SISTEMA INTEGRADO DE TRATAMENTO DE EFLUENTES URBANOS COM MICROALGAS E WETLANDS CONSTRUÍDOS

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1 ISSN: SISTEMA INTEGRADO DE TRATAMENTO DE EFLUENTES URBANOS COM MICROALGAS E WETLANDS CONSTRUÍDOS Elizandro Oliveira Silveira Biólogo, Mestrando em Tecnologia Ambiental UNISC Matheus Wink Acadêmico do Curso de Química Licenciatura - Universidade de Santa Cruz do Sul - UNISC Filipe Vargas Zerwes Engenheiro Ambiental, Mestre em Tecnologia Ambiental - Universidade de Santa Cruz do Sul - UNISC Jonas John Acadêmico do curso de Biologia - Universidade de Santa Cruz do Sul - UNISC Ênio Leandro Machado* Químico Industrial, Doutor em Engenharia, professor da Universidade de Santa Cruz do Sul - UNISC Universidade de Santa Cruz do Sul, Santa Cruz do Sul RS, Brasil Mestrado em Tecnologia Ambiental Avenida Independência, Bairro Universitário. Santa Cruz do Sul - RS - CEP: Brasil - Tel: (51) Resumo A concepção e construção do sistema Reator Anaeróbio/Microalgas/Wetland Construído de Fluxo Vertical (RA/MA/WCFV) foi feita para realização dos ensaios de tratamento de efluentes de campus universitário localizado em Santa Cruz do Sul (UNISC). Águas negras e amarelas foram alimentadas para o sistema em regime de batelada a partir do tanque equalizador da ETE UNISC, considerando tempos de detenção hidráulico de 3 dias para o RA e WCFV e MA, com fatores de carga que envolveram valores de 102,7 g para o (RA), 61,6 g para o (WCFV), sistema CONTROLE e o MA. As reduções dos parâmetros de cargas poluentes foram mais significativas em termos de N-NH 4 + nos sistemas MA e MA/WCFV, com redução total de 29,1 mg L -1 dia -1. Dados de fitotoxicidade também foram avaliados para a combinação com MA, demonstrando taxa de germinação de 50% Palavras-chave: Microalgas; Wetlands Construídos; Sistema Integrado.

2 1 Introdução A eutrofização dos corpos d água representa uma ameaça grave à saúde pública e para o equilíbrio dos ambientes aquáticos, principalmente das águas superficiais, bem como do ecossistema em geral, o lançamento de águas residuárias não tratadas ou parcialmente tratadas são as principais causas de eutrofização dos corpos d água, devido sua elevada carga de nutrientes, desta forma, o tratamento das águas residuárias para remoção de nutrientes aos níveis aceitáveis de reuso e/ou descarga vem sendo discutido e surge como um grande desafio, uma vez que as tecnologias convencionais disponíveis são baseadas em métodos químicos e físicos que ainda são alternativas de custo elevado e ambientalmente insustentáveis, já que requerem uso de produtos químicos, que além de emitirem CO 2, removem ao invés de recuperar, Nitrogênio e Fósforo. ( Arbib et al., 2014; Smith et al., 1999; Cai et al., 2013 e Boelee et al., 2014a). Setores de serviços apresentam características de águas residuárias com carga poluente mais intensa em nitrogênio amoniacal, entre os quais podem ser citados os de universidades. O interessante é que a referência de centros universitários abriga uma comunidade superior a pessoas ao longo de suas atividades em uma semana (centros universitários ou universidades de médio porte), com máximos de geração per capta de efluentes (com águas negras e amarelas, bem como as azuis) até 10 m 3 h -1 (HORN, 2011). No caso anteriormente descrito é comum a adoção de ETEs com configurações do tipo UASB e Biofiltro Aerado com tanques de equalização de até duas horas de tempo de detenção hidráulico e carga orgânica volumétrica no reator UASB de 478,8 kg DQO m -3.dia. A carga hidráulica no Biofiltro Aerado chega ao valor de 2,06 dia -1. Quanto aos parâmetros de maior ação eutrofizante dos efluentes em discussão destacam-se o N-NH 3 e o fósforo total. Foram caracterizados nos efluentes pós UASB, valores superiores a 35 e 8 mg L -1, respectivamente (HORN, 2011). Quando as instituições de ensino dispõem de área e localização adequada, é comum a opção por lagoas de polimento para efluentes pós UASB e também pós UASB + Biofiltro Aerado. As ações de polimento de tratamento anaeróbio, portanto, vem sendo pesquisadas para adequação quanto aos agentes eutrofizantes de corpos hídricos de superfície. Gschlöbl et al. (1998) pesquisaram a primeira tendência de complemento de processos com potencial eutrofizante residual. Neste caso as lagoas necessitam de polimento para descarte dos efluentes tratados em corpos receptores sensíveis. Assim, a remoção de microalgas foi investigada com o uso de wetlands construídos. Em períodos de verão na Alemanha, considerando a temperatura média de 15,4 0 C, foi possível a remoção de 54,2 % de microalgas (associadas às medidas dos percentuais de clorofila)

3 aplicando carga hidráulica de superfície de 20 cm dia -1. Konnerup et al. (2011) aplicaram os mesmos princípios da pesquisa para o tratamento de águas residuárias para aplicação na piscicultura. Com as tendências recentes de recuperação de energia e nutrientes, além do reuso dos efluentes, pesquisas aplicam as microalgas como estratégia de biorremediação, o que proporciona as ações anteriormente citadas. Pesquisas feitas por Aslan e Kapdan (2006) demonstraram coeficientes de remoção de 1,5 mg de N-NH e 0,5 mg PO 4 por mg de clorofila por dia. Assim, o desenvolvimento de clorofila por quantidade dos agentes eutrofizantes formados, bem como a forma mais adequada da separação de fases das microalgas, passa a ser investigada intensivamente a partir da década de 90. Yadala e Cremaschi (2014) investigaram a maior geração de microalgas em reatores tipo coluna, placas, sistemas tubulares. Já de-bashan e Bashan (2010) investigaram microesferas e placas de materiais inertes de polímeros sintéticos, filtros de papel, flóculos de caseína e glutaraldeído, esponjas naturais, etc., para fixação e separação de fases das microalgas. Diversos estudos apontam a utilização de efluentes ricos em matéria orgânica como fonte para produção de biomassa de microalgas, a capacidade de biossorção, fonte de biomassa e produção de energia com baixo custo de aplicação e operação, são alguns dos motivos pelo qual as microalgas têm sido utilizadas, principalmente na produção de bioenergia. (MEZZOMO et al., 2010; QUINTELAS et al., 2008; MÓDENES et al., 2009 e DAS et al., 2008 ). Apesar destes estudos, há desvantagens para o emprego de microalgas no tratamento de efluentes. A proporção relativamente baixa na remoção de contaminantes, de fósforo, e o tempo de retenção mais longo nas estações de tratamento (dias em comparação com horas). Tudo isso torna o tratamento biológico de águas residuais, especialmente com microalgas, uma tecnologia de nicho. Na melhor das hipóteses, de acordo com procedimentos operacionais atuais, esta tecnologia pode ser uma tecnologia auxiliar, para ser combinado com outras tecnologias biológicas, químicas e físico químicas. Assim sendo, neste trabalho foram verificadas condições de configurações iniciais combinando microalgas (especialmente Desmodesmus e Scenedesmus) com pré tratamento por anaeróbiose e pós tratamento com wetlands construídos de fluxo vertical, tentando resgatar a concepção de polimento final desenvolvida com as pesquisas de Gschlöbl et al. (1998), porém, com a proposição de futuramente poder agregar a redução da carga eutrofizante dos wetlands construídos, o que os tornaria com maior capacidade de tratamento por unidade de área. 2 Metodologia 2.1 Caracterização do local de estudo e dos ensaios de tratamento

4 Os estudos de tratamento dos efluentes foram conforme dados da Figura 1. Figura 1 Esquema geral da ETE UNISC e da unidade piloto para os ensaios com o sistema RA interligados com o sistema filtrante (areia média e britas números 3 e 4 em proporções iguais até 60 cm de altura de leito), WCFV (Hymenachne grumosa); MA (microalgas em recirculação com bomba submersa na taxa de 10 L min -1 com distribuição em cone de acrílico). Cone de Acrílico Bomba de recirculação MA WCFV 2 Saída RA CONTROLE Saída Distribuidores de efluentes com tubos PVC WCFV 1 Fonte: Autor O sistema ilustrado na Figura 1 foi operado em regime de batelada considerando os TDHs de 3 dias para o RA (alimentado a partir do efluente do tanque equalizador da ETE UNISC) e WCFV 1, este último alimentado durante 1 hora com 90 L após os 3 dia de TDH no RA. Para o sistema MA foram alimentados 90 L pós RA, também a cada 3 dias, sendo que o WCFV 2 sequencial recebeu efluente do pré tratamento com as microalgas após 3 dias de recirculação, também com abastecimento dos mesmos 90 L que o WCFV 1. O compartimento dos WCFV tem 0,560 m 2, sendo que foi adotada taxa de aplicação de afluente de 0,16 m em 1 hora. 2.2 Caracterizações analíticas Foram coletadas amostras na ETE da Figura 1 considerando os seguintes pontos de amostragem a cada três dias: Efluente Bruto (entrada do RA); Saída do RA; Saída dos Sistemas Controle, WFCV e MA+ WCFV. As amostras foram caracterizadas com os parâmetros Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO 5 ), Demanda Química de Oxigênio (DQO), nitrogênio amoniacal, fósforo total, condutividade, turbidez e ph. Todos os procedimentos de coleta e análise das amostras foram desenvolvidos conforme descrito em APHA/AWWA (2005). Os dados aqui foram pertinentes aos valores médios de três meses de operação, sendo que a unidade RA, WCFV, CONTROLE, MA já opera desde 11/2014.

5 O controle de fitotoxicidade foi feito em triplicata em placas de Petry, assim como diluídas em 50% com água deionizada também em triplicata, além do controle negativo com água deionizada com ph neutro. Nas placas de Petry foi adicionado um papel filtro e sobre ele 4 ml da amostra do efluente, após, de forma espalhada foram colocadas 20 sementes de Lactuca sativa. As placas foram isoladas com filmes plásticos e incubadas por 5 dias à 20ºC. Após os 5 dias incubadas, foram contados os números de sementes que germinaram. O tamanho de suas raízes foi medido sobre papel milimetrado para determinar a taxa de germinação e alongamento das raízes. A identificação das microalgas foi realizada através de microscopia óptica nos aumentos de 100x e 1.000x no laboratório de limnologia da UNISC, com amostras retiradas do sistema integrado MA/WCFS, após um período de aproximadamente 2 meses de funcionamento. Após a observação por microscopia, os gêneros foram identificados através de chaves de identificação de microalgas da classe Chlorophiceae. (BICUDO & MENEZES, 2006) 3 Resultados e discussões 3.1 Caracterização das microalgas na unidade MA As microalgas desenvolvidas no sistema MA podem ser observadas na Figura 2, demosntranto a fixação no compartimentotipo cone de acrílico. Figura 2 Distribuição do efluente na etapa de tratamento MA sobre o cone de escoamento do efluente proveniente do reator RA e com fixação das microalgas. Desmodesmus sp. Scenedesmus sp. Chlorella sp. Fonte: Autor

6 Os gêneros de microalgas identificados foram Desmodesmus, Scenedesmus e Chlorella (Figura 2), produzidas a partir do crescimento espontâneo de espécies autóctones em efluente urbano da Universidade de Santa Cruz do Sul. Henkanatte-Gedera, et al. (2015) exploraram sistema apto para ambientes quentes e áridos, utilizando uma, espécie acidófila de microalgas termotolerantes, a Galdieria sulphuraria, e um fotobiorreator fechado para limitar a evaporação. As taxas de remoção de DBO 5, nitrogênio total e fósforo total foram de 14,93, 7,23 e 1,38 mgl -1 d -1, respectivamente dos macronutrientes. Ensaios para a separação de fases das microalgas desenvolvidas foram feitos preliminarmente com coagulante a base de tanino aminado, sendo que em dosagens de 200 mg L -1 do coagulante com 20 mg L -1 de polieltrólito catiônico já ocorre separação de fases. 3.2 Eficiência do sistema quanto aos parâmetros de carga poluente A Tabela 1 mostra o desempenho das combinações entre as etapas de tratamento de efluentes com as etapas de anaerobiose (RA), wetlands construídos de fluxo vertical (WCFV), microalgas (MA) e filtração biológica com a etapa denominada CONTROLE. Tabela 1 Dados de caracterização dos ensaios de tratamento dos efluentes do campus universitário com sistemas integrados RA, WCFV, CONTROLE e MA. PARÂMETROS EFLUENTE BRUTO RA CONTROLE WCFV MA MA/WCFV DQO (mg L -1 O 2 ) 684,8 340,2 221,8 357,7 414,8 496,6 DBO 5 (mg L -1 O 2 ) ,5 575,7 666,6 530,0 394,0 N-NH 4 + (mg L -1 ) 64,26 87,1 8,9 2,45 0* 0 Fósforo total (mg L -1 ) 7,87 6,5 2,3 3,12 4,65 5,2 Turbidez (UT) 118,8 38,4 7,4 11,5 130,8 53,0 Condutividade ( Scm -1 ) ,8 636, ,8 691,3 ph 7,7 6,6 5,9 6,0 9,0 6,6 * Não detectável para o método de titulação. Os dados da Tabela 1 revelam tendência de comportamento semelhante aos resultados obtidos por Gschlöbl et al. (1998). Os valores de nitrogênio foram os únicos a manter redução na sequência da combinação com RA para os métodos MA e MA/WCFV, mesmo que o sistema tenha sido experimentado com 160 cm hora -1 ao invés de 20 cm dia -1. A redução da taxa de aplicação terá que ser ajustada a valores próximos aos que os pesquisadores testaram. Isto poderá melhorar o desempenho da combinação MA/WCFV.

7 Na combinação de MA com WCFV, seria interessante considerar as separações de fases para as microalgas com meios já testados e descritos por de-bashan e Bashan (2010), especialmente na configuração da parte superior do leito dos WCFV. Neste caso pode ser pensada a inclusão também na superfície do Cone do reator MA da Luffa Cylindrica. Outro aspecto importante seria a utilização de coagulantes orgânicos, naturais (Moringa Oleífera - Moringaceae) e derivados de tanino, neste caso com o passivo de uso de processo químico complementar para produção do coagulante. O principal aspecto de ganho para o uso das microalgas deve ser associado, portanto, com a separação de fases, bem como o potencial ganho do meio filtrante com os wetlands para consumo dos nutrientes parcialmente fixados com as microalgas. Outro aspecto importante de desempenho do processo de tratamento dos efluentes foi inicialmente avaliado para a combinação RA/MA. As taxas de crescimento e germinação da Latuca sativa podem ser observadas na Figura 3. Figura 3. Taxas de crescimento e germinação da Lactuca sativa envolvendo especialmente as microalgas caracterizadas Fonte: Autor Rodrigues et al. (2008) destaca o uso da Lactuca sativa para ensaios de fitotoxicidade e citogenotoxicidade de efluentes urbanos e industriais. Os autores destacam que o aumento da salinidade, e consequentemente a condutividade elevada inibem a germinação, afetando a osmorregulação, levando à falência organelas responsáveis por essa função. A condutividade elétrica da água está estreitamente relacionada com a quantidade de íons nela dissolvidos e por isso reflete sua salinidade. O comportamento destacado com os trabalhos de Rodrigues et al. (2008) de fato pode ser observado no comportamento dos resultados da Figura 3, bem como associado com os resultados da

8 Tabela 1. Este comportamento deverá ser observado para todas as outras combinações de processos, sendo que a menor condutividade foi observada com WCFV. Avanços para o controle de desempenho do sistema microalgas + wetlands podem também ser monitorados como na pesquisa desenvolvida por Ouzounidou et al. (2012). Neste caso um sistema at line permite a determinação de CO 2 (algas) e clorofila para os wetlands, podendo ser feitas com sistema de medida de fotossíntese e fluorescência. Outro aspecto importante consiste na inclusão de diferentes espécies na avaliação de fitotoxicidade, como o que foi desenvolvido por Andreozzi et al. (2008). A aplicação da Raphanus sativus e da Cucumis sativus para o monitoramento do toxicidade foi feita ampliando a análise de respostas da Lactuca sativa. Com perfil de ampliação das espécies indicadores de fitotoxicidade Bowmer (1985) aplicou a Typha domingensis, expondo a espécie em incubadora com efluentes de wetlands com diferentes tempos de detenção hidráulico para verificar as diferenças de crescimento das raízes. 4. Considerações finais A combinação de todos os sistemas testados melhorou a qualidade do efluente urbano estudado, especialmente para os parâmetros de carga de depleção de oxigênio dissolvido e eutrofizante. A combinação com as microalgas, também incluindo o WCFV, apresenta a melhor condição para N-NH + 4 e DBO 5, porém com valores que ainda podem ser melhorados. A referência de menor fator de carga volumétrica, para valores próximos aos da literatura, especialmente quando os wetlands são utilizados como polimento para o sistema de lagoas, deverá ser adotado. O ganho quanto a fitotoxicidade do sistema de microalgas está de acordo com a literatura, reforçando mecanismo importante para redução da condutividade e salinidade das águas residuárias, o que também contribuirá com a recuperação de nutrientes a partir dos efluentes. A ideia de proporcionar o crescimento de microalgas já existentes nos efluentes será mantida, devendo ser agregado sistema suporte para a separação de fase das mesmas, além melhorar os WCFV funcionando como meio biofiltro. 5. Agradecimentos Agradecimentos ao CNPq com o financiamento para o projeto número /

9 6 Referências ANDREOZZI, R.; et al Effect of combined physico-chemical processes on the phytotoxicity of olive mill wastewaters. Water Research, 42 (2008) ARBIB, Z.; et al Capability of different microalgae species for phytoremediation processes: Wastewater tertiary treatment, CO2 bio-fixation and low cost biofuels production. Water Research, 49(0), APHA/AWWA AMERICAN PUBLIC HEALTH ASSOCIATION. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater. 21. ed. Washington: APHA/AWWA/WEF, ASLAN, S. and KAPDAN, I. K. Batch kinetics of nitrogen and phosphorus removal from synthetic wastewater by algae ecological engineering. 2 8, 64 70, BOWMER, K. H Detoxification of effluents in a macrophyte treatment system. Water Res. VoL 19. No. I, pp , 198. BICUDO, C. E. M. Gêneros de microalgas de águas continentais do Brasil (chave para identificação e descrições) Segunda edição / organizado por Carlos E. de M. Bicudo, Mariângela Menezes. São Carlos: RiMa, p. 502, BOELEE, N.C., et al. 2014a. Nutrient removal and biomass production in an outdoor pilot-scale phototrophic biofilm reactor for effluent polishing. Applied Biochemistry and Biotechnology, 172(1), CAI, T., PARK, S.Y., LI, Y Nutrient recovery from wastewater streams by microalgae: Status and prospects. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 19(0), DAS, N.; VIMALA, R.; KARTHIKA, P. Biosorption of heavy metals - An Overview. Indian Journal of Biotechnology, v. 7, p , DE-BASHAN, L. E. AND BASHAN, Y. Immobilized microalgae for removing pollutants: Review of practical aspects Bioresource Technology, 101, , GSCHLÖBL, T. et al. Constructed wetlands for effluent polishing Of lagoons. Wat. Res. Vol. 32, No. 9, p , HENKANATTE-GEDERA, S. M. Algal-based, single-step treatment of urban wastewaters. Bioresour Technol. Apr 6; 189: p HORN, T. B. Integração de sistemas wetlands construídos + fotoozonização catalítica no tratamento de efluentes de campus universitário. Programa de Pós-graduação em Tecnologia Ambiental, Universidade de Santa Cruz do Sul, p. 157, KONNERUP, D. et al. Treatment of fishpond water by recirculating horizontal and vertical flow constructed wetlands in the tropics Aquaculture, , MEZZOMO, N.; SAGGIORATO, A.G.; SIEBERT, R.; TATSCH, P.O.; LAGO, M.C.; HEMKEMEIER, M.; COSTA, J.A.V.; BERTOLIN, T.E.; COLLA, L.M. Cultivation of microalgae Spirulina platensis (Arthrospira platensis) from biological treatment of swine wastewater. Ciência e Tecnologia de Alimentos, v. 30, n. 1, p , MÓDENES, A.N.; PIETROBELLI, J.M.T.A.; QUIÑONES, F.R.E.; SUZAKI, P.Y.R.; ALFLEN, V. L.; KLEN, M.R.S.F. Potencial de biossorção do zinco pela macrófita Egeria densa. Engenharia Sanitária e Ambiental, v. 14, n. 4, p , OUZOUNIDOU, G. et al Raw and fungal-treated olive-mill wastewater effects onselected parameters of lettuce (Lactuca satival.) growth The role of proline. Journal of Environmental Science and Health, Part B(2012)47, QUINTELAS, C.; FERNANDES, B.; CASTRO, J.; FIGUEIREDO, H.; TAVARES, T. Biosorption of Cr(VI) by three different bacterial species supported on granular activated carbon - A comparative study. Journal of Hazardous Materials, v. 153, p , 2008.

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