queima das plantas, por
exemplo, a energia produzida representa uma valorização econômica do processo. As cinzas
podem ser tratadas como um minério, do qual pode ainda ser extraída a contaminação
metálica, especialmente se as cinzas estiverem enriquecidas em apenas um ou dois metais
(MANT, 2001).
Algumas espécies de vegetais são apropriadas para fitorremediação. Plantas que são
cultivadas hidroponicamente desenvolvem sistemas de raízes maiores, propiciando uma maior
aérea de superfície para absorção dos poluentes (COSTA, 2004 e MANT, 2001).
O território brasileiro é rico em espécies vegetais com grande potencial para
fitorremediação e hidroponia; entretanto, estas espécies ainda são pouco exploradas e poucos
estudos existem no que diz respeito a seus potenciais como fitorremediadoras.
A fitorremediação como todo o sistema pode possuir algumas limitações, estas estão
expostas na Tabela 3.
TABELA 3 - Vantagens e limitações da Fitorremediação.
Vantagens Limitações
Baixo custo Os metais são remediados, se estiverem ao alcanço das raízes.
Melhoria da paisagem Tecnologia ainda em desenvolvimento e, portanto, ainda não aceita por organismos reguladores.
Reduzido impacto ambiental Tratamento mais lento que as técnicas físico-químicas tradicionais (mesmo tempo de crescimento da planta).
Aceitação pelo público Se as concentrações de metais é muito tóxica, a vegetação pode não se desenvolver.
O produto final (planta) pode ser valorizado economicamente. Reciclagem dos metais.
Conhece-se pouco sobre o cultivo, genética, reprodução e as doenças das plantas fitorremediadoras.
Processo mais facilmente controlado do que com os microorganismos
Pode haver propagação da contaminação na cadeia alimentar se as plantas acumuladoras forem ingeridas por animais.
Tecnologia que fornece a sua própria energia (fotossíntese)
Se as plantas liberarem compostos que permitam o aumento da mobilidade dos metais estes em vez de serem assimilados pelas plantas podem ser lavados pelas águas subterrâneas.
A colheita das plantas que acumulam os metais pesados é fácil de realizar com a tecnologia existente
As plantas geralmente são seletivas nos metais a remediar, embora possam remediar mais de um metal.
Fonte: Adaptado de COSTA (2004)
25
3.4. Wetlands Construídos (WCs)
3.4.1. Características dos wetlands
Wetlands construídos (Figura 1) são cópias artificiais de alagados naturais (Figura 2),
que são ecossistemas naturais parcial ou totalmente inundados durante o ano, conhecidos
como várzeas de rios, igapós, pântanos, manguezais, entre outros, e utilizam ao máximo os
ciclos biogeoquímicos que normalmente ocorrem nestes sistemas com o propósito de tratar
águas residuárias (SANTIAGO et al., 2005).
Os alagados naturais propiciam os processos de autodepuração por estarem
constantemente inundados. Possuem uma vegetação adaptada à vida em áreas embrejadas,
possuindo grande importância ecológica e auxiliando na melhoria ou manutenção de bons
FIGURA 2 - Alagado natural Fonte: fotos a e b (www.viewimagem.com, 2010); foto c (autora, 2010).
a b c
FIGURA 1 – Wetlands Construídos Fonte: a) SEZERINO et al, 2005; b) e c) www.viewimagem.com. 2010.
a b c
26
padrões de qualidade da água. Trata-se de um ecossistema equilibrado, com a reciclagem de
nutrientes através da interação entre água, vegetais e solo, obtida através de processos
biogeoquímicos (SANDES, 2008).
Também apresentam uma larga função como, armazenamento de água, controle de
inundações, produção de madeira, disposição de resíduos, purificação da água através das
macrófitas aquáticas, hábitat para diversas espécies de animais e vegetais, recreação e entre
outros (COSTA, 2004).
Os primeiros experimentos utilizando alagados naturais foram realizados na
Alemanha, em 1952, no Max Planck Institute (COSTA, 2004). Outros pesquisadores como
Santiago et al., (2005) traz informações que corroboram a idéia de que os alagados naturais
têm sido utilizados para tratamento e disposição de águas residuárias provavelmente há tanto
tempo quanto as águas residuárias têm sido coletadas.
O uso de alagados construídos (wetlands) para o tratamento secundário e terciário
visa, sobretudo, propiciar a conservação destes sistemas alagados naturais otimizando os
resultados para o tratamento de poluentes como a matéria orgânica, reciclando nutrientes e
melhorando a qualidade do efluente a ser tratado (SANTIAGO et al, 2005).
De acordo com Santiago et al., (2005), em uma das definições mais aceitas hoje, os
wetlands devem ter uma ou mais das três características descritas: a) apresentar, pelo menos
periodicamente, predominância de macrófitas; b) ter como substrato dominante um solo
hidromórfico não-drenado; e, ou, c) ter um substrato inorgânico, por exemplo, pedregulho,
saturado ou encoberto pelo lençol freático durante algum tempo durante a época de
germinação a cada ano.
Os diferentes tipos de efluentes tratados com wetlands podem ser visualizados na
Tabela 4.
27
TABELA 4 – Tipos de efluentes tratados com wetlands
Tipo de Efluente Autores
NAIME E GARCIA, 2005; ABRAHÃO, 2006; SOUSA et al., 2000; FREITAS, 2006; TONANI, 2008; COSTA, 2004. BRASIL et al., 2008; SALATI et al., 1999; BRIX, 1993; SALATI et al., 1999. SOUZA et al., 2000. PHILIPPI et al., 2007;
Industrial Doméstico Agropecuária HENRY-SILVA E CAMARGO, 2008; KACZALA, 2005;
GENTELINI, et al., 2008; BARTHEL, 2007.
Percolados de aterro sanitário BRITO-PELEGRINI et al., 2007. VALENTIM, 2003
Viveiros OLIVEIRA, 2008;
Dentre os aspectos positivos de implantação deste elemento, pode-se destacar o baixo
custo de implantação, a alta produção de biomassa que pode ser utilizada na alimentação
animal, e a alta eficiência de melhoria dos parâmetros que caracterizam os recursos hídricos
(PHILIPPI e SEZERINO, 2004).
Devido a essas vantagens, estes sistemas estão sendo bastante utilizados em
comunidades rurais de países desenvolvidos e apresentam tecnologia apropriada para uso em
países em desenvolvimento (VAN KAICK, 2002).
Apesar das inúmeras vantagens que os wetlands podem apresentar, esta tecnologia
ainda é nova no Brasil, mas vem ganhando espaço na área da Tecnologia Ambiental,
principalmente em pesquisas de diversas universidades. Os primeiros estudos no Brasil com
wetlands foram realizados na Amazônia e em 1982, Salati e colaboradores construíram o
primeiro wetland artificial em Piracicaba com resultados satisfatórios (CUNHA, 2006).
A Tabela 5 mostra as principais informações sobre os componentes de um wetland.
28
TABELA 5 – Principais componentes dos wetlands
Solo Plantas Regime hidráulico Fauna
Atua como suporte físico para as plantas
Produzem o carbono capaz de manter as
comunidades microbianas
heterotróficas
Determina a saturação do solo
Composta por bactérias, fungos, protozoários e
animais.
Disponibiliza maior área superficial reativa
Aumenta a área de contato e aderência do biofilme por meio de
raízes, caules e rizomas.
Determina a via bioquímica
predominante do processo: aeróbia,
anaeróbia e anóxica.
Promove a manutenção das condições de vida no meio (circulação de
nutrientes)
Serve como meio de aderência para a
população microbiana
Impede a colmatação do solo
Indica as condições de oxigenação
Promove simbiose com outros organismos
Promove a remoção de compostos orgânicos e
inorgânicos por processos físicos e
químicos
Transportam oxigênio ate as raízes
promovendo condições aeróbias
É uma ferramenta mundial de
classificação dos WCs naturais ou construídos
Os organismos quimio-autotróficos associam-
se a remoção de matéria orgânica e
transformações de nitrogênio
Fonte: Adaptado de PHILIPPI e SEZERINO (2004).
Os wetlands se destacam ainda por apresentarem fontes de energias alternativas, não
sendo dependentes dos sistemas convencionais. Nos sistemas naturais, embora a quantidade
energia requerida seja a mesma, as fontes são energias renováveis como, radiação, cinética de
ventos, energia química das águas e gradiente hidráulico (PHILIPPI E SEZERINO 2004).
3.4.2. Macrófitas aquáticas utilizadas em wetlands
Segundo Van Kaick (2002) as plantas, independente do gênero a que pertençam,
devem ter no mínimo características básicas como: aerênquimas bem desenvolvidos no caule
que levam o oxigênio captado nas folhas através do caule chegando até a raiz, permitindo
desta forma que o oxigênio da atmosfera tenha contato com a raiz da planta (Figura 3), e
raízes que devem ser em forma de cabeleira. Como as estações de tratamento de esgoto por
meio de wetlands sempre vão estar com o solo inundado com água do esgoto, faz-se
necessário ter plantas com uma rede de aerênquimas bem desenvolvidas e raízes cabeleira
para aumentar a zona de contato para poder tratar a demanda de esgoto destas estações (VAN
KAICK 2002).
29
Também Seitz (1995) aconselha que as plantas, além de apresentarem as
características descritas, devem ser de preferência nativas da região ou da área de instalação
da ETE.
As regiões alagadas são habitadas por diferentes tipos de plantas adaptadas para o
crescimento na água e em solos saturados, cujas denominações são as mais diversas como
hidrófitas, macrófitas aquáticas, hidrófitas vasculares, plantas aquáticas e plantas aquáticas
vasculares (AVELAR, 2008).
O termo de macrófitas aquáticas de acordo com o Programa Internacional de Biologia
(IBP) é o mais adequado para plantas que habitam desde brejos até os ambientes
verdadeiramente aquáticos. Logo, é importante ressaltar que essa designação é genérica, sem
necessariamente haver relação taxonômica, apresentando conotação meramente ecológica
(GENTELINE, 2007).
Estas plantas estão divididas nas seguintes categorias: 1) Flutuantes: podem estar
fixadas ou não ao fundo e sua folhagem principal flutua a superfície da água; 2) Submersas:
crescem sob a água e podem estar fixas por raízes; 3) Emersas: sua folhagem principal está
em contato com o ar e as suas raízes estão fixadas ao solo, representadas na figura 4
(HENRY-SILVA e CAMARGO, 2008).
FIGURA 3a – Aerênquimas da folha de Cladium mariscus.
FIGURA 3b – Aerênquimas de caule de Taboa (Typha sp) .
Fonte: Adaptado de VAN KAICK (2002).
FIGURA 3c – raiz cabeleira
Fonte: LORENZI (2000)
Fonte: Adaptado de BELTRÃO (2006).
30
Figura 4 - Tipos ecológicos de macrófitas aquáticas utilizadas em wetlands. (a) Scirpus lacustris, (b) Phragmites australis, (c) Typha latifolia, (d) Nymphaea alba, (e) Potamogeton gramineus,(f) Hydrocotyle vulgaris, (g) Eichhornia crassipes, (h) Lemna minor, (i) Potamogeton crispus e (j) Littorella uniflora. (Fonte: BRIX and SCHIERUP, 1989).
Segundo Van Kaick (2002), existem 150 espécies de plantas conhecidas para serem
utilizadas em wetlands. Destas 150 espécies o autor sugere as espécies, Phragmites australis
Cav., Typha latifolia L., Acorus calamus L., Iris pseudacorus L., e Schoenoplectus lacustris
L., com resultados comprovados.
Várias são as espécies testadas para o uso em processos de tratamento de águas
residuárias, sendo as mais utilizadas apresentadas na Tabela 6.
TABELA 6 – Algumas espécies de macrófitas testadas para o uso em processos de tratamento de águas residuárias.
Plantas emergentes Plantas submergentes Plantas flutuantes Sciprus sp. Elodea nuttallii Planchon. Lemna sp.
Phragmites australis Cav. Egeria densa Planchon. Spirodela sp. Typha sp Ceratophyllum demersum
Rigid. Eichhornia crassipes Mart.
Canna flaccida Salisb. Wolffia arrhiza L. Eleocharis sp Azolla caroliniana L.
Juncus sp. Fonte: Adaptado de AVELAR (2008).
O grupo mais comum usado em wetlands são as macrófitas - gramíneas forrageiras.
São plantas extremamente influenciadas pelas variáveis ambientais, a luz, a temperatura e a
disponibilidade de água são os principais fatores climáticos que afetam o desenvolvimento
vegetativo e o florescimento das espécies forrageiras (LORENZI, 2000).
31
A qualidade de uma forragem tem sido frequentemente avaliada em termos de
digestibilidade e, ou, composição química de sua matéria seca ou orgânica. Porém, o
rendimento forrageiro e o valor nutritivo são influenciados por vários fatores, entre eles a
espécie, os fatores climáticos, a disponibilidade de nutrientes, a fração da planta, a idade
fisiológica e a modalidade de uso (ABRAHÃO, 2006).
Nas macrófitas podem ser observadas três zonas distintas (Figura 5). Na rizosfera, ao
redor das raízes e dos rizomas das plantas é formada uma zona aeróbia. Nesta zona existe uma
intensa vida microbiológica. Esta é favorecida pela capacidade de transporte do oxigênio
atmosférico pelas plantas emergentes (folhas, caules e hastes) até a zona de raízes, onde
ocorre a oxidação da matéria orgânica pelas bactérias heterotróficas e a oxidação do
nitrogênio amoniacal a nitrito e a nitrato pelas bactérias autotróficas, com a volatilização da
amônia. A remoção de nitrogênio do efluente oscila entre 16 e 75% (MAZZOLA, 2003).
Na zona anóxica, ocorre a transformação do nitrato em nitrito e posteriormente em
nitrogênio gasoso, pelas bactérias heterotróficas, com a oxidação da matéria orgânica
utilizando o nitrato como receptor de elétrons (MAZZOLA, 2003).
Na zona anaeróbica, os índices de remoção de carga orgânica são alcançados devido à
alta capacidade de decomposição das bactérias anaeróbicas (MAZZOLA, 2003).
Com a liberação de oxigênio pelas raízes na água, ocorre oxidação das substâncias.
Mas o processo mais importante que suporta a base científica do uso das enraizadas é a
simbiose entre as plantas e os microrganismos presentes. Como na rizosfera ocorre uma
justaposição entre uma região aeróbia e outra anóxica, com a presença de nitrato, ocorre o
desenvolvimento de várias bactérias que executam o processo de nitrificação-desnitrificação
(NAIME e GARCIA, 2005).
FIGURA 5 – Detalhe da rizosfera e do transporte de oxigênio para as pontas das raízes. Fonte: Adaptado de CUNHA (2006).
32
A introdução do oxigênio no solo é necessária para que ocorram os processos de
oxidação da matéria orgânica, carboidratos e elementos que podem ser nocivos para as
plantas, assim como metais pesados e gases a base de enxofre. Ao redor da raiz ocorre um
adensamento de bactérias, formando o chamado biofilme (Figura 6), que realizam a
decomposição da matéria orgânica, através da oxidação.
As macrófitas também atuam como armazenadoras de nutrientes, influenciando as
características físico-químicas dos corpos d’água. Em regiões tropicais, estes vegetais atuam
como fornecedores de matéria orgânica para a cadeia detritívora, sendo responsáveis muitas
vezes por mais de 50% do material orgânico dos ambientes aquáticos através dos processos de
decomposição e ciclagem de nutrientes (FERREIRA, 2005).
Cancian (2007) cita em seu trabalho a importância das macrófitas para com os
ambientes aquáticos evidenciada também por Henry-Silva & Camargo (2008). Tais estudos
são de grande importância para o conhecimento da ecologia das diferentes espécies de
macrófitas aquáticas e para o conhecimento dos fatores ecológicos que podem atuar como
fatores condicionantes do crescimento destes vegetais.
A Tabela 7 destaca, resumidamente, as propriedades das macrófitas e suas ações
atribuídas em sistemas de wetlands construídos.
FIGURA 6 – Representação do biofilme associado ao sistema radicular. Fonte: Adaptado de SEZERINO et al., (2005).
33
TABELA 7 – Propriedades das macrófitas e suas funções.
Propriedade da Macrófita
Função no Processo de Tratamento
Tecido das partes emergentes
Armazenar nutrientes Reduzir o crescimento do fitoplâncton Reduzir a velocidade do vento – evitando a poluição do ar com levantamentos de partículas Tornar o sistema esteticamente satisfatório Servir de isolante térmico durante o inverno.
Tecido das partes submersas
Efeito filtrante Reduzir a velocidade do fluxo – aumentando a sedimentação Promover área superficial para o desenvolvimento de biofilme Excretar oxigênio fotossintético – aumentando a degradação aeróbia Absorver nutrientes
Raízes e rizomas no sedimento
Liberar oxigênio – aumentando a degradação e a nitrificação Liberar antibióticos Estabilizar a superfície do sedimento – diminuindo a erosão Prevenir a obstrução do meio em sistema de fluxo vertical Absorver nutrientes
Fonte: Adaptado de BELTRÃO (2006).
Segundo Philippi e Sezerino (2004,) o papel da vegetação nos wetlands é de tolerar os
ambientes saturados, apresentar boa adaptabilidade e potencial de crescimento, promover
boas condições para o processo físico de filtração, promoção de área disponível para
aderência de microrganismos nas raízes, melhorar a condição para sedimentação dos sólidos
presentes, evitar que os ventos movimentem a massa líquida impedindo a re-suspensão de
sólidos depositados e principalmente a retirada de nutrientes para aporte nutricional das
plantas e auxiliar no tratamento terciário para remoção de nutrientes, sendo o fósforo e o
nitrogênio incorporados à biomassa das plantas.
3.5. Estação de Tratamento de Esgoto (ETE) por meio de Wetlands Construídos (WCs)
O reator anaeróbio UASB de manta de lodo em regiões tropicais possui grande
potencial utilizado para tratar esgotos. Este remove cerca de 70% de material carbonáceo com
TDH relativamente pequeno, 0,25 dias. Mas o efluente advindo desse reator necessita de um
34
pós-tratamento para poder remover matéria orgânica insolúvel e nutrientes como fósforo e
nitrogênio. Por isso, é de suma importância estudos para tratar esse efluente, para que não
cause danos ao meio ambiente. Nesse sentido, nessas últimas décadas, em vários países do
mundo estão sendo feitas pesquisas utilizando os wetlands para tratamento de esgotos
domésticos (VAN KAICK, 2002).
Os wetlands com macrófitas aquáticas são utilizados como tratamento secundário e
terciário, especialmente quando se trata de efluentes domésticos de composição complexa.
Mas torna-se necessário sempre um tratamento primário para impedir acumulações de sólidos.
A estação de tratamento utilizando wetlands é um sistema físico-biológico, com estrutura de
biofiltro, constituído por raízes. Neste sistema, o esgoto é lançado, por meio de uma rede de
tubulações instaladas na área plantada, ou seja, na zona de raízes. Esta área plantada deve ser
dimensionada de acordo com a demanda de esgoto prevista para a situação pré-determinada
(VAN KAICK, 2002).
As plantas utilizadas em wetlands neste tipo de ETE devem ser plantadas sobre um
filtro físico estruturado por uma camada de brita. Esta camada de brita encontra-se sobre outra
camada do filtro composta de areia. Esta camada de areia que compõe o filtro físico da ETE
ocupa o espaço entre o fundo do filtro e a camada de brita. Esta camada de areia, que deve
possuir uma granulométria de média para grossa (VAN KAICK, 2002). Esquema
representado pela Figura 7.
As variações da configuração mostrada na Figura 7 incluem subdivisões de sistemas
de lâmina livre ou escoamento superficial e sistemas de escoamento subsuperficial, podendo
ser agrupados em três classes: fluxo superficial (FS) e fluxo subsuperficial (FSS), sendo este
Zona de raízes
Material filtrante Brita e Areia
Zona de entrada
Zona de saída
Efluente final
Efluente inicial
Macrófitas
FIGURA 7 – Representação do corte longitudinal de um filtro plantado com macrófitas. Ilustrador: Adriane Texeira, (2010).
35
horizontal ou vertical e de sistema misto como mostra a Figura 8 (KADLEC e KNIGHT,
1996).
Os sistemas de fluxo superficial (FS) apresentam um fluxo sobre a superfície, com
uma altura de lâmina d’água tipicamente menor que 0,4 m, passando através da vegetação de
macrófitas aquáticas emergentes. Essa condição melhora a hidráulica do sistema e aumenta a
provisão de hábitat para a vida selvagem (KADLEC & KNIGHT, 1996).
Nos sistemas de fluxo subsuperficial (FSS) horizontal ou vertical não há uma coluna
d’água sobre a superfície do terreno. O fluxo de águas residuárias passa pelo substrato, onde
entra em contato com uma mistura de bactérias facultativas associadas com o substrato e com
as raízes das plantas. A altura do substrato é tipicamente menor que 0,6 m (KADLEC e
KNIGHT, 1996).
Devido às suas características de funcionamento, os sistemas de wetland FS e FSS
apresentam eficiências distintas quanto à remoção dos poluentes mais comuns presentes nas
Figura 8a - Sistema de wetland de fluxo superficial, FS. (ANJOS, 2003)
Figura 8b - Sistema de wetland de fluxo subsuperficial, FSS Horizontal (FH). (ANJOS, 2003).
Figura 8c - Sistema de wetland de fluxo sub-superficial, FSS Vertical (FV). (ANJOS, 2003).
Figura 8d - Sistema de wetland híbrido ou misto (FH + FV) (ANJOS, 2003).
36
águas residuárias. Nos primeiros, a extensão de remoção de matéria orgânica e dos sólidos
suspensos é maior devido à alta eficiência hidráulica do sistema, caracterizada por baixas
velocidades de fluxo e elevado tempo de detenção hidráulica. Já nos FSS, acontece a maior
remoção dos nutrientes nitrogênio e fósforo e de metais pesados, devido à grande variedade
de processos que ocorrem dentro do solo (USEPA, 2000).
Um estudo apresentado em 2004 pela Water Environmental Research Foundation
(WERF) mostrou que os sistemas FSS são mais usados que os FS para tratamento de esgotos
de pequenas comunidades. O principal motivo verificado foi que os FSS, por não
apresentarem uma superfície de água exposta, minimizam uma eventual exposição do público
a patógenos. Nelson et al., (2003) também chamam a atenção para esse fato e assinalam ainda
dois pontos importantes: os FS têm fama de potencial fonte de odor e podem apresentar
proliferação de mosquitos.
3.5.1. Mecanismos para redução de cargas poluidoras nos Wetlands Construídos
Os wetlands construídos têm como objetivo simular as condições ideais de tratamento
dos alagados naturais, com as vantagens de oferecerem flexibilidade quanto à escolha do local
de implantação, às condições de otimização da eficiência de remoção de matéria orgânica e de
nutrientes, ao maior controle sobre as variáveis hidráulicas e à maior facilidade quanto ao
manejo da vegetação (KADLEC & KNIGHT, 1996; SOLANO et al., 2004).
A depuração promovida pelos wetlands utiliza processos físicos, químicos e
biológicos para que os diversos constituintes sejam retirados da massa líquida. Os
mecanismos citados na Tabela 8 são encontrados na maioria das configurações de wetlands.
37
TABELA 8 – Mecanismos de depuração de WCs para tratamento de águas residuárias.
Constituintes dos esgotos Mecanismos de remoção
Sólidos suspensos Sedimentação
Filtração
Material orgânico solúvel Degradação microbiológica – aeróbia
Degradação microbiológica – anaeróbia
Nitrogênio
Amonificação seguido de nitrificação e denitrificação microbiana
Retirada pela planta Adsorção
Volatilização da amônia
Fósforo Adsorção
Retirada pela planta
Metais
Complexação Precipitação
Retirada pela planta Oxidação/ redução microbiana
Patógenos
Sedimentação Filtração Predação
Fonte: Adaptado de COOPER et al., (1996).
Segundo Ferreira et al., (2003), estão entre as propriedades dos wetlands a
sedimentação e filtração de sólidos, absorção de matéria orgânica e nutriente, adsorção e
oxidação de metais, simultaneidade na digestão aeróbia e anaeróbia de compostos orgânicos
transformando estes em produtos menos danosos ao meio ambiente inclusive com nutrientes
essenciais para biota dos wetlands.
A eficiência de remoção varia de efluente para efluente. A Tabela 9 apresenta
parâmetros de remoção médios obtidos em sistemas de tratamento existentes nos EUA e na
Europa, para esgotos domésticos.
38
TABELA 9 – Eficiência de remoção de poluentes em wetlands
Parâmetro Remoção (%)
DQO 80 – 98%
DBO5 80 – 98%
Sólidos Suspensos Totais 90 – 98%
Nitrogênio Total 60 – 90%
Fósforo Total 60 – 90%
Coliformes Totais 99,9%
Coliformes Fecais 99,9%
Fonte: Adaptado ECOCELL, 1999.
Um resumo das características e eficiências de remoção de poluentes de alguns
wetlands experimentados no Brasil é apresentado na Tabela 10.
TABELA 10 - Características e eficiências de remoção de wetlands estudados no Brasil.
Referência Bibliográfica e tipo de efluente
Meio suporte - fluxo
Vegetação Parâmetros e eficiências de remoção
Voese (2008) – efluente primário de esgoto doméstico + UASB.
Britas e areia com diferentes dimensões –
FH
Capim Napier e Typha sp
DQO: 72% de redução,
Nitrogênio amoniacal: 65% de redução
Zanella et al., (2009) – esgoto doméstico, Wetland-construído como pós-tratamento de esgotos
Brita nº1- FH Sub-superficial
Cyperus papirus Remoção de 62±27 % para DQO e 49±45 % para DBO; 71 % para sólidos em suspensão.
Pitaluga et al., (2009) – esgoto doméstico e tanque séptico
Brita e areia media e grossa
FH sub-superficial
lírio-do-brejo (Hedychium
coronarium J. König) e taboa (Typha
angustifolia L.).
Remoção de DBO de 90,7%, DQO de 81,1% e dos Coliformes Termotolerantes de 99,99998%.
Sousa et al., (2000) – efluente primário de esgoto doméstico.
Areia grossa lavada - FH
Junco (Juncus sp) MOC (79% a 84%); N (76% a 87%) e P (78% a 100%).
Silva (2007) – tratamento primário de esgotos domésticos
Latossolo vermelho-
amarelo e areia média
FV
Arroz Oryza sativa Remoção de 97 a 99% de DBO, 90 a 98% de SS, 90 a 99% turbidez, 96 a 100% de P, 88 a 94% de N.
Freitas (2008) – esgotos domésticos
Brita e areia FH sub-
superficial
Pennisetum purpureum e Zizaniopsis boraniensis
DQO de 81%, NH4 de 50%
Mazzola (2003) – efluente secundário
Brita - FV Taboa (Typha) SST (60%); N Amon (15%); DQO (80%); P (30%); NO3 (8,06%).
39
Eleocharis sp P (11,42%); NO3 (11,11%); N Amon (10%).
de esgoto doméstico.
Brita - FV DQO (72,4%) e N Amon (36%), SS
(36,2%).
Para esgotos domésticos cerca de 90% da eliminação da DQO ocorre em um período
de 07 dias de detenção em wetland de fluxo superficial. A redução de nutrientes, compostos
de fósforo e nitrogênio, requer um tempo maior de retenção do substrato. Para eliminar os
nutrientes em cerca de 90% é necessária uma retenção de 14 dias de fluxo superficial
(KADLEC & KNIGHT, 1996).
A vegetação em wetlands pode ser a mais variada possível conforme já foi descrito. A
vegetação é a principal responsável pela reciclagem de sais minerais, além de remover metais
pesados e compostos orgânicos. Os mecanismos incluem oxidação e digestão anaeróbia
(MULAMOOTTIL et al., 1998).
Em relação a todos os mecanismos de depuração de carga poluente dos efluentes que
ocorrem nos wetlands se fez prioridade aos metais pesados, pois constituem uma das
investigações deste trabalho.
Os elementos químicos denominados “metais pesados” são motivo de muita
preocupação. Grande parte dos metais presentes nos esgotos são importantes para crescimento
de microrganismos, sendo utilizados como micronutrientes. Entretanto, alguns
micronutrientes como cobre (Cu), selênio (Se) e o zinco (Zn) são tóxicos quando presentes em
altas concentrações no meio. Muitas vezes, porém, a falta destes micronutrientes pode, por
exemplo, limitar o crescimento de algas em ambientes de wetlands construídos, notadamente
naqueles com escoamento superficial (FREITAS, 2006).
Em sistemas de escoamento superficial, particularmente quando não se tem controle
quanto ao fluxo hidráulico, estes metais podem percorrer por toda a cadeia alimentar,
contaminando ou acumulando nos tecidos de diversos seres vivos, vegetais e animais. Mais
recentemente, buscou-se empregar sistemas de escoamento subsuperficial com macrófitas
emergentes mais suscetíveis à acumulação de metais nos seus tecidos, e desta forma reter
esses metais impedindo-os de se difundirem pela água (METCALF & EDDY, 2003).
A natureza química e a biodisponibilidade de um metal, pode modificar-se por meio
da oxidação ou redução; porém, sua natureza elementar continua a mesma. Além disso, em
face da sua natureza tóxica, também não são passíveis de tratamento por degradação
biológica, ao contrário do que ocorre com os contaminantes orgânicos. Por este motivo, os
metais têm grande persistência no meio ambiente. O atual desenvolvimento de tecnologias
40
busca empregar sistemas com macrófitas para que ocorra acumulação de metais em seus
tecidos, retendo-os, impedindo acúmulo na cadeia alimentar e difusão pela água (PHILIPPI &
SEZERINO, 2004).
Os metais são não-degradáveis, podendo atingir toda a cadeia trófica, e concentrações
elevadas podem causar a mortalidade de espécies aquáticas e provocar inúmeras doenças no
ser humano, sendo até letal (FREITAS, 2006). .
Mecanismos físicos, químicos e físico-químicos de retenção de metais nos sedimentos
incluem filtração, imobilização por precipitação oxidativa, sedimentação de metais
particulados, adsorção por troca catiônica, complexação com matéria orgânica e redução de
sulfato. Precipitação de óxidos de metal, seguido de oxidação microbiológica, é um dos
mecanismos mais importantes em wetlands. Metais como cromo (Cr) e cobre (Cu) também
podem ser ligados a argila e óxidos de manganês, alumínio e ferro. A extração de metais
pesados pelas raízes é de papel secundário em wetlands, uma vez que somente pequena
quantidade de metal pode ser removida por este mecanismo. No entanto, as plantas possuem
um ambiente na sua zona radicular que pode proporcionar a imobilização de metais por
processos oxidativos e redutivos. Vários metais, como cálcio (Ca), cobre (Cu), níquel (Ni),
chumbo (Pb) e zinco (Zn) formam combinações quase insolúveis com os sulfetos em
condições anaeróbias. Outros, como Cr, Cu, Pb e Zn, formam complexos químicos fortes com
a matéria orgânica presente na água ou no solo (FREITAS, 2006).
Estudos conduzidos em filtros plantados com a espécie Typha latifolia indicam que
esta reteve diferentes quantidades (expressos em termos percentuais da carga aplicada) de
metais como Pb, Cu, Zn e Cd. Esta retenção apresentou uma distribuição variando entre 50 e
62% no rizoma, 30 a 33% nas folhas e 6 a 10% nas raízes (COOPER et al., 1996).
A acumulação, também conhecido como retirada pela planta, fica evidenciada quando
se relata, em filtros plantados com macrófitas – Typha spp., cargas acumuladas em cerca de
414,9g Pb/ha, 502,9g Cu/ha, 766,9g Zn/ha e 62 g Cd/ha (COOPER et al., 1996).
Associado à acumulação no tecido da planta, outros processos de remoção de metais
pesados, da porção líquida do esgoto submetido ao tratamento, ocorrem simultaneamente nos
filtros plantados com macrófitas. Contudo, a adsorção e as trocas catiônicas, também, são
representativas (COOPER et al., 1996).
A adsorção, portanto, envolve o ligamento de partículas ou substâncias dissolvidas nos
esgotos a sítios ativos nas plantas ou na matriz do material filtrante. Em uma reação
envolvendo troca catiônica, metais positivamente carregados ligam-se aos sítios ativos,
carregados negativamente, dispostos na superfície do material adsorvente. O potencial de
41
troca catiônica de um material filtrante é quantificada através do índice CTC – Capacidade de
Troca Catiônica, o qual mede o número de sítios ativos ligantes por massa ou volume
(expresso usualmente como meq/100g) (COOPER et al., 1996).
Ressalta-se que os metais pesados não são removidos durante o tratamento, mas sim
acumulados ou na massa filtrante ou no tecido das plantas, sendo, portanto um potencial
poluidor. Estudos mais avançados e detalhados devem ser conduzidos sob este ambiente que
retem metais, principalmente quando os wetlands são construídos para o polimento de
percolados de aterros sanitários (chorume), recuperação de áreas contaminadas com água de
drenagem ácida, entre outros.
Numerosas atividades humanas resultam em lançamento de significativa quantidade de
metais (Co, Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn) para o meio ambiente. A emissão destes metais pode ser
por fontes naturais ou antropogênicas através do ar, solo e água. As principais fontes naturais
ocorrem por intermédio do intemperismo das rochas, e as fontes antropogênicas podem ser as
mais variadas. Como exemplo pode-se citar o cádmio que pode adentrar pelos sistemas
aquáticos devido ao intemperismo, à erosão do solo, à aplicação de lodos de esgotos, ao uso
de fertilizantes, aos esgotos domésticos e aos efluentes industriais.
Os metais em águas naturais existem na forma dissolvida, coloidal e em suspensão
(particulada). A proporção destas formas varia, dependendo do metal, das características
físicas e químicas da água (pH, potencial redox, agentes complexantes orgânicos ou
inorgânicos), variando assim a sua toxicidade, sendo a forma iônica livre a mais tóxica. A
toxicidade de alguns elementos pode ser reduzida pela complexação, por exemplo, a matéria
orgânica natural, principalmente o ácido fúlvico e húmico.
Alguns elementos em quantidades traço são essenciais para a biota (Cu, Zn, Co),
podendo ser um fator limitante, mas em concentrações excessivas são tóxicos. Outros
elementos podem ser tóxicos, quando a biota absorve o elemento no lugar do essencial, por
apresentar propriedades químicas semelhantes, mas que bloqueiam atividades funcionais
essências da biomolécula. Por outro lado, a produção primária pode eliminar da coluna de
água metais para o sedimento, especialmente nos casos em que o metal tem preferência em
ligar-se à superfície de material biológico (SIGG, 1987).
A absorção dos metais pelas raízes é aplicada, principalmente, para Cd, Ni, Cu, Zn e
Pb (Figura 9). Para tanto, são utilizadas plantas chamadas hiperacumuladoras, que têm
capacidade de armazenar altas concentrações de metais específicos (0,1 a 1% do seu peso
seco, dependendo do metal). A Taboa, geralmente utilizada em wetlands, não é considerada
uma planta hiperacumuladora, mas possui níveis de acumulação de metais significativos, o
42
que a torna potencialmente interessante para processos de fitorremediação (BELTRÃO,
2006).
FIGURA 9 – Esquema dos mecanismos de plantas hiperacumuladoras. (a) contaminantes no
substrato; (b) contaminantes adsorvidos pela planta. Fonte: Adaptado de BELTRÃO (2006).
3.6. Fenologia
Fenologia é o ramo da Ecologia que estuda os fenômenos periódicos dos seres vivos e
suas relações com as condições do ambiente, tais como temperatura, luz, umidade, entre
outros (LARCHER, 2000).
O estudo fenológico aborda as manifestações fisiológicas e morfológicas das
diferentes fases das plantas, incluindo desde a sua emergência até seu declínio, revelando o
seu comportamento fitossociológico (LARCHER, 2000). Observações fenológicas são
realizadas especialmente em espécies de importância econômica para a compreensão dos
mecanismos que regem suas diferentes fenofases.
O estudo dos padrões fenológicos das macrófitas aquáticas, é de suma importância
para a compreensão da biologia do grupo, podendo servir de subsídios a sua conservação. A
fenologia estuda as fases dos ciclos biológicos das plantas ou animais, bem como sua
ocorrência ao longo do ano, contribuindo para o entendimento da regeneração, reprodução das
plantas, do período de disponibilidade de recursos dentro dos ecossistemas, das interações
planta-animal e a evolução da história de vida dos animais dependentes de plantas para a
alimentação, como os herbívoros, polinizadores e dispersores (LARCHER, 2000).
43
As partes da planta, bem como suas inflorescências, são de fundamental importância
para sua identificação e estudo. A transformação de órgãos da planta, como germinação,
brotação, florescimento, espigamento, desfolhação e maturação (Figura 10) caracterizam-se
como fase da planta (JOLY, 1976). Algumas fases são facilmente observadas, como o
aparecimento ou desaparecimento de órgãos, enquanto que outras, por serem invisíveis e
somente perceptíveis através de exames detalhados, como microscopia ou análises químicas
(BERGAMASCHI, 2010).
A existência de um organismo é determinada por uma faixa denominada limite de
tolerância, ou seja, os limites mínimos e máximos de determinados fatores ambientais, tais
como, temperatura, luminosidade e nutrientes, dentre os quais um organismo consegue viver e
se reproduzir (ODUM, 1988). O conhecimento destes fatores é de grande importância em
estudos sobre produção primária de macrófitas aquáticas, uma vez que estes vegetais podem
FIGURA 10 – Poaceae (Gramineae). Fig. 1 – Bambusa. Aspecto geral de touceira. Figs. 2-3 – Arundinaria. 2 – Espiguilha. 3 – Flor. Fig. 4 – Imperata. Aspecto geral de planta. Fig. 5 – Melinis. Parte da planta. Fig. 6 – Paspalum. Parte da planta. Fig. 7 – Panicum (Hymenachne). Inflorescência. Fig. 8 – Zea. Planta inteira. Fig. 9 – Setaria. Inflorescência. Fig. 10 – Esquema de espiguilha. Figs. 11-12 – Poá. 11 - espiguilha. 12 – Flor aberta. Fig. 13 – Diagrama floral teórico. Fonte: (JOLY, 1976).
44
em condições próximas aos seus limites de tolerância realizar somente os processos
fotossintéticos suficientes para a sua sobrevivência. Por outro lado, pode ocorrer um
incremento na produção primária e consequentemente um aumento da reprodução sexuada e
vegetativa quando as características ambientais são favoráveis. Quando isso ocorre,
determinadas espécies de macrófitas aquáticas podem crescer excessivamente afetando e
prejudicando a utilização dos corpos d’água. Geralmente, essas condições ótimas de
desenvolvimento ocorrem devido às ações humanas, principalmente através do lançamento de
efluentes orgânicos, que promovem o aumento da disponibilidade de nutrientes nos
ecossistemas aquáticos, favorecendo o crescimento de macrófitas aquáticas. É necessário,
portanto, para o controle e manejo adequado de macrófitas aquáticas, o conhecimento das
condições ambientais ótimas para o seu crescimento, assim como os aspectos biológicos e
auto-ecológicos das espécies (CAMARGO et al., 2002).
Há muito tempo, estudam-se os efeitos do ambiente sobre o desenvolvimento
fenológico das plantas. De acordo com Bergamaschi (2010) são considerados mais
importantes os seguintes fatores do meio:
Temperatura do ar - A disponibilidade térmica influencia de forma direta, de tal forma que
locais ou períodos mais quentes determinam desenvolvimento mais rápido das plantas. Se a
oscilação térmica anual for muito acentuada, muitas espécies perenes entram em dormência
no inverno, pela ocorrência de baixas temperaturas.
Fotoperíodo - Muitas espécies apresentam respostas à variação na duração do dia
(fotoperíodo). A indução ao florescimento é o principal mecanismo de resposta, que
determina a passagem da planta do crescimento vegetativo ao processo reprodutivo.
Regime pluviométrico - Em regiões em que se alternam períodos secos e úmidos, como em
regiões semi-áridas, a fenologia das espécies é bastante influenciada pela condição hídrica.
Espécies anuais e muitas espécies perenes ajustam o seu ciclo ao regime hídrico,
principalmente se outro fator não for limitante. Plantas anuais devem completar o seu ciclo no
período das chuvas, lançando suas sementes ao solo que irão germinar na próxima estação
chuvosa. Das espécies perenes, muitas entram em repouso (dormência) durante o período da
seca, com ciclo vegetativo anual na estação chuvosa.
Ocorrência de frio - Se, por um lado, baixas temperaturas retardam o crescimento e o
desenvolvimento fenológico das plantas, a ocorrência de frio hibernal pode auxiliar na
antecipação de algumas fases importantes, durante o ciclo vegetativo posterior. Assim é que
muitas espécies perenes que entram em repouso no inverno, bem como muitas cultivares de
45
espécies anuais de estação fria (como trigo, cevada, aveia, colza e outras) necessitam de um
tratamento de frio para reduzir sua necessidade de soma térmica em etapas posteriores.
Quando mais de um fator influência sobre determinado processo, ao se manifestarem
juntos eles agem na forma de uma interação. É o caso da interação temperatura x fotoperíodo
sobre a fenologia das plantas. No caso de uma interação deste tipo, o fator que estiver em
nível mais limitante será aquele que irá determinar o padrão de resposta. A forma de resposta
também depende da intensidade de resposta da espécie ou cultivar, e isto é particularmente
importante no caso do fotoperiodismo (BERGAMASCHI, 2010).
Experimentos em laboratório e em campo têm sido realizados com o objetivo de
verificar a taxa de crescimento de macrófitas aquáticas flutuantes, e o que se pode observar é
que taxas de crescimento mais elevadas tem sido obtidas em ambientes mais ricos em
nutrientes (CAMARGO et al., 2002).
Pistori (2005) verificou maior produção primária da macrófita aquática flutuante
Salvinia molesta em uma represa impactada pelo lançamento de efluentes de aquicultura
quando comparada com as taxas de crescimento desta mesma espécie em uma represa não
impactada. Henry-Silva (2001) observou maiores taxas de crescimento de Eichhornia
crassipes e Pistia stratiotes quando cultivadas em ambiente com maiores concentrações de
nitrogênio e fósforo. Neste contexto, o conhecimento das variáveis físicas e químicas que
influenciam o crescimento das macrófitas aquáticas torna-se então indispensável para o
conhecimento da dinâmica destas espécies tanto em seus ambientes naturais, quanto em
ambientes artificiais ou que sejam alterados por atividades antrópicas.
A alta produtividade destes ecossistemas alagados dominados por macrófitas aquáticas
resulta em alta atividade microbiana e, portanto, em alta capacidade de decomposição da
matéria orgânica e de outras substâncias.
Nos wetlands, a troca gasosa entre o sedimento e a atmosfera é muito reduzida e, como
resultado, os sedimentos são anóxicos ou anaeróbicos o que determina baixas taxas de
decomposição da matéria orgânica produzida e, portanto, acúmulo desta na superfície do
sedimento. Este sedimento orgânico resultante tem altas capacidades de retenção de água e de
troca catiônica. As camadas superficiais do sedimento, bem como as macrófitas emergentes
provêm uma extensa área de superfície para o crescimento de microorganismos. Assim, os
wetlands têm alto potencial para acumular e transformar materiais orgânicos e nutrientes
(BRIX, 1993).
A diferença nos valores de produtividade e taxas de crescimento de macrófitas
aquáticas decorre principalmente da espécie e o tipo ecológico, competição intra e
46
interespecífica e das características abióticas, constituídas de temperatura, radiação,
transparência da água, nível da água e velocidade de corrente, tipo de substrato e
concentração de nutrientes (CAMARGO, 2006).
Em um estudo fenológico com a espécie Typha sp em wetlands realizado por Brasil et
al., (2007), a espécie apresentou bom desenvolvimento agronômico, com boa adaptação
permitindo o inicio de operação do wetland logo nos primeiros meses do trabalho. Também
este estudo relata os dados fenológicos como, o comprimento das raízes que obtiveram
profundidade média de 0,27m, indicando que essa deve ser a profundidade máxima do
wetland para obter-se um bom funcionamento com esta espécie; A quantificação da biomassa
gerada que produziu em 226 dias 7.059 kg ha-1 de matéria seca e a concentração de nutrientes
na parte aérea que indicou boas condições nutricionais das plantas quando cultivadas para
tratamento de efluente de tanque séptico. Também foi analisada a remoção de nutrientes
através da remoção da biomassa aérea que contribuiu para a retirada de 1,69 %,1,64 %, 4,94
% e 0,74 % do aporte de N-Total, P-Total, potássio e sódio, respectivamente.
Ainda no trabalho de Brasil et al., (2007), foi verificado sintomas de fitotoxicidade na
zona de distribuição de afluente, devido à interrupção do fluxo contínuo no sistema. O dano
observado nas plantas estabilizou com o tempo e a vegetação recuperou-se, em termos
fisiológicos, uma vez que o sistema passou a funcionar com fluxo contínuo. De uma forma
geral, verificou-se que os pequenos problemas fisiológicos apresentados pelas plantas durante
a operação do sistema não comprometeram o desenvolvimento nem o desempenho do sistema
no que se refere ao tratamento de esgotos domésticos.
47
4. Metodologia
4.1. Caracterização do local de estudo
O experimento foi conduzido na Estação de Tratamento de Esgotos (ETE), no
Campus da UNISC – Universidade de Santa Cruz do Sul, RS, em um sistema integrado
UASB e dois Wetlands Construídos (WC) em escala piloto (Figura 11).
FIGURA 11 - Unidade piloto de tratamento. 1 – Reservatório/Suporte com Leito de Secagem; 2 – Decantador Primário; 3 – Reator UASB; 4 – Decantador Secundário; 5 – wetland 1; 6 – wetland 2. Ilustradora: Adriane Texeira (2009).
1
2
3
4
5
6
48
Fluxo ascendente
Esta pesquisa foi realizada com base na observação de sistema de pós-tratamento
formado por dois wetlands construídos em série, combinados com tratamento prévio em
anerobiose.
A montagem e configuração da ETE (Figura 9), e o desempenho quanto aos índices de
redução de DQO, N-NO3 e N-NH3 foram parte dos estudos desenvolvidos previamente por
Voese (2008) e Freitas (2008).
O controle dos parâmetros DQO, pH, turbidez, temperatura dos afluentes/efluentes dos
wetlands, condutividade e oxigênio dissolvido, foram feitos semanalmente e quinzenalmente
em com detenção hidráulica de sete dias no primeiro WC e quinze dias no segundo WC.
O regime de operação foi em semi-batelada para adequar a capacidade dos WCs 1 e 2
com cargas hidráulicas médias equivalentes a 90 e 42 mm dia-1, respectivamente.
Este sistema foi monitorado por oito meses (maio a dezembro de 2009) quanto ao
comportamento das concentrações de nutrientes, nitrogênio, fósforo, metais, oxigênio
dissolvido, pH, temperatura, condutividade, turbidez e de DQO.
Na sequência detalham-se cada etapa desenvolvida neste trabalho.
O sistema de tratamento constitui-se de duas unidades de fluxos horizontais
subsuperficiais (Figura 12), sendo o primeiro proveniente do reator UASB. A alimentação do
sistema foi efetuada de modo intermitente, com controle através de fechamento de válvulas
proporcionando controle de tempo de detenção hidráulico (TDH).
FIGURA 12 – Sistema de fluxo horizontal subsuperficial. Fonte: Autora, (2009).
Os parâmetros de TDH e os fatores de carga (relações gDQO m-2dia-1, gNTK m-2 dia-1
e gP m-2 dia-1) foram estabelecidos a partir das recomendações de Souza et al., (2004) e dos
procedimentos adaptados por Freitas (2008), em trabalho anterior com este mesmo sistema.
Os dados analíticos de controle foram obtidos a partir do efluente secundário do reator UASB.
Fluxo horizontal
Wetland 1 Wetland 2
Fluxo horizontal
49
4.2. Afluente objeto de estudo
O afluente usado no estudo é oriundo do tanque de equalização da ETE-UNISC, sendo
este exclusivamente constituído das chamadas águas negras e amarelas.
4.3. Amostragem do afluente e efluente
Para o processo de amostragem foram estabelecidos três pontos fixos para a
verificação dos parâmetros físico-químicos. Os efluentes estudados foram coletados na saída
do decantador secundário pós reator UASB (1º ponto), saídas e entradas dos wetlands em
duplo estágio, sendo o segundo ponto de coleta na saída do wetland 1 e o terceiro ponto na
saída do wetland 2 como mostra a Figura 13.
As amostras coletadas dispensaram procedimentos de preservação, devido ao
encaminhamento sequencial para determinações analíticas e ensaios de tratamento. Os
processos de amostragem foram simples, com coletas sempre efetivadas após ambientação
dos frascos e quando do término do TDH de sete dias no WC 1 e quinze dias no WC 2.
Decantador secundário
1º Ponto de coleta
Wetland Wetland 2 Wetland 1
2º Ponto de coleta Wetland 1 Wetland 2
3º Ponto de coleta
FIGURA 13 - Pontos de coleta na entrada e saída do sistema. Fonte: Autora, (2009).
50
A cada evento de amostragem a temperatura foi medida no campo, com auxílio de
termômetro analógico.
4.4. Caracterização Analítica do Afluente e Efluente
O efluente bruto e tratado foram caracterizados. Os parâmetros analíticos
caracterizados incluíram: DQO (demanda química de oxigênio); OD (oxigênio dissolvido);
SS (sólidos sedimentáveis); Turbidez; pH; Temperatura e Condutividade, realizados no
LATAE – Laboratório de Tratamento de Águas e Efluentes da UNISC.
Adicionalmente foram caracterizados os parâmetros: fósforo total; nitrogênio total
Kjeldahal; alumínio; cádmio, chumbo total, cobre total, cromo total, manganês total, níquel,
potássio e sódio. Todas estas análises foram realizadas na Central Analítica da UNISC. A
Tabela 11 apresenta o resumo da metodologia utilizada para os parâmetros analíticos
caracterizados.
TABELA 11 - Métodos analíticos para caracterização dos efluentes da unidade piloto.
Tipos de Análise Método Fonte
DQO Colorimétrico APHA/AWWA, 2005
OD Titulométrico APHA/AWWA, 2005
SS Cone de Hinhoff APHA/AWWA, 2005
Turbidez Método Ótico APHA/AWWA, 2005
pH Potenciométrico APHA/AWWA, 2005
Condutividade Eletroquímico APHA/AWWA, 2005
Fósforo Total Colorimétrico/Molibdato de Amônio APHA/AWWA, 2005
NTK Digestão ácida APHA/AWWA, 2005
Cr total Absorção Atômica APHA/AWWA, 2005
Pb total Absorção Atômica APHA/AWWA, 2005
Mn total Absorção Atômica APHA/AWWA, 2005
Al Absorção Atômica APHA/AWWA, 2005
Cu total Absorção Atômica APHA/AWWA, 2005
Ni Absorção Atômica APHA/AWWA, 2005
Cd Absorção Atômica APHA/AWWA, 2005
K+ Fotometria de Chama APHA/AWWA, 2005
Na + Fotometria de Chama APHA/AWWA, 2005
51
4.5. Configuração dos Wetlands Construídos
A concepção e montagem dos wetlands construídos empregados neste trabalho foram
feitos por Voese (2008) em estudo realizado anteriormente, onde sistemas de 0,6 a 0,8 m de
profundidade do leito suportado foram adotados para fluxos subsuperficiais. Os wetlands
possuem sistema de fluxo horizontal subsuperficial.
Os wetlands foram construídos em fibra de vidro, possuindo forma retangular com
fundo em forma de tronco de cone, ambos com volume total de 1,19 m3, preenchidos com
camadas sobrepostas de substrato até aproximadamente, 0,15 m de sua borda superior
(volume reservado para se evitar transbordamentos em função de picos de precipitações
pluviométricas ou entupimento) (Figura 14).
FIGURA 14 - Detalhes das medidas dos WCs - V útil = 1,19 m3/un. Ilustrador: César Neitzke
O leito de filtragem formou-se com 20% de pedra britada nº 4, 10% de brita nº 1 e 70%
de areia média. . Na Tabela 12 podemos verificar o esquema de preenchimento do leito
filtrante.
52
TABELA 12 - Esquema de preenchimento do leito filtrante por unidade construída
Substrato/Granulometria Volume (m3) Altura (m)
Brita nº 4
(38 - 76 mm)*
0,19 0,13
Brita nº 1
(9,5 - 19 mm)*
0,10 0,07
Areia média
(0,2 – 0,6 mm)* *
(0,42 a 1,20 mm)***
0,66 0,45
Fonte: * BUENO (2000)
** ABNT/NBR 6502/95
*** PHILIPPI E SEZERINO (2004)
Os wetlands receberam reforço estrutural de barras de ferro fundido de 0,5 cm de
espessura. O wetland do segundo estágio também foi dotado de canos distribuidores de PVC
(0,5 polegadas) perfurados com espaçamento de 10 cm.
FIGURA 15 - Visão estratificada montagem do substrato dos WCs. Fonte: Freitas (2008).
53
FIGURA 16 - Vista panorâmica da unidade piloto implantada na UNISC com detalhe dos wetlands. Fonte: Autora, (2009).
4.6. Estudos Fenológicos
4.6.1 Seleção da espécie vegetal
No presente trabalho, foi escolhida uma espécie bastante incomum no uso de wetlands
construídos, porém muito comum em campos sulinos, forrageira e usada como alimento
animal.
O sistema de pós-tratamento simplificado proposto por este projeto consistiu na
utilização de tanques independentes, vegetados pela espécie Hymenachne grumosa, ilustradas
na Figura 17.
FIGURA 17 - Hymenachne grumosa. Fonte: Autora, (2009).
54
4.6.2. Coleta inicial de biomassa vegetal de Hymenachne grumosa
Anteriormente ao delineamento e instalação dos experimentos, foi realizada uma
coleta inicial de material vegetal de H. grumosa, totalizando aproximadamente 50 indivíduos
coletados, incluindo jovens, brotos e adultos para caracterizar morfologicamente faixas etárias
da população. Após a coleta, foram tomadas diversas medidas, como da estrutura dos
indivíduos, números de brotos, e altura máxima.
Para o estabelecimento das macrófitas aquáticas nos wetlands, utilizaram-se
propágulos completos. As mudas das espécies vegetais (macrófitas aquáticas emergentes)
foram coletadas às margens da estrada RS-287 na várzea do Arroio Plumbs em Vera Cruz,
RS, próximo a uma lavoura de arroz (29º42’10.59”S e 52 º 35’53.26”O).
A área foi escolhida pela presença predominante da macrófita aquática emergente H.
grumosa, a qual caracteriza peculiarmente esta área por se distribuir de forma homogênea,
formando imensos estandes de vegetação (Figura 18).
FIGURA 18 - Área de coleta dos propágulos de Hymenachne grumosa. Fonte: Autora, (2009).
O plantio ocorreu em Novembro de 2008, concomitante com a aplicação do esgoto.
Foram plantadas 28 mudas (propágulos completos) por módulo (equivalente a 23 mudas m-2),
medindo em torno de 0,15 m. Poucas mudas morreram, as quais não foram retiradas do
sistema, nem replantadas.
Torna-se necessário que as coletas sejam férteis, ou seja, com a presença de
inflorescência, para que a plantas forneçam as características adequadas para confirmação do
seu táxon.
55
4.6.3. Identificação da planta – Macrófita
Em Maio de 2009 foram coletadas amostras da macrófita plantada no sistema de
tratamento de esgoto da ETE e no seu habitat natural. Com intuito de realizar exsicatas, as
amostras foram envolvidas em jornal e papelão e depositadas em estufa a 60ºC por uma
semana, logo após enviadas para o Laboratório de Botânica da UFRGS para a identificação da
espécie com o auxilio da professora Ilsi Boldrini*, especialista na família Poaceae, mediante a
Chave de Identificação Taxionômica. A exsicata foi depositada no Herbário da UNISC, com o
código HCB 02866 - Espécie: Hymenachne grumosa. Identificadora: Dra. Ilsi Boldrini,
Coleta: Daniele D. Silveira e Tamara Horn.
4.6.4. Caracterização da Biomassa
Neste estudo, para todos os resultados foram assumidos valores de produção da
biomassa seca.
A caracterização da biomassa foi realizada a partir da determinação da coleta (poda) a
uma altura de 0,10m acima da superfície do meio suporte do wetland. A massa verde foi
encaminhada para pesagem em balança granatária e após submetida a 65ºC em estufa
bacteriológica até atingir massa seca com peso constante.
No final do período de avaliação dos wetlands, foram feitas escavações no meio
suporte para verificação da profundidade atingida pelas raízes da plantas dentro dos leitos.
A caracterização da biomassa foi realizada quando a macrófita aquática apresentou
plena floração, demonstrando fase adulta.
Em laboratório os indivíduos coletados foram analisados separadamente, sendo
tomadas como medidas o número total de brotos e massa total verde.
O material vegetal seco foi pesado separadamente, obtendo-se os valores de biomassa
clorofilada, assim como o valor total da biomassa dos indivíduos a partir da soma de ambas as
frações.
* Ilsi Boldrini é professora de Botânica da UFRGS.
56
4.6.5. Composição química da biomassa foliar da Hymenachne grumosa aplicada nos
Wetlands Construídos
As análises fenológicas foram realizadas a cada ciclo de floração, com determinações
do tamanho da raiz, número de brotos, biomassa seca e úmida, análise de tecido vegetal
realizado no Laboratório de Solos da UFRGS.
A biomassa coletada constituiu uma amostra composta que foi utilizada para a
quantificação da matéria seca, Carbono orgânico; Nitrogênio (NTK); Fósforo total ; Potássio
total; Cobre total; Manganês total; Sódio total; Cádmio total; Cromo total; Níquel total;
Chumbo total; Alumínio total obtida após secagem sob temperatura de 65º C.
Os parâmetros anteriores foram analisados nas amostras dos wetlands e do hábitat
natural a fim de detectar possíveis variações de nutrientes nas plantas em decorrência de
variáveis ambientais. Foram analisados indivíduos de diferentes categorias ou faixas etárias,
desde brotos, plantas jovens, plantas adultas, estruturas reprodutivas e material vegetal. A
Tabela 13 apresenta os princípios metodológicos aplicados.
57
TABELA 13 - Métodos aplicados nas determinações analíticas do tecido vegetal da
Hymenachne grumosa
Parâmetros
Metodologia aplicada / Limite de detecção
Carbono orgânico - mg/kg
combustão úmida/Walkey Black / 0,01%
Nitrogênio (NTK) - mg/kg
Kjeldahl / 0,01 %
Fósforo total - mg/kg
digestão úmida nítrico-perclórica/ ICP-OES / 0,01 %
Potássio total - mg/kg
digestão úmida nítrico-perclórica/ ICP-OES / 0,01 %
Cobre total - mg/kg
digestão úmida nítrico-perclórica/ ICP-OES / 0,3 mg/kg
Manganês total - mg/kg
digestão úmida nítrico-perclórica/ ICP-OES / 2 mg/kg
Sódio total - mg/kg
digestão úmida nítrico-perclórica/ ICP-OES / 10 mg/kg
Cádmio total - mg/kg
digestão úmida nítrico-perclórica/ ICP-OES / 0,2 mg/kg
Cromo total - mg/kg
digestão úmida nítrico-perclórica/ ICP-OES / 0,2 mg/kg
Níquel total - mg/kg
digestão úmida nítrico-perclórica/ ICP-OES / 0,2 mg/kg
Chumbo total - mg/kg
digestão úmida nítrico-perclórica/ ICP-OES / 2 mg/kg
Alumínio total - mg/kg
digestão úmida nítrico-perclórica/ ICP-OES / 10 mg/kg
58
5. Resultados e Discussões
5.1 Tratamento dos efluentes do UASB/Decantador Secundário com Wetlands Construídos Sequenciais Os efluentes estudados caracterizam-se como domésticos, sendo que as conformidades
para os limites de cargas poluentes são referendadas pelas resoluções 128/06 e 129/06 do
CONSEMA- RS. Os sanitários representam a principal contribuição destas águas servidas. O
valor médio das vazões diárias no campus central da UNISC é de 101 m3.
A Tabela 14 apresenta os resultados de caracterização obtidos neste trabalho e também
resultados que foram desenvolvidos em trabalho anterior realizado no mesmo sistema por
Freitas (2008), para o efluente do reator UASB/decantador secundário em escala piloto.
Foram utilizados os valores de N-NO3- e P-PO4
--- obtidos por Freitas (2008) devido ao fato
destes parâmetros não terem sido avaliados neste estudo. A unidade piloto aplicada por
Freitas (2008) operou com vazão de 35 L h-1 e TDH de 38 horas para o reator UASB.
59
TABELA 14 - Dados de caracterização para o efluente do reator UASB/decantador
secundário.
Parâmetro Valores Médios Resolução Consema/RS 128/2006
DQO (mg L-1) 178,0 ≤ 400 DBO5 (mg L-1) 35,5 ≤ 180
Oxigênio Dissolvido (mg L-1)
4,9
Turbidez (UT) 5,92 - pH 7,67
Sólidos Sedimentáveis (mLL-1) < 0,1 *N-NO3
- (mg L-1) 0,33 NTK (mg L-1) 23,9 ≤ 20
*P-PO4---(mg L-1) 2,90 ≤ 3
*Coliformes Termotolerantes (NMP/100 mL)
1,6x106 ** ≤ 104
Temperatura (0C) 19 ≤ 40 * Resultados obtidos por Freitas, (2008). ** Não há limites básicos estabelecidos pela legislação estadual para uma vazão máxima de lançamento de ate 200 m3dia-1
Os dados da Tabela 14 demonstram que os valores críticos quanto às conformidades
com a resolução 128/06 são o NTK e coliformes termotolerantes. A abordagem do trabalho de
Freitas (2008) investigou a aplicação dos wetlands sequenciais visando adequações para
redução dos índices de eutrofização.
A partir das investigações de Freitas (2008) e Voese (2008), observou-se a necessidade
de estudo quanto à fenologia da macrófita aplicada nos wetlands e análises quanto à presença
de metais pesados.
Assim sendo, a Tabela 15 apresenta o perfil de investigação para os parâmetros de
carga poluente que foram prioritários neste estudo: a variação da carga salina (via
condutividade) e dos metais pesados na biomassa (tecido vegetal) das macrófitas e do efluente
bruto e tratado, sendo que para a verificação dos metais do afluente e efluente foi realizada
uma análise na Central Analítica da UNISC em outubro de 2009.
60
TABELA 15 - Caracterização do efluente do reator UASB/decantador secundário (UD) e UASB/decantador secundário/Wetland construído 2 (UDWC2).
Análises
Resultado(s) Limite(s)
Resolução CONAMA
357/05 (mg L-1)
Limite(s)
Resolução Consema/RS
128/2006 (mg L-1)
Mg L -1 UD UDWC2
Alumínio 0,29 0,28 0,2* 10,0
Cádmio <0,0001 <0,0001 0,2 0,1
Chumbo Total 0,02 <0,02 0,5 0,2
Cobre Total <0,02 <0,02 1,0 (Cu dissolvido)
0,5
Cromo total <0,05 <0,05 0,5 0,5
Fósforo Total 2,90 5,25 3,0
Manganês Total 0,08 0,33 1,0 (Mn dissolvido) 1,0
Níquel <0,02 <0,02 0,025* 1,0
Nitrogênio total Kjeldahl
23,90 19,3 - 20
Potássio 7,1 4,4 - - Sódio 63,0 81,9 - -
**Condutividade µScm-1
837,4 720,0 - -
* Água doce, classe 3. ** Valor médio. As conformidades foram ampliadas para limites estabelecidos pela resolução
CONAMA 357/05.
Todos os metais pesados analisados estão abaixo dos valores limites estabelecidos nas
duas resoluções de referência. Apesar das restrições estabelecerem somente uma análise, os
valores obtidos nesta pesquisa são comparáveis aos efluentes urbanos analisados por Tonami
(2008). Tonami encontrou valores de: Mn (0,047 mg L-1); Pb (0,1 mg L-1); Cu (0,01 mg L-1);
Cd (0,00017 mg L-1) e Cr (0,03 mg L-1) . O caso do efluente do campus da UNISC configura
menor risco de impacto por metais do que os efluentes urbanos, mas os valores encontrados
são referentes a operação do substrato dos wetlands no período de três anos, e de 9 meses para
a referência de acumulo no tecido vegetal dos wetlands.
A contaminação por metais pesados está mais associada ao descarte de efluentes
industriais e de setores de serviços de manutenção mecânica. Este último muito comum na
maioria das cidades. Em campus universitário os efluentes de laboratório gerenciados
inadequadamente poderiam representar fontes de descarte para metais pesados. No entanto, os
61
0
50
100
150
200
250
300
20/mai 22/jul 21/ago 4/set 2/out 30/out 13/nov 27/nov 18/dez
Período de coleta
mg.
L-1
Branco Bruto Wetland 1 Wetland 2
efluentes aqui estudados são restritos somente para águas negras e amarelas, não
demonstrando valores críticos de contaminação por metais pesados.
As características de operação dos wetlands sequenciais buscaram estabelecer TDH’s
entre 7 e 14 dias, respectivamente no WC1 e WC2, visando adequações dos fatores de carga,
especialmente as limitadas pelas concentrações de fósforo. Os dados das Figuras 19, 21- 24
estabelecem dados de variação do DQO, oxigênio dissolvido, turbidez, condutividade, pH e
suas relações com a variação de temperatura no período das amostragens, de maio a dezembro
de 2009. A exceção se faz para os dados da Figura 20, com dados de julho a dezembro.
Os valores de DQO (Figura 19) para o efluente secundário configuram baixo índice de
consumo de oxigênio dissolvido nos wetlands.
FIGURA 19 - Variações de DQO para acompanhamento operacional dos wetlands sequenciais no período de análise no ano de 2009.
Segundo Matos et al., (2010), quanto maior o aporte de matéria orgânica, maior a
eficiência de remoção da carga orgânica nos wetlands. No entanto, a fração de DQO no
efluente estudado é inferior aos valores usais para esgoto doméstico. As maiores contribuições
para o efluente dos sanitários refere-se a carga amoniacal.
Os valores que se encontram elevados no wetland 2 devem-se possivelmente ao
acumulo de material húmico no sistema, fazendo elevar os valores de DQO em alguns meses
do experimento.
Os valores de oxigênio dissolvido (OD) demonstrados na Figura 20 confirmam esta
baixa demanda, potencializando ambientes óxicos, favoráveis a nitrificação das frações
amoniacais do efluente do sistema UASB/decantador secundário.
62
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
22/jul 21/ago 4/set 30/out 13/nov 27/nov 18/dez
Período de coleta
mg/
l
BRUTO W1 W2
0
10
20
30
40
50
60
27/m
ai6/
jun
19/ju
n22
/jul
21/ag
o
28/a
go4/se
t
11/se
t2/
out
16/o
ut
6/no
v
13/n
ov
27/n
ov
18/d
ez
Período de coleta
NTU
BRUTO W1 W2
FIGURA 20 - Variações das concentrações de oxigênio dissolvido (OD) nos wetlands sequenciais, no período de Julho a Dezembro de 2009.
Os dados de turbidez da Figura 21 indicam aumento da fração de material não
solúvel, o que pode ser associado com o efeito complexante de ácidos húmicos no leito
suporte dos wetlands.
FIGURA 21 - Variações de turbidez nos meses de operação do sistema piloto sequencial dos wetlands.
Em relação aos valores de condutividade, as análises demonstram valores potenciais
com diminuição sequencial demonstrando os efeitos de troca iônica entre o meio suporte e
raízes com o efluente, potencializando a retirada de nutrientes e insolubilizações de ânions.
Valores tendem predominantemente ao decréscimo no wetland 2. A condutividade apresenta
valores abaixo dos teores salinos estimados para águas doces classe 3 conforme CONAMA
357/05.
63
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
27/m
ai6/
jun
19/ju
n
26/ju
n22
/jul
21/ag
o
28/ag
o4/
set
11/se
t2/
out
16/ou
t
30/ou
t
6/no
v
13/no
v
27/no
v
18/de
z
Período de Coletas
valo
r- µ
s
Bruto W1 W2
FIGURA 22 - Variações de condutividade nos meses de operação do sistema piloto seqüencial dos wetlands.
Apesar da taxas de eficiência da diminuição da condutividade nos wetlands, as
concentrações de fósforo total estão maiores nos efluentes do wetland 2 (Tabela 15). A
concentração do líquido proporcionada pela evapotranspiração e evaporação nos wetlands
pode ser associado a este resultado. Segundo Souza et al., (2004), a remoção de fósforo em
wetlands ocorre pela precipitação química, pela adsorção e também pela assimilação das
plantas e biofilmes formados no sistema. O fósforo é solúvel e de fácil absorção pelas plantas
e a fração pouco solúvel esta associada ao ferro, ao alumínio e ao cálcio pouco assimilável
pela planta. Nos primeiros meses de estudo de Souza et al., (2004), os efluentes oriundos dos
wetlands apresentaram baixa concentração de fósforo, menos de 0,5 mg L-1, no entanto, a
remoção do fósforo neste estudo não ocorreu uniformemente, nos primeiros meses foi obtida
uma ótima remoção, na média de 90%, mas decaiu ao longo do tempo do experimento,
chegando em algumas épocas o efluente produzir concentrações de fósforo maior que o
afluente.
A saturação dos suportes com fosfatos insolúveis também poderia ser associada com o
aumento da turbidez (Figura 21) e como uma das causas favoráveis os valores de pH (Figura
23). Os valores médios de pH efluente não apresentaram variações, mantendo-se bastante
estáveis e próximos à alcalinidade (SOUZA et al., 2004). Os valores referidos tornam o
efluente adequado para o lançamento em corpos hídricos, já que pela Resolução CONAMA
n° 357/2005, essa variável deve estar na faixa de 5 a 9, para que se possa efetuar a disposição
em corpos hídricos de classe 3.
64
0123456789
27/m
ai6/
jun
19/ju
n
26/ju
n22
/jul
21/ag
o
28/ag
o4/
set
11/se
t2/
out
16/ou
t
30/ou
t
6/no
v
13/no
v
27/no
v
18/de
z
Peíodo de coletas
pH
BRUTO W1 W2
0
5
10
15
20
25
30
35
27/m
ai6/
jun
19/ju
n
26/ju
n22
/jul
21/ag
o
28/ag
o4/
set
11/se
t2/
out
16/ou
t
30/ou
t
6/no
v
13/no
v
27/no
v
18/de
z
Período de coletas
T o
C
BRUTO W1 W2
FIGURA 23 - Variações de pH nos meses de operação do sistema piloto sequencial dos wetlands. As variações de temperatura (Figura 24) nos efluentes também explicam as maiores
efetividades e uniformidades na remoção de DQO e variações de condutividade e turbidez,
pois a atividade de crescimento da Hymenachne grumosa é maior com elevadas temperaturas.
FIGURA 24 - Variações da temperatura nos meses de operação do sistema piloto seqüencial dos wetlands.
65
Apesar dos níveis apresentados na Tabela 15 não superarem os limites das duas
resoluções de referência, o efeito bioacumulativo nos wetlands pode ser um complicador para
reaproveitamento da biomassa gerada na ETE em estudo.
Desta forma, o próximo item inclui avaliações de metais pesados na biomassa foliar
dos wetlands construídos aplicados no contexto dos estudos fenológicos da Hymenachne
grumosa.
5.2. Estudos fenológicos da espécie Hymenachne grumosa nos wetlands sequenciais.
5.2.1. Caracterização fenológica e estudos da adaptação da macrófita nos wetlands.
5.2.1.1. Hymenachne grumosa (Ness) Zuloaga
A planta estudada foi identificada como Hymenachne grumosa com aplicação da
Chave Taxionômica do Boletim do Instituto de Biociências – Flora Ilustrada do Rio Grande
do Sul/26. Gramineae – Paniceae, Gênero Panicum L. (GUGLIERI E LONGHI-WAGNER,
2000). Após a identificação da planta, a família e o gênero da mesma puderam ser
confirmados através de comparativos realizados com exemplares depositados no herbário da
UFRGS, sob os códigos ICN 125429; 86403; 128078. A macrófita pertence à família
Poacaeae (antiga Gramineae) e ao gênero Hymenachne, sendo esta uma nova divisão do
gênero Panicum.
O gênero Panicum L. é um dos mais importantes da família Poaceae, pelo número de
espécies e ocorrência em diferentes ambientes. Este gênero se encontra em torno de 500
espécies de regiões tropicais e subtropicais e também em regiões temperadas. Está em grande
presença na América do Sul, como no Brasil, onde há uma grande diversidade de táxons.
Possui grande importância na área cientifica e econômica, com espécies cultivadas para fins
forrageiros (GUGLIERI E LONGHI-WAGNER, 2000).
Em literatura mais antiga, o gênero Panicum sempre foi aceito com uma circunscrição
bem ampla, incluindo espécies de outros gêneros especialmente da tribo Paniceae, o que em
parte é um reflexo do protólogo do gênero. Ao longo do tempo Panicum foi sendo desdobrada
por diversos autores. Recentemente, Zuloaga et al., (2000), com base em análise cladística da
tribo Paniceae, utilizando caracteres anatômicos e de morfologia externa, concluíram que o
gênero Panicum é polifilético, o que sugere que o mesmo continuará a ser desmembrado.
66
De acordo com estudo de Zuloaga (2003) duas espécies de Panicum foram
desmembradas deste gênero e passaram a integrar o gênero Hymenachne, sendo estas espécies
a Hymenachne grumosa (Ness) Zuloaga e Hymenachne pernambucensis (Spreng) Zuloaga.
Estes dados são reforçados com as informações de Lorenzi (2000), que estabelece que
família Poaceae possui distribuição cosmopolita, incluindo 650 gêneros e 9000 espécies,
sendo que no Brasil ocorrem cerca de 180 gêneros e 1500 espécies.
Ainda segundo Lorenzi (2000) a planta estudada pertence ao Reino Plantae, da Classe
Liliopsida, da Ordem Poales, da Família Poaceae do Gênero Hymenachne da espécie
Hymenachne grumosa.
Hymenachne grumosa (Nees) Zuloaga, possui como sinônimos na literatura Panicum
grumosum, Panicum hymenachne. É conhecida popularmente como capim-capivara,
canarana-de-folha-miúda, capim-camalote-da-água, rabo-de-raposa, canarana e capim-
colonião e principalmente por canivão (LORENZI, 2000).
As características gerais que são pertinentes a esta classificação são descritas a seguir.
A partir dos estudos de Guglieri e Longhi-Wagner, (2000) e Lorenzi (2000), foi
verificado que essa planta apresenta características gerais como ser perene, aquática, ereta ou
ascendente, herbácea, com rizomas curtos, 90-250 cm de altura, sem dimorfismo foliar; nós
escuros, glabros. Bainhas foliares não quilhadas, glabras ou híspidas, tricomas tuberculados,
densos; margem glabra; colo glabro, sem lígula externa definida. Lâminas foliares (15,5-)22-
40(-57)cm de comprimento, (7-)10-20mm de largura, linear lanceoladas, planas, não
quilhadas, base subcordada, não amplexicaule, assimétrica, sem pseudopecíolo; faces abaxial
e adaxial glabras ou pilosas.
Inflorescência em panícula de ramos unilaterais contraídos alternados, 19-41cm de
comprimento, 3,5-8(-12) de largura, com ramos secundários de 1-3,2mm de comprimento;
axilas glabras ou pilosas. Espiguetas (2,3-)2,4-3 mm de comprimento, 0,6-0,9mm de largura,
solitárias. Elípticas, glabras, esverdeadas.
Ainda segundo Lorenzi (2000), a planta aqui identificada configura-se como uma
daninha aquática, muito comum também em terrenos úmidos e brejosos, infestando lavouras
de arroz irrigado, beira de estradas e canais de drenagem. Este ambiente foi verificado
justamente no local de coleta.
Algumas dessas características podem ser observadas na Figura 25.
67
FIGURA 25 – Hymenachne grumosa (Ness) Zuloaga – A. hábito; B. espigurta, vista lateral; C. antecio superior, vista do lema; D. antecio superior, vista da pálea (GUGLIERI E LONGHI-WAGNER, 2000).
De acordo com a identificação feita foi possível constatar as características comuns
desta espécie, como: ser da família de angiospermas; possuir caule tipo colmo (com nós e
entrenós), oco ou cheio, com rizomas desenvolvidos ou não; folhas com nervação paralela e
com bainha larga, aberta, provida de lígula na base do limbo (no limite deste com a bainha), e
glabra conforme caracterização da Figura 26.
68
FIGURA 26 - Imagem das características estruturais identificadas na Hymenachne grumosa. Figuras a e b) - caule tipo colmo (com nós e entrenós); c) ; folhas com nervação paralela; d) pelos; e) brotos dos nós; f) inflorescência. Fonte: Autora (2009).
A partir da identificação podem também ser observadas outras características, que
também reforçam o resultado da identificação: uma só folha insere-se em cada nó; epiderme
foliar característica; pelos unicelulares e células de paredes silicificadas simples sobre a
região de nervuras; estômatos também de tipo especial característico para este grupo de
plantas (JOLY, 1976).
A estrutura de reprodução básica da Hymenachne grumosa é a espiguilha (espícula),
que é um tipo especial de inflorescência da família destas plantas. A espiguilha consta de um
eixo (ráquila) na base do qual se encontram 2 brácteas secas, as glumas, uma inferior ou
externa e outra superior ou interna, e de uma a muitas flores, que são pedunculadas ou sésseis.
Cada espiguilha consta de até cinquenta flores (JOLY, 1976).
a b c
d e
f
69
5.2.1.2. Adaptação da macrófita
A iniciação do trabalho foi realizada em Janeiro de 2009 com reposição de mudas
(propágulos) nos wetlands e após quatro meses de adaptação foi realizada a primeira poda.
Logo nas primeiras semanas após o plantio a folhagem tornou-se um pouco ressecada
dando aparência de perda de algumas mudas, mas após duas semanas de operação a vegetação
mostrou sinais de adaptação, apresentando diversos brotos. Todas as 28 mudas plantadas
sobreviveram, sendo assim, as macrófitas obtiveram uma ótima adaptação desde o inicio do
plantio.
A evolução da adaptação e desenvolvimento da vegetação pode ser observada na
sequência de registros fotográficos apresentadas na Figura 27.
FIGURA 27 - Registro fotográfico da sequência de adaptação e desenvolvimento da vegetação: a) Macrófitas recém plantadas; b) Dois meses pós-plantio; c) e d) Pleno desenvolvimento, com floração pós 4 meses. Fonte: Autora (2009).
a b
c
d
70
As fases pós-plantio registradas na Figura 27 demonstram uma ótima adaptação e
desenvolvimento que provavelmente se deve ao uso prévio do suporte dos wetlands durante 2
anos nos experimentos realizados anteriormente por Voese (2008) e Freitas (2008). Portanto,
já existia a retenção do biofilme dos cultivos anteriores, ajudando na adaptação e
desenvolvimento da macrófita, visto que o biofilme produz um agregado de microorganismos
que dão possibilidade de maior estabilidade nos leitos.
O período inicial de um novo wetland construído, segundo Kadlec e Knight (1996) é
um período crítico. Este início do sistema inclui a seleção e o transplante das plantas para o
sistema e é um momento no qual o solo, as plantas e os microorganismos se ajustam às
condições do wetland construído. Como todo sistema vivo, os wetlands podem tolerar melhor
as mudanças se for permitido um tempo de adaptação. Alguns processos de remoção
requerem somente curtos períodos para se estabilizarem, mas outros podem exigir meses ou
até anos para alcançar o equilíbrio.
As observações nos wetlands deste trabalho configuram boa adaptação da
Hymenachne grumosa, pois não houve verificação de ressecamento das folhas nem mortes de
indivíduos. O equilíbrio da partida do sistema é comprovado pelo florescimento (etapas c e d
na Figura 27) após 4 meses de início do tratamento dos efluentes proveniente do reator
UASB.
Resultados semelhantes foram obtidos por Lin et al., (2002), que conseguiram dar
“partida” ao sistema após 3 meses de sua implantação. Isso evidencia que os wetlands entram
em estabilidade operacional em curto período de tempo, o que possibilita rápida “partida” do
sistema, dependendo do modo de implantação das macrófitas.
5.2.1.3. Crescimento
Em relação à altura atingida pelas macrófitas, os wetlands construídos obtiveram um
crescimento gradual em toda a superfície dos tanques. Este crescimento constante
provavelmente se deve a carga orgânica recebida e ao tempo de detenção hidráulica. Estudos
mostram que quanto maior o aporte de matéria orgânica e maior tempo de detenção
hidráulica, o ambiente fica saturado e isto interfere no desenvolvimento das plantas
(SANDES, 2008; PHILIPPI E SEZERINO, 2004).
Durante o experimento observou-se uma diferença entre o desenvolvimento da
Hymenachne grumosa nos wetlands. No WC 1 (primeiro leito) o desenvolvimento das
71
macrófitas foi um pouco menor do que no WC 2 (segundo leito), provavelmente por estar
relacionado com o recebimento de maior carga de nutrientes. Além da diferença do
desenvolvimento das plantas entre os tanques, no WC1 formou-se um caminho preferencial
da carga orgânica, fato este observado visualmente pela fração de plantas com tons
amarelados e perdas de algumas mudas, fato não ocorrido no WC 2.
O desenvolvimento das plantas ao longo do experimento nos wetlands pode ser
observado na Figura 28.
FIGURA 28 - Altura média da Hymenachne grumosa ao longo do experimento – entre podas
nos wetlands 1 e 2, (a) – WC1, (b) – WC2, respectivamente.
O valor de NTK apresentado na Tabela 15 é constituído principalmente por fração
amoniacal (por ser efluente anaeróbio), o que pode estabelecer fitotoxicidade à Hymenachne
grumosa, pois a maioria dos estudos de tratamento de esgotos domésticos considera relações
Carbono/Nitrogenio/Fósforo mais favoráveis do que o efluente que foi trabalhado. Os
efluentes estudados, acentuadamente abastecidos por sanitários, possuem a relação anterior
desfavorável, potencializando fitotoxicidade.
0
10
20
30
40
50
60
70
inicio meio fim
Período
Altu
ra (
cm)
0
20
40
60
80
100
120
inicio meio fim
Período
Altu
ra (
cm)
(a)
(b)
72
Entretanto a Figura 28 demonstra para o WC2 taxa de crescimento constante durante
os quatro meses necessários para o período de florada, com valores na faixa de 10-15 cm
mês-1.
Após o estabelecimento das plantas nos tanques (11,6 plantas m-2 no WC1 e 14,81
plantas m-2 no WC2), em maio de 2009, foi realizada a primeira poda, com observação dos
valores de densidades de brotos, apresentadas na Tabela 16.
TABELA 16 - Densidade de brotos pós-poda após período de floração (4 meses após
a partida do sistema)
Wetlands Densidade de Brotos m-2
1ª poda 2ª poda
WC1 198 97
WC 2 207 288
Estes valores, quando comparados aos obtidos por Brasil et al., (2007) demonstram
maior desenvolvimento de biomassa das macrófitas. Os valores obtidos por Brasil et al.,
(2007) foram em média de 31,5 brotos m-2. Estas diferenças podem estar associadas as
diferenças dos fatores de carga de nitrogênio. No estudo presente foram aplicados 19,45 m-3
dia-1, enquanto que Brasil et al., (2007) aplicou 15,1 m-3 dia-1. Os TDH também são diferentes
com comparativos de 1,9 dias do Brasil et al., (2007) contra 7 e 14 dias aplicados neste
trabalho. Estas diferenças podem explicar as maiores taxas de crescimento da planta.
Outro detalhe que chamou atenção foi a presença de um tom verde escuro nas folhas
das plantas e um rápido florescimento (4 meses), sendo que estes fatores, provavelmente,
tenham a ver com o constante e abundante fornecimento de nitrogênio e fósforo são
responsáveis, respectivamente, pelo verde-escuro nas folhas e pela maturidade das plantas,
culminando com o seu florescimento (SILVA, 2007).
Philippi e Sezerino (2004) citam ainda que a capacidade de assimilação do nitrogênio
pelas plantas empregadas em wetlands construídos varia na faixa de 200 a 2500 kg N/ ha.ano
(0,05 a 0,68 g/m2dia) demonstrando que estes não são fatores limitantes para o crescimento
das plantas. Os valores aplicados neste estudo são superiores aos valores observados por
Philippi e Sezerino (2004), no entanto a assimilação foi representativa, incorporando as
características destacáveis da Hymenachne grumosa.
73
5.2.1.4. Poda
Depois de observado o comportamento estável das plantas e esperado a sua floração,
fez-se necessário à poda (Figura 29). Das condições observadas do desenvolvimento das
plantas, definiu-se que a poda seria efetuada num intervalo de 4 meses, período este que
ocorria o desenvolvimento da floração, possibilitando assim duas amostragens durante o
período de avaliação do experimento.
FIGURA 29 - Poda da macrófita.
A poda é um processo de grande importância por constituir um fator determinante no
crescimento das plantas. Em fase de crescimento as plantas precisam retirar mais nutrientes
do meio em que vivem isso faz com que aumente a eficiência de remoção de matéria orgânica
e outras substâncias presentes nos wetlands. Fator este observado neste estudo.
O desenvolvimento e rebrotas da vegetação ocorrida após a poda foram rápidos
(crescimento 25 cm semana-1), como pode ser observado na sequência da Figura 30. Dados
sobre rápida rebrota podem ser vistos do também no trabalho de Brasil et al., (2007), com a
utilização de Thypa sp.
74
FIGURA 30 - Desenvolvimento e rebrotas da vegetação pós a poda a) pós poda; b) sete dias pós poda; c) quinze dias pós poda; d) 30 dias pós poda e) noventa dias pós poda; f) cento e vinte dias pós poda. Fonte: autora (2009).
Quanto ao manejo adotado para as macrófitas, foi observado a presença de vetores,
especialmente larvas de dípteros, o que não é comum em sistemas de fluxo subsuperficial, já
que este tipo de fluxo diminui a coluna d’agua sobre a superfície de água exposta
minimizando uma eventual exposição do público a patógenos. A presença de larvas ocorreu
nos meses de inverno no qual se tinha uma diminuição na evapotranspiração, e frequentes
chuvas, havendo, portanto, uma formação de lamina d’agua, facilitando o desenvolvimento de
larvas de insetos.
5.2.1.5. Produção de biomassa
Os resultados de produção da massa total úmida a partir das podas nos dois wetlands
são mostradas na Figura 31.
a b c
d e f
75
1apoda 05/09
1apoda 05/09
2apoda 10/09
2apoda10/09
0
2
4
6
8
10
12
14
WC 1 WC 2
WCs
Mas
sa (
Kg)
1 poda 2 poda
FIGURA 31 – Massa vegetal total úmida obtida das podas durante o período experimental. As diferenças de biomassa nas podas dos WC1 e WC2 está relacionada com as
condições climáticas, o que explica a maior produção de biomassa no WC2 na segunda poda
(temperaturas do ambiente oscilantes entre 17 a 32 ºC). No WC1, entretanto, o choque de
carga amoniacal, configurando o primeiro estágio, conjuntamente com a estabilidade de
temperatura em 19 ºC atenuou a produção de biomassa em aproximadamente 50%. O teor de
umidade da massa úmida foi de 65%.
Os dados anteriores correspondem a uma taxa de produção de biomassa seca de 2,12
kg m-2, durante o período de 4 meses. Dados comparativos são encontrados na literatura com
valores de 0,7 kg por m-2, segundo o relato feito por Brasil et al., (2007) para a Typha sp.
Além das condições climáticas, os fatores de carga poluente e volumétrica são
importantes nestas comparações. Nas condições deste estudo foram aplicadas cargas
volumétricas equivalentes de 0,09 e 0,045 m dia-1 nos WC1 e WC2 e de fatores de carga de
30,26 g de DQO m-2 dia e 4,063 g de NTK m-2 dia-1, dados semelhantes aos desenvolvidos
por Brasil et al., (2007), porém para a Typha sp. Nesta comparação a biomassa gerada é mais
efetiva com o uso da Hymenachne grumosa.
5.2.1.6. Comprimento das raízes
Após a verificação da biomassa, foi realizada a observação do comprimento das raízes
dos wetlands (Figura 32). O comprimento das raízes da Hymenachne grumosa foi verificado
76
no tanque no local da entrada do efluente, no meio e na saída do efluente, em cada wetland e
nas duas podas realizadas.
FIGURA 32 – Medição do comprimento das raízes
A Tabela 17 demonstra o comprimento das raízes obtidas nesta pesquisa no primeiro e
no segundo wetland nas duas podas realizadas.
TABELA 17 – Profundidade das raízes nos wetlands
Posição no wetland Comprimento das Raízes (cm)
WC1 WC2
1ª poda 2ª poda 1ª poda 2ª poda
Inicio 40 40 35 40
Meio 24 45 30 48
Fim 28 57 28 45
Média 26 51 29 46,5
De acordo com alguns estudos a profundidade das raízes em wetlands construídos de
algumas espécies como capim – tifton 85 (Cynodon dactylon Pers.) foi de 30 cm e de 20 cm
no capim-elefante (Pennisetm purpureum Schum) (ABRAHÃO, 2006). A profundidade de
raízes da espécie Typha sp. obtida por Brasil et al., (2007) foi de 30 cm, e da espécie
Zizaniopsis boraniensis Bal. & Poit. obtida por Freitas (2008) teve uma média de 27cm. A
espécie investigada neste trabalho obteve uma média de crescimento de suas raízes no WC1
em comparação a outros estudos, mas no WC2, foi verificado um comprimento de raízes
maior em relação a outras espécies como demonstra a Tabela 17.
77
5.2.1.7. Floração A fenofase floração apresentou uma população com periodicidade de floração durante
o experimento como foi verificado através das observações realizadas neste estudo (Figura
33). A cada 4 meses ocorria a floração, indicando o tempo para a poda.
FIGURA 33 – Floração da espécie Hymenachne grumosa.
Com relação as diferentes estações do ano, pode-se observar que houve uma maior
estabilidade, crescimento e floração da planta nos meses de verão. A altura média dos
indivíduos floridos foi de 100 cm, WC1, e de 130 cm no WC2.
5.2.1.8. Composição química da biomassa foliar da Hymenachne grumosa aplicada
wetlands construídos
Na Tabela 18, constam os valores do laudo das análises realizadas do tecido vegetal,
de três podas, sendo a primeira em 2008 e as últimas duas em 2009 da massa vegetal aérea
contida nos dois wetlands, e da massa vegetal da planta retirada do seu hábitat natural.
78
TABELA 18 - Composição química da biomassa foliar da Hymenachne grumosa aplicada nos wetlands construídos
Em relação a Tabela 18, o comparativo foi feito com as pesquisas de Brasil et al.,
(2007) por constituir um dos únicos estudos fenológicos para wetlands construídos. Na
comparação dos dados gerados por Brasil et al., (2007) é possível estabelecer que a relação de
valores aporte de fósforo, nitrogênio e potássio são comparáveis. No entanto, para o íon sódio
os aportes para o estudo aqui realizado são superiores, com valores entre 40000 mg kg-1 e
80000 mg kg-1 comparados com 8000 mg kg-1 da Typha sp., demonstrando boa capacidade do
sistema em reter e/ou remover pelas plantas o sódio.
Em relação ao nitrogênio, houve maior aporte nos wetlands, do que no hábitat natural,
fato explicado devido os wetlands receberem carga com teor de nitrogênio significativo dos
sanitários.
A presença dos metais pesados não seria esperada para ocorrência natural nas
macrófitas, especialmente quanto ao chumbo, cromo, cádmio e níquel. Os valores de metais
Parâmetros Biomassa Poda 2008 Poda 2009 – 10 semestre
Poda 2009 – 20 semestre
Habitat Natural
WC 1 WC 2 WC 1 WC 2 WC 1 WC 2
Carbono orgânico - mg/kg
400000 430000
420000 430000 430000 430000 430000
Nitrogênio (NTK) - mg/kg
13000 22000
24000 24000 19000 25000 22000
Fósforo total - mg/kg
1800 1700 2600 2100 1700 2500 2300
Potássio total - mg/kg
20000 8300 18000 12000 9200 16000 16000
Cobre total - mg/kg
10 3 2 6 4 5 3
Manganês total - mg/kg
546 125 198 295 111 222 127
Sódio total - mg/kg
185 238 247 363 891 504 469
Cádmio total - mg/kg
<0,2 <0,2 < 0,2 < 0,2 <0,2 <0,2 <0,2
Cromo total - mg/kg
6 2 1 1 2 1 1
Níquel total - mg/kg
5 1 1 2 1 0,8 0,8
Chumbo total - mg/kg
<2 2 2 1 <2 <2 <2
Alumínio total - mg/kg
34 94 69 57 94 92 94
79
pesados mostrados Tabela 18, demonstram que a presença desses metais se encontram
superior a dos wetlands, indicando que provavelmente a contaminação foi feita no habitat
natural, visto que este local de coleta se encontra a proximidade de circulação de veículos
(proximidade com a rodovia a menos de 1 km) e com atividades agrícolas a menos de 50 m
do local da coleta.
As variações químicas da biomassa do hábitat natural e aplicação nos wetlands
demonstram dessorção, com diminuições de aporte durante os meses de operação. Os valores
de acúmulo de metais pesados em macrófitas sempre são reportados como via da ação
biosorvente (ROSA, 2000). No entanto, os níveis de metais pesados para os efluentes do
campus universitário estão abaixo do limites críticos ou daqueles comparáveis com fontes
geradoras industriais. Mesmo que os efluentes deste estudo não demonstraram valores críticos
de contaminação por metais pesados, faz-se necessário o aporte desses metais nas macrófitas,
pois a ação de troca iônica permite a acumulação desses metais no tecido vegetal da planta,
sendo transferida pela cadeia trófica e também porque as macrófitas são usadas intensamente
na alimentação animal.
80
6. Considerações finais
As aplicações da Hymenachne grumosa em wetlands construídos sequenciais
demonstraram efetividade da redução de carga poluente dos efluentes de campus
universitário, especialmente nesta etapa de investigação para a demanda de oxigênio
dissolvido e carga iônica. Complementarmente aos estudos realizados por Voese (2008) e
Freitas (2008) a investigação da contaminação de metais pesados não associou limites
críticos para cromo, cádmio, níquel, cobre, manganês e chumbo em efluentes secundários
do sistema UASB/Decantador.
A condutividade para o efluente UD apresenta valor superior a 800 uScm-1, como
efeito decorrente da presença do íons potássio, fosfatos, metais pesados e sódio. O sódio,
dentre os cátions analisados, é o que apresenta maiores valores (60 mg L-1), pois as
contribuições das águas negras e amarelas estabelecem descartes de produtos de limpeza e
indiretamente de alimentos com elevadas cargas de sódio.
As variações de fósforo e sódio indicam elevações de valores para o efluente
UDWC2. Isto pode estar associado aos efeitos de solubilização dos fosfatos
insolubilizados, evapotranspiração e a troca iônica do sistema radicular.
Os estudos fenólogicos revelaram elevada taxa de produção de biomassa vegetal na
aplicação da Hymenachne grumosa, especialmente no WC2. Valores de 2,12 kg m-2,
durante o período de 4 meses foram observados, sendo superior em mais de três vezes a
espécies frequentemente aplicadas em wetlands, como a Typha sp.
Já os valores de aporte de nutrientes demonstraram-se comparáveis aos obtidos em
condições semelhantes de carga poluente e volumétrica daqueles obtidos com a Typha sp.
81
Entretanto, para o íon sódio os aportes para o estudo aqui realizado são superiores, com
valores entre 40000 mg kg-1 e 80000 mg kg-1 comparados com 8000 mg kg-1 da Typha sp.,
nos estudos de Brasil et al (2007).
Quanto aos metais pesados, as baixas concentrações determinadas nos efluentes
secundários UD não implicaram em efeitos biossorventes para aporte na biomassa,
representando então neste estudo, ausência de riscos para uso da biomassa como fonte de
alimentação animal ou adubação verde. Os níveis de metais pesados determinados na
biomassa também estavam presentes no chamado habitat natural, demonstrando as
potenciais contaminações devido as proximidades com rodovias e áreas de agricultura.
A dessalinização e a taxa de produção de biomassa possuem indicações de aporte
superiores a outras macrófitas tradicionais nos wetlands, revelando potencial de menor
impacto dos efluentes tratados para fertirrigação e maior recuperação de biomassa.
82
7. Referências
ABNT (Associação Brasileira de Normas Técnicas). NBR 7229:1993 Projeto, construção e
operação de sistemas de tanques sépticos incorpora a Errata 1 de 30.01.1994 e Errata 2 de
30.09.1997. p. 15.
ABNT (Associação Brasileira de Normas Técnicas) NBR 6502: 1995. Rochas e Solos. p.
18.
ABRAHÃO, S. S. Tratamento de água residuária de laticínios em sistemas alagados
construídos cultivados com forrageiras. Viçosa, UFV, p. 110, 2006.
ALMEIDA, R.A. Substratos e plantas no tratamento de esgoto por zona de raízes. Tese
(Doutorado em Agronomia: Produção Vegetal)-Escola de Agronomia e Engenharia de
Alimentos, Universidade Federal de Goiás, Goiânia, p.108. 2005.
ANDRADE NETO, C. O. Sistemas Simples para Tratamento de Esgotos Sanitários:
Experiência Brasileira. ABES, Rio de Janeiro, p. 301. 1997.
ANJOS, J. A. S. A. Avaliação da eficiência de uma zona alagadiça (wetland) no controle da
poluição por metais pesados: O caso da Plumbum em Santo Amaro da Purificação/BA.
Tese (Doutorado em Engenharia) – Escola Politécnica, Universidade de São Paulo, p. 328.
2003.
APHA/AWWA – AMERICAN PUBLIC HEALTH ASSOCIATION. Standart Methods for
the Examination of Water and Wastewater. 21º ed, Washington, 2005.
83
AVELAR, J.C. Utilização de escória de Aciaria como Leito Filtrante de Sistema de Pós-
Tratamento de Efluentes em Leitos Cultivados (LC). Dissertação de Mestrado em
Engenharia Ambiental, Universidade Federal do Espirito Santo, Vitória, p. 153, 2008.
BARTHEL. L. Lagoas de alta taxa, maturação e aguapés em sistema de tratamento de
dejetos suínos: avaliação de desempenho e dinâmica planctônica. Universidade Federal de
Santa Catarina. Departamento de engenharia sanitária e ambiental programa de pós-
graduação em engenharia ambiental. Tese. p. 175. 2007.
BELTRÃO, B. Q. G. K. Sistemas de barreira bioquímica como alternativa para o
tratamento de percolado/. Recife. Tese de Doutorado. Universidade Federal de
Pernambuco. CTG. Depto. de Engenharia Civil, p. 168. 2006.
BERGAMASCHI, H. Fenologia. Professor da UFRGS e bolsista do CNPq. Disponível em
www.google.com.br. Acesso em jan. 2010.
BRASIL, M. S., MATOS, A. T. Avaliação de aspectos hidraúlicos e hidrológicos de
sistemas alagados construídos de fluxo subsuperficial. Eng. sanit. ambient. Vol.13 - Nº 3. p.
323-328. 2008.
BRASIL, M. S.; MATOS. A. T.; SOARES. A. A. Plantio e desempenho fenológico da
espadana (Typha sp.) utilizada no tratamento de esgoto domestico em sistema alagado
construído. Engenharia Sanitária e Ambiental. Vol. 12 no 03. p.7. 2007.
BRITO-PELEGRINI. N. N; PELEGRINI. R. P.; PATERNIANI. J. E S. Caracterização
física, química e biológica do percolado do aterro sanitário da cidade de Limeira-SP.
Engenharia Ambiental - Espírito Santo do Pinhal, v. 4, n. 1, p. 054-066, jan/jun. 2007.
BRIX, H. and SCHIERUP, H.H. TheuseofaquaticThe use of aquatic macrophytes in water
– pollution control. Ambio, 15: p.100-107.1989.
84
BRIX, H. Wastewater treatment in constructed wetlands: system design, removal processes
and treatment performance. In: Constructed Wetland for a Water Quality Improvement,
Moshiro, G. A. (ed.), p. 9-12. 1993.
BUENO, C. F. H. Tecnologia de materiais de construções. Universidade Federal de Viçosa,
Departamento de Engenharia Agrícola. Viçosa. p. 40. 2000.
CALIJURI, M.C.; BUBEL, A. P. M. Conceituação de Microbacias. In: LIMA, W. P. &
ZAKIA, M. J. B (eds) Manejo Ambiental de Florestas Plantadas: Operacionalizando o
conceito de microbacias como Unidade de Planejamento. São Paulo: RIMA. Cap. 4, p. 45-
60. 2006.
CAMARGO, A. F. M. et al. Primary production of utricularia foliosa L. egeria densa
planchon and cabomba furcata schult & schult. F. from rivers of the coastal plain of the
State of Sao Paulo, Brazil. Hydrobiologia, Netherlands, v. 570, p. 35-39. 2006.
CAMARGO, A. F. M.; PEREIRA, A. M. M. 2002. Ecologia da Bacia Hidrográfica do rio
Itanhaém. In: Schiavetti, A. & Camargo, A. F. M. Conceitos de bacias hidrográficas: teorias
e aplicações. Ilhéus – BA. Editus. p. 293: il. 2002.
CANCIAN, F. L. Crescimento das macrófitas aquáticas flutuantes Pistia stratiotes e
Salvinia molesta em diferentes condições de temperatura e fotoperíodo. Dissertação
apresentada ao Programa de Pós-graduação em Aqüicultura, Jaboticabal – São Paulo, p. 55.
2007.
CHERNICHARO, C. A. L. Reatores anaeróbios. Belo Horizonte: UFMG, v.5. p. 246.
1997.
CNTL - SENAI. RS. Implementação de Programas de Produção mais Limpa. Porto Alegre,
Centro Nacional de Tecnologias Limpas (CNTL) - SENAI-RS/ UNIDO/INEP, p. 42 il.
2003.
85
CONAMA. Conselho Nacional do Meio Ambiente (Brasil). Resolução nº 357, de 17 de
março de 2005. Dispõe sobre a classificação dos corpos de água e diretrizes ambientais
para o seu enquadramento, bem como estabelece as condições e padrões de lançamento de
efluentes, e dá outras providências. Diário Oficial da União, Brasília, DF, ano 142, n. 53,
18 mar. Seção 1, p. 58-63. 2005.
CONSEMA no 128/2006. Disponível em
www.sema.rs.gov.br/sema/html/pdf/Resolucao128efluentes.pdf. Acesso em novembro de
2009.
COOPER, P. F.; JOB G. D.; GREEN, M. B.; SHUTES, R. B. E. REED. Beds and
constructed wetland for wastewater treatment. NRs Publications, Medmenham, Marlow,
UK. p. 206. 1996.
COSTA, M. P. S. Avaliação do potencial de plantas nativas do Brasil no tratamento de
esgoto doméstico e efluentes industriais em wetlands construídos. Campinas, SP: [s.n.], p.
102. 2004.
CUNHA, G. A. C. Analise da eficiência de um sistema combinado de alagados construídos
na melhoria da qualidade das águas. Dissertação. Escola de Engenharia de São Carlos.
Universidade de São Paulo. São Carlos, p. 157. 2006.
DOMINGOS, Q. E.; DINIZ, L; OLIVEIRA E. M. S. Tratamento de efluente doméstico no
município de Conceição de Macabu-RJ. II Jornada Nacional da Produção Científica em
Educação Profissional e Tecnológica. São Luís/MA. p. 5. 2007.
ECOCELL Consultoria Ambiental Ltda., Sistema de Tratamento de Efluentes com Plantas
Enraizadas. Pelotas, RS. 1999. Disponível em: http://www.ecocell.com.br/. Nov./ 2009.
86
FERREIRA, F. T. Ecologia e aplicabilidade de métodos para avaliação da produção
primária de Zizaniopsis bonariensis: uma macrófita aquática emergente, no sistema
hidrológico do Taim, RS. Dissertação apresentada ao Programa de Pós-Graduação em
Ecologia, do Instituto de Biociências da Universidade Federal do Rio Grande do Sul, Porto
Alegre, março, p. 142. 2005.
FERREIRA, J.A.; CAMPO, J. C; RITTER, E; MANNARINO, C. F. Wetland: Resultados
no Tratamento do Chorume do Aterro Sanitário de Piraí – RJ. In: 22º Congresso Brasileiro
de Engenharia Sanitária e Ambiental. Joinville, SC. p. 9. 2003.
Fotos de wetlands disponível em: www.viewimagem.com, acesso: janeiro 2010.
FREITAS, W.S. Desempenho de sistemas alagados construídos cultivados com diferentes
espécies vegetais, no tratamento de águas residuárias da suinocultura. Tese (Doutorado em
Engenharia Agrícola) Universidade Federal de Viçosa, Viçosa, Minas Gerais, p. 159. 2006.
FREITAS. N. W. C. Tratamento de efluente de campus universitário via sistema de baixo
custo com leitos cultivados (wetlands). Dissertação em Tecnologia Ambiental.
Universidade de Santa Cruz do Sul – UNISC. p. 55. 2008.
GENTELINI, L. A. Tratamento de efluente de piscicultura orgânica utilizando macrófitas
aquáticas Eichhornia crassipes (Mart. Solms) e Egeria densa (Planchin.). Dissertação em
Engenharia Agrícola. Cascavel (PR), p. 67. 2007.
GENTELINI. A. L; GOMES. S. D; FEIDEN. A.; ZENATTI. D; SAMPAIO. S. C;
COLDEBELLA. A. Produção de biomassa das macrófitas aquáticas Eichhornia crassipes
(aguapé) e Egeria densa (egeria) em sistema de tratamento de efluente de piscicultura
orgânica1. Semina: Ciências Agrárias, Londrina, v. 29, n. 2, p. 441-448, abr./jun. 2008.
87
GUGLIERI A.; LONGHI-WAGNER, H. M. Gramineae – Paniceae Genero Panicum L.
Flora ilustrada do Rio Grande do Sul/26. Boletim do Instituto de Biociências. Universidade
Federal do Rio Grande do Sul. Porto Alegre. N. 59. p. 1-163. 2000.
GUGLIERI. A; LONGHI-WAGNER. H. M; ZULOAGA. F. O. 2003. Panicum L. subg.
Panicum sect. Panicum (Poaceae) no Brasil Hoehnea 33(2): 185-217, 3 tab., 70 fig., 2006.
HENRY-SILVA, G. G.; CAMARGO, A. F. M. Impacto das atividades de aqüicultura e
sistemas de tratamento de efluentes com macrófitas aquáticas – relato de caso. B. Inst.
Pesca, São Paulo, 34(1): p. 165 – 175. 2008.
HENRY-SILVA, G.G. Utilização de macrófitas aquáticas flutuantes (Eichhornia crassipes,
Pistia stratiotes e Salvinia molesta) no tratamento de efluentes de piscicultura e
possibilidades de aproveitamento da biomassa vegetal. Jaboticabal. (Dissertação de
Mestrado. Universidade Estadual Paulista, Jaboticabal). p. 79. 2001.
IBGE (Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística). Censo Demográfico, 2000. Rio de
Janeiro: IBGE. Disponível em http://www.ibge.gov.br. Acesso em 28 de fevereiro de 2010.
JOLY, A. B. Botânica, Introdução à taxonomia vegetal, 3 ed. São Paulo, Editora Nacional.
p. 778. 1976.
KACZALA, F. Viabilidade do Uso de Efluentes Tratados por Zona de Raízes na Irrigação:
Estudo de Caso na Vila Dois Rios - Ilha Grande-RJ. Dissertação apresentada com vistas à
obtenção do título de mestre em Ciências na área de Saúde Pública. ENSP – Escola
Nacional de Saúde Pública. p. 119. 2005.
KADLEC, R. H.; KNIGHT, R. L. Treatment Wetlands. Boca Raton. Lewis Publishers. p.
893. 1996.
KNIGHT, R. L.; KADLEC, R. H. Constructed treatment wetlands – a global technology.
In: Water 21 – Magazine of International Water association. London, IWA, p.57-58. 2000.
88
LARCHER, W. Ecofisiologia Vegetal. São Carlos. Editora RiMa. p. 531. 2000.
LIN, Y. F. et al. Performance of a constructed wetland treating intensive shimp
aquaculture watewaster under high hydraulic loading rate. Envitonmental Pollution, v.
134, p.411-421. 2002.
LORENZI, H. Plantas Daninhas do Brasil: terrestres, aquáticas, parasitas e tóxicas. 3
ed. Nova Odessa, SP: Instituto Plantarum. p. 608. 2000.
MANT, C. M. Studies on the use of Salix viminalis for the phytoremediation of
wastewaters. Portsmouth. Tese (Doutorado) – Departamento de Engenharia Civil,
Universidade de Portsmouth. p. 176. 2001.
Manual de Gerenciamento de Resíduos: Guia de procedimento passo a passo. Rio de
Janeiro: GMA. p.16. 2006.
MATOS, T. A; ABRAHÃO, S. S; BORGES, A. C; MATOS, M. P. Influência da taxa de
carga orgânica no desempenho se sistemas alagados construídos cultivados com
forrageiras. Eng. Sanit Ambient. V.15 n.1. p. 83-95. Viçosa. Jan/mar.2010.
MAZZOLA, M. Uso de leitos cultivados de fluxo vertical por batelada no pós tratamento
de efluente de reator anaeróbio compartimentado. Dissertação de mestrado. Programa de
Pós-Graduação em Engenharia Agrícola. Universidade Estadual de Campinas. p. 99. 2003.
METCALF & EDDY. Wastewater Engineering, Treatment and Reuse. 4th edition.
McGraw- Hill Inc. New York, p. 1334. 2003.
MULAMOOTTIL G.; McBEAN E. A.; ROVERS F., Constructed Wetlands for the
Treatment of Landfill Leachates. Boca Raton, Flórida: Lewis Publishers. p. 289. 1998.
89
NAIME, R.; GARCIA, C. A. Utilização de enraizadas no tratamento de efluentes
agroindustriais Estudos tecnológicos - Vol. 1, n° 2:9-20 (jul/dez. 2005) ISSN 1808-7310
Novo Hamburgo, RS. 2005.
NELSON, M; ALLING, A; DEMPSTER, W. F; VAN THILLO, M; ALLEN, J.
Advantages of using subsurface flow constructed wetlands for wastewater treatment in
space applications: ground-based mars base prototype. Advance Space Research, v. 31, n.
7, p. 1799-1804. 2003.
NUVOLARI, A. As diversas opções de tratamento de esgoto sanitário, in: NUVOLARI, A.
(Coord.). Esgoto sanitário: coleta, transporte, tratamento e reúso agrícola. São Paulo: e.
Bluchner. p. 520. 2003.
ODUM, E.P. Ecologia. Rio de Janeiro: Editora Guanabara, p. 434. 1988.
OLGUIN, E. J.; HERNÁNDEZ, E.; P.; COUTINO, R. GONZALES. Aprovechamiento de
plantas acuáticas para el tratamiento de águas residuales. In: Tecnologias ambientales
para el desarrolo sustentable. Veracruz, México, Instituto de Ecologia Xalapa, p 11-20.
1994.
OLIVEIRA. A. S. Caracterização e avaliação da potencialidade de sistemas “wetland” para
o tratamento do efluente do viveiro da empresa Votorantim Celulose e Papel. VI semana de
estudos da Engenahria Ambiental. Irati, p. 11. 2008.
OMS, Organización Mundial de la Salud. Salud Pública Innovación y Derechos de
Propiedad Intelectual. Informe de La Comisión de derechos de propiedad intelectual,
Innovación y Salud Pública. 2006. Disponível em:
www.who.int/entity/intellectualproperty/documents/thereport/SPPublicHealthReport.pdf.
Acessado em: 6 set. 2009.
90
PARKINSON, J.N.; SIQUEIRA, E.Q.; CAMPOS, L.C. Tratamento de esgotos domésticos
de pequenas comunidades utilizando áreas alagadas construídas (AACs). Revista
Intercursos, v. 3, n.2, p. 135-139. 2004.
PHILIPPI, L. R.; SEZERINO, P. H. Aplicação de sistemas tipo wetlands no tratamento de
águas residuárias: utilização de filtros plantados com macrófitas. Editora do autor.
Florianópolis, p. 144. 2004.
PHILIPPI. L. S; SEZERINO. P. S; OLIJNYK. D. P; KOSSATZ. B. Eficácia dos sistemas
de tratamento de esgoto doméstico e de água para consumo humano utilizando wetlands
considerando períodos diferentes de instalação e diferentes substratos e plantas utilizados.
Universidade Federal de Santa Catarina. Centro tecnológico departamento de engenharia
sanitária e ambiental grupo de estudos em saneamento descentralizado Florianópolis. p. 62.
2007.
PISTORI, R.E.T. Crescimento da macrófita aquática flutuante Salvinia molesta crescendo
em duas represas submetidas a diferentes níveis de impactos. Jaboticabal. (Dissertação de
Mestrado. Universidade Estadual Paulista). p. 45. 2005.
PITALUGA. D. P. S; ALMEIDA. R. A. A; REIS. R. P. A; MARTINS. L. L; Tratamento
de esgoto doméstico por zona de raízes precedida de tanque séptico: eficiência do sistema e
potencialidade de reuso do efluente. ABES – Associação Brasileira de Engenharia Sanitária
e Ambiental 25º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental. p.10. Recife
2009.
PRESZNHUK, R. A. O; VAN KAICK, T. S; CASAGRANDE JR, E. F; UMEZAWA, H.
A. Tecnologia apropriada e saneamento: análise de eficiência de estações de tratamento de
esgoto por meio de zona de raízes. In: SEMANA DE TECNOLOGIA: TECNOLOGIA
PARA QUEM E PARA QUÊ? Um Olhar Interdisciplinar. Curitiba. Anais. Cefet-PR. p.
336-340. 2003.
91
ROSA, S, T ; ALMEIDA, A. A. F ; MANGABEIRA, P. A. O ; MIELKE, M. S. Utilização
de macrófitas aquáticas para monitorar seu potencial como bioacumuladoras de metais
pesados. Editora Bahia. 2000.
SALATI, E. Júnior; SALATI, E.; SALATI, E. Wetland projects developed in Brazil. Water
Science Technology, n.3, v. 40, p.19-25.1999.
SANDES, G. R. L. Avaliação da eficiência de sistema combinado de lagoa de
estabilização e wetlands construídos - estudo de caso do aterro sanitário de Vera Cruz-BA.
Dissertação submetida ao Mestrado de Engenharia Ambiental Urbana – MEAU, da
Universidade Federal da Bahia, como requisito para obtenção do grau de Mestre. Salvador.
p.87. 2008.
SANTIAGO, F. A; CALIJURI, M. L; LUÍS, P. G. Potencial para a utilização de sistemas
de wetlands no tratamento de águas residuárias: uma contribuição a sustentabilidade dos
recursos hídricos no Brasil. Natureza & Desenvolvimento, v. 1, n. 1, p. 29-39. 2005.
SEITZ, P. Naturnahe Abwasserreinigung mit Pflanzensystemen. Stadt und Grun, p. 494-
497, jul. 1995.
SEZERINO, H. P; BENTO, A. P; ALVARENGA, R. A. F; VALENTE, V. B; PHILIPPI,
L. S. Filtro plantado com Typha spp de fluxo horizontal (constructed wetland) aplicado
como polimento de efluente de lagoa facultativa. 23º Congresso Brasileiro de Engenharia
Sanitária e Ambiental, p. 11. 2005.
SEZERINO, P. H.; REGINATO, V.; SANTOS, M. A. Nutrient removal from pigerry
effluent using vertical flow constructes wetlands in southern Brasil. Water Science and
Technology. V. 48, n.2, p. 129-135. 2003.
92
SIGG, L., Surface chemical aspects of the distribution and fate of metal ions in lakes. In:
Aquatic surface chemistry. Chemical processes at the particle – water interface (Edited by
Stumm, W.). John Wiley & Sons, USA, p. 319-349. 1987.
SILVA, S. C. Wetlands construídos de fluxo vertical com meio suporte de solo natural
modificado no tratamento de esgotos domésticos. Tese de Doutorado em Tecnologia
Ambiental e Recursos Hídricos. Brasília, p. 205. 2007.
SOLANO, M. L.; SORIANO, P.; CIRIA, M. P. Constructed wetlands as a sustainable
solution for wastewater treatment in small villages. Biosystems Engineering, v. 87, n. 1, p.
109-118. 2004.
SOUSA, J. T.; VAN HAANDEL, A. C.; COSENTINO, P. R. S.; GUIMARÃES, A. V. A.
Pós-tratamento de efluente de reator UASB utilizando sistemas “wetlands” construídos.
Revista Brasileira de Engenharia Agrícola e Ambiental, v. 4, nº 1, p. 87 – 91. Campina
Grande, PB. 2000.
SOUZA, J. T. HAANDEL, A. V; LIMA, E. P. C; HENRIQUE, I. N. Utilização de wetland
construído no pós tratamento de esgotos domésticos pré-tratados em reator UASB. Eng.
sanit. ambient. Vol. 9 - Nº 4. p. 285-290. 2004.
TANNER, C.C. Plants as ecosystem engineers in subsurface-flow treatmene wetlands.
Water Science Techonology, v.44, n.11-12, p. 9-17. 2001.
TONANI, K. A. A. Identificação e quantificação de metais pesados, parasitas e bactérias
em esgoto bruto e tratado da Estação de Tratamento de Esgoto de Ribeirão Preto.
Dissertação (Mestrado em Enfermagem em Saúde Pública, Saúde Ambiental. Escola de
Enfermagem de Ribeirão Preto da Universidade de São Paulo. p. 179. 2008.
TROPICOS.ORG. Missouri Botanical Garden. 21 May 2010 <http://www.tropicos.org>.
Acesso em junho de 2009 e maio de 2010.
93
UNITED STATES ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY – USEPA.
Constructed wetkands treatment of municipal wastewater. Ohio: Cincinati, National Risk
management Research Laboratory, Office of research and Development. 2000.
VALENTIM, M. A. A. Desempenho de leitos cultivados (“constructed wetland”) para
tratamento de esgoto: contribuições para concepção e operação. Tese de doutorado –
Faculdade de Engenharia Agrícola, Universidade Estadual de Campinas. p. 210. 2003.
VAN KAICK, T.S. Estação de tratamento de esgoto por meio de zona de raízes: uma
proposta de tecnologia apropriada para saneamento básico no litoral do Paraná. Dissertação
(Mestrado) - Centro Federal de Educação Tecnológica do Paraná, Curitiba. p.116. 2002.
VOESE, A. Proposição de unidade de tratamento de esgoto domiciliar de baixo custo.
Dissertação (Mestrado em Tecnologia Ambiental) – UNISC – Universidade de Santa Cruz
do Sul. p. 64. 2008.
VON SPERLING, M. Princípio do tratamento biológico de águas residuárias – introdução
à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos. Vol 1, DESA-UFMG, Belo Horizonte. p.
452. 2005.
WALLACE, S.; KNIGHT, R. Water Environmental Research Fundation (WERF) small
scale treatment wetlands database. In: International Conference on Waste Stabilization
Ponds, 6.; International Conference on Wetland Systems, 9., Avignon. Communications of
common interest… Antony Cedex: Cemagref. p. 229-235. 2004.
ZANELLA. L; NOUR. E. A. A; ROSTON. D. M. Cyperus papyrus em sistema de
wetland-construído como pós-tratamento de esgotos. ABES – Associação Brasileira de
Engenharia Sanitária e Ambiental. 25º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e
Ambiental. p. 10, Recife. 2009.
94
ZULOAGA, F.O., MORRONE, O., GIUSSANI, L. A Cladistic analysis of the Paniceae: a
preliminary approach. p. 123-135. 2000.
Livros Grátis( http://www.livrosgratis.com.br )
Milhares de Livros para Download: Baixar livros de AdministraçãoBaixar livros de AgronomiaBaixar livros de ArquiteturaBaixar livros de ArtesBaixar livros de AstronomiaBaixar livros de Biologia GeralBaixar livros de Ciência da ComputaçãoBaixar livros de Ciência da InformaçãoBaixar livros de Ciência PolíticaBaixar livros de Ciências da SaúdeBaixar livros de ComunicaçãoBaixar livros do Conselho Nacional de Educação - CNEBaixar livros de Defesa civilBaixar livros de DireitoBaixar livros de Direitos humanosBaixar livros de EconomiaBaixar livros de Economia DomésticaBaixar livros de EducaçãoBaixar livros de Educação - TrânsitoBaixar livros de Educação FísicaBaixar livros de Engenharia AeroespacialBaixar livros de FarmáciaBaixar livros de FilosofiaBaixar livros de FísicaBaixar livros de GeociênciasBaixar livros de GeografiaBaixar livros de HistóriaBaixar livros de Línguas
Baixar livros de LiteraturaBaixar livros de Literatura de CordelBaixar livros de Literatura InfantilBaixar livros de MatemáticaBaixar livros de MedicinaBaixar livros de Medicina VeterináriaBaixar livros de Meio AmbienteBaixar livros de MeteorologiaBaixar Monografias e TCCBaixar livros MultidisciplinarBaixar livros de MúsicaBaixar livros de PsicologiaBaixar livros de QuímicaBaixar livros de Saúde ColetivaBaixar livros de Serviço SocialBaixar livros de SociologiaBaixar livros de TeologiaBaixar livros de TrabalhoBaixar livros de Turismo