Universidade Presbiteriana Mackenzie Centro de Ciências Biológicas e da Saúde Curso Ciências Biológicas JULIANA MARTINS STOPA

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1 Universidade Presbiteriana Mackenzie Centro de Ciências Biológicas e da Saúde Curso Ciências Biológicas JULIANA MARTINS STOPA Desenvolvimento e Avaliação de um Protótipo de Sistema de Wetlands para Tratamento Secundário de Efluente Sanitário São Paulo 2015

2 Universidade Presbiteriana Mackenzie Centro de Ciências Biológicas e da Saúde Curso Ciências Biológicas JULIANA MARTINS STOPA Desenvolvimento e Avaliação de um Protótipo de Sistema de Wetlands para Tratamento Secundário de Efluente Sanitário Trabalho de Conclusão de Curso apresentado ao Centro de Ciências Biológicas e da Saúde da Universidade Presbiteriana Mackenzie como requisito parcial para obtenção do Grau de Bacharelado em Ciências Biológicas Orientador: Leandro Tavares Azevedo Vieira São Paulo 2015

3 À minha família, por todo amor e dedicação.

4 AGRADECIMENTOS Ao Centro de Ciências Biológicas e da Saúde CCBS UPM pela infraestrutura física e os funcionários competentes disponibilizados para o desenvolvimento do conhecimento acadêmico. À Universidade Federal do ABC (UFABC) por me permitir desenvolver meu trabalho em suas dependências e disponibilizar materiais e professores competentes para tanto. Vale destacar a competência e dedicação da Profª Drª Lúcia Helena Gomes Coelho. Ao meu orientador, Prof. Dr. Leandro Tavares Azevedo Vieira pela oportunidade, paciência, dedicação e conhecimentos transmitidos. Aos professores e técnicos da Universidade Presbiteriana Mackenzie pela prontidão em auxiliar sempre que necessário, participando de todo o meu desenvolvimento acadêmico durante esses anos. Aos meus colegas dentro e fora da graduação por toda paciência, ajuda, carinho e companheirismo ao longo do percurso. Aos meus pais por se dedicarem integralmente para que eu pudesse realizar meu sonho e conquistar mais uma vitória, sempre me dando muito amor, carinho e paciência. Ao meu namorado por me auxiliar nos momentos mais difíceis e me apoiar em todas as minhas decisões com muito amor e cuidado. À Deus e a vida pela possibilidade de realização deste trabalho. À todas as pessoas que de alguma forma fizeram com que eu conquistasse pouco a pouco tudo aquilo que eu almejei.

5 Resumo O uso excessivo da água sem planejamento, associado ao aumento da poluição e a eutrofização dos corpos d água, tem levado ao desequilíbrio da vida e causado danos à saúde humana. Sendo o esgoto doméstico fonte majoritária de descarga de fósforo, que pode levar os corpos d água à eutrofização, faz-se necessário o desenvolvimento e a implementação de sistemas de gestão e tratamento de esgoto. Os sistemas wetlands são tanques com algum tipo de substrato (geralmente brita) e macrófitas enraizadas e/ou flutuantes que fazem a remoção de matéria orgânica e nutrientes do efluente sanitário e vêm sendo utilizados por apresentarem vantagens como baixo investimento, entre outras. O objetivo dessa pesquisa é a concepção de um sistema piloto de tratamento de efluente sanitário através da zona de raízes da macrófita aquática Eleocharis sp e a avaliação de sua eficiência na assimilação de espécies de fósforo e matéria orgânica. No sistema montado utilizando a espécie Eleocharis sp, foi tratado esgoto sanitário a nível secundário, sendo possível reduzir o ph em cerca de 92,3% no tanque controle e 93,0% no tanque piloto. Em relação a cor, o tanque controle chegou a remover em matéria orgânica dissolvida aproximadamente 69,7% e o tanque piloto,72,7%. A turbidez foi reduzida em até 81,0% no tanque controle e 90,0%, no piloto, chegando a se manter, durante certo período de tempo, dentro dos limites permitidos para o consumo de água. O tanque piloto foi capaz de remover até 56,2% de ortofosfato, 66,9% de fósforo hidrolisável e 89,3% de fósforo total, enquanto que o tanque controle foi responsável por reduzir 30,5% de ortofosfato, 65,8% de fósforo hidrolisável e 81,2% de fósforo total. Tais resultados apontam o potencial do sistema de wetlands como estratégia para tratamento secundário de efluentes. Palavras-chave: Eutrofização, Nutrientes, Fósforo, Eleocharis, Junco.

6 Abstract The extensive use of water without previous planning, associated with the increase of the pollution and the eutrophication of water bodies has led to the deterioration of life quality and of the human health. The discharge of wastewater into water bodies is the main source of phosphorus in aquatic environment, that can lead to eutrophication of these water bodies, thus it is essential the development and implementation of management and wastewater treatment systems. Wetlands systems are tanks with some type substrate (usually gravel) and rooted or floating plants than make the removal of organic material and nutrients from sanitary wastewater and have been used because they have advantages such as low investment, among others. The goal of this research is to design a sanitary wastewater treatment pilot system through the root zone of the aquatic macrophyte Eleocharis sp and the evaluation of its efficiency in the assimilation of phosphorus species and organic material. The system assembled using the Eleocharis sp species, wastewater was treated at the secondary level, being possible to reduce the ph to about 92.3% in the control tank and 93.0% in the pilot tank. Regarding the color, the control tank successfully removed dissolved organic material in approximately 69.7% and the pilot tank, 72.7%. The turbidity was reduced up to 81.0% in the control tank and 90.0% in the pilot coming to remain for a certain period of time within the limits permitted for drinking water. The pilot tank was able to remove up to 56.2% of orthophosphate, 66.9% hydrolysable phosphorus and 89.3% total phosphorus, while the control tank was responsible for reducing 30.5% of orthophosphate, 65.8 % of hydrolysable phosphorus and 81.2% of total phosphorus. These results suggest the potential of the wetlands system as a strategy for secondary wastewater treatment. Keywords: Eutrofization, Nutrients, Phosphorus, Eleocharis, Junco.

7 Sumário 1. INTRODUÇÃO OBJETIVOS MATERIAL E MÉTODOS RESULTADOS DISCUSSÃO CONSIDERAÇÕES FINAIS REFERÊNCIAS... 27

8 1. INTRODUÇÃO A água é um recurso essencial para manter os ciclos de vida, a biodiversidade e a sobrevivência da espécie humana e, para tanto, precisa ter boa qualidade e estar em quantidade (TUNDISI, 2003). De acordo com o Programa da Década da Água da ONU, são necessários de 50 a 100 litros de água por pessoa, por dia, visando assegurar as necessidades básicas e a minimização de problemas de saúde (UNDESA, 2015). Entretanto, o aumento da poluição, o uso excessivo sem planejamento e sem gerenciamento e a eutrofização de corpos d água ao longo dos anos, tem aumentado os danos à saúde humana e ao desequilíbrio da vida (LIMA, 2011). A principal causa da poluição dos corpos d água são os lançamentos de efluentes sem tratamento em ambientes aquáticos podendo resultar numa acumulação crônica de nutrientes, principalmente de fósforo e nitrogênio, (ZHANG et al., 2006), o que provoca mudanças nas condições físicas e químicas dos ambientes aquáticos, alterações qualitativas e quantitativas em comunidades aquáticas e no incremento do nível de produção do ambiente aquático (TUNDISI;TUNDISI, 2008). Segundo Sousa (1998), o fósforo tem importância fundamental para as plantas, animais e para o crescimento da microbiota. O fósforo presente nas águas residuárias encontra-se geralmente como fosfato. O fósforo solúvel disponível pode ser absorvido por plantas ou microorganismos e consequentemente convertido em material celular ou sofrer precipitação e/ou adsorção. Entretanto, em ambientes aquáticos, o aumento excessivo de fósforo pode levar ao processo de eutrofização, que significa o enriquecimento das águas por nutrientes, principalmente nitrogênio e fósforo, levando ao crescimento excessivo das plantas aquáticas, tanto planctônicas quanto aderidas, com consequente desequilíbrio do ecossistema aquático e progressiva degeneração da qualidade da água dos corpos lênticos (FIGUEIREDO, 2007). O aumento das concentrações de fósforo em ambientes antropizados é proveniente de detergentes, fertilizantes, dejetos humanos, entre outros, (MACEDO et al., 2010), sendo estes descartados continuamente nos corpos d água e sendo os esgotos domésticos fonte majoritária de descarga do fósforo, terão grande contribuição para a eutrofização (CETESB, 8

9 2015). No esgoto bruto, há quantidades substanciais de fósforo (geralmente na ordem de mg/l), nas formas: orgânica; inorgânica complexa (polifosfatos), como aquelas utilizadas em detergentes; e ortofosfato inorgânico solúvel, este como produto final no ciclo do fósforo, a forma mais prontamente disponível para uso biológico (BLACK, 1980). Durante o processo de tratamento biológico, os compostos orgânicos são degradados por organismos, gerando ortofosfatos solúveis e polifosfatos que, quando hidrolisados, podem ser convertidos em ortofosfatos. Em um efluente orgânico bem-estabilizado submetido a tratamento secundário (tratamento onde predomina a etapa biológica na remoção de matéria orgânica, posteriormente ao pré-tratamento gradeamento para separação de sólidos grosseiros e ao tratamento primário matéria poluente é separada da água por sedimentação), o ortofosfato é a forma predominante do fósforo, que pode ser removido por processos de precipitação química ou absorvido por plantas e microrganismos (CAERN, 2014; LOURES, 2006). Atualmente, a solução para os problemas referentes à água está centrada no desenvolvimento de sistemas adequados de gestão e métodos efetivos para a prevenção e tratamento da eutrofização, visto que ela é um caminho natural do sistema e que se agrava com a ação do homem, tendo os nutrientes diferentes origens, como: efluentes domésticos e industriais e/ou atividades agrícolas, entre outras. (LOURES, 2006). Uma das alternativas que vêm sendo utilizadas são os sistemas naturais de tratamento de esgoto, como as wetlands construídas, que consiste, basicamente, em tanques com algum substrato (geralmente brita) e macrófitas enraizadas e/ou flutuantes (MOHEDANO et al., 2012), onde mecanismos de tratamento físicos, químicos e biológicos vão atuar para a melhoria da qualidade das águas, com a participação do solo, microorganismos e as plantas na transformação e armazenamento de matéria orgânica e nutrientes (HILL; PAYTON, 2000; USEPA, 2000). As wetlands construídas podem ainda ser divididas em duas classes: wetlands de fluxo superficial (FS) e wetlands de fluxo subsuperficial (FSS), este último podendo ser subdividido em fluxo horizontal e fluxo vertical (KADLEC; KNIGHT, 1996). No FSS, o fluxo de águas residuárias passa pelo substrato, 9

10 onde entra em contato com as raízes das plantas emergentes e bactérias facultativas associadas com o substrato (SANTIAGO, 2005). Esse sistema para tratamento de esgoto costuma ser mais utilizado por minimizar uma eventual exposição do público a patógenos uma vez que não há superfície de água exposta, segundo estudo apresentado pela Water Environmental Research Foundation (WERF) em Além da utilização de wetlands construídas ter se mostrado eficaz, ela também apresenta vantagens como baixo investimento e consumo de energia elétrica, fácil construção e manutenção, além da capacidade de adaptação desses ecossistemas à maioria das condições climatológicas (GOPAL, 1999; USEPA, 2003). Trata-se de um sistema de tratamento de efluentes descentralizado, pois a coleta, o tratamento e a descarga (ou reuso) dos efluentes ocorre próximo do local onde o efluente foi gerado. Tal sistema tem como vantagem a construção em pequenas dimensões quando comparado aos grandes sistemas de tratamento, não demandando grandes locais para instalação, além de atender uma região ou subpopulação, ter baixo custo de investimento, operação e manutenção e ser socialmente mais responsável e ambientalmente melhor do que os sistemas centralizados convencionais (NHAPI, 2004). Sendo um sistema mais acessível financeiramente, wetlands podem ser uma boa alternativa para sistemas de tratamento de efluentes em países em desenvolvimento (KIVAISI, 2001). Estudos demonstraram que o uso deste sistema de tratamento é capaz de remover satisfatoriamente a matéria orgânica biodegradável dos efluentes e ainda possui considerável capacidade de remoção de nutrientes como o nitrogênio e o fósforo (MENDONÇA, 2012). Segundo Esteves (1998), o fósforo dos efluentes pode ser removido pelo sistema radicular das macrófitas e, em algumas espécies, pelas folhas também, acumulando biomassa na vegetação, que será utilizada em seu metabolismo, ou ainda, pode ser removido por processos abióticos como a sedimentação, precipitação química e adsorção (UGGETI et al., 2010). Por exemplo, Sousa et al (1998) concluiu em seu trabalho utilizando Typha sp e Eichhornia crassipes em um sistema de tratamento wetland foram capazes de remover 66% do fósforo, sendo 10

11 ligeiramente superior àquela observada em lodos ativados por bactérias acinetobacter, principal microorganismo responsável pela remoção biológica de fósforo (WENTZEL et al., 1992). Em outra pesquisa realizada na Universidade de Connecticut (EUA), Neafsey e Clausen (1994), utilizando três células em paralelo, ocupando uma área total de 0,037 ha, adotando um tempo de detenção hidráulica de 27 dias, cultivando as macrófitas Typha spp., Phragmites spp. e Scirpus americanus, conseguiram uma remoção de 55,3 a 99,6% de NTK (Nitrogênio orgânico e amoniacal) e 44,9 a 99,3% de fósforo total. No caso da macrófita Lemna valdivianana para remoção de nutrientes a partir de resíduos de aquicultura, houve uma eficiência de remoção de fósforo de 94% (MOHEDANO et al. 2012). As espécies de macrófitas, como por exemplo, a Eleocharis sp., possuem de um conjunto de características para contribuírem positivamente no desempenho das wetlands construídas: i) rápido estabelecimento e alta taxa de crescimento; ii) alta capacidade de assimilação de nutrientes; iii) grande capacidade de estocar nutrientes na biomassa; iv) tolerância às características físicas e químicas do efluente e v) tolerâncias às condições climáticas locais (TANNER, 1996). 2. OBJETIVOS O principal objetivo deste projeto foi testar a hipótese de que a macrófita aquática Eleocharis sp é capaz de assimilar com eficiência a matéria orgânica dissolvida e particulada, além das diferentes formas de fósforo presentes em efluente sanitário e apontar a periodicidade para o manejo da biomassa excedente. 3. MATERIAL E MÉTODOS A Eleocharis sp (figura 1) pertencente à família Cyperaceae e conhecida popularmente como Junco é uma macrófita aquática enraizada que tem larga distribuição em todo o mundo, principalmente na América e é bioindicadora de 11

12 ambientes brejosos ou alagadiços (DIEGO-PÉREZ, 1997). Possui folhas longas e cilíndricas contendo muitos canais aeríferos e flores pequenas, reunidas em florescências características em forma de espiguilha e apresenta uma das maiores taxas de produtividade primária entre os ecossistemas aquáticos continentais (GIL et al., 2004). Figura 1 Representação artística da macrófita aquática Eleocharis sp. (FONTE:UFSCAR, 2015) As mudas de Eleocharis sp. utilizadas no experimento (figura 2) foram compradas e cultivadas em água em um tanque contendo brita número 01, na qual foi monitorada a taxa de evaporação/absorção através de uma marca inicialmente feita no tanque com a quantidade inicial de água, e a reposição da água foi acompanhada com uma proveta. Após atingirem um determinado crescimento, com o aparecimento de novos ramos, as mudas foram transplantadas para o tanque piloto, sendo homogeneamente distribuídas, para compor o experimento efetivamente. 12

13 Figura 2 Mudas de Eleocharis sp. O sistema foi desenvolvido nas dependências da Universidade Federal do ABC (UFACB), no laboratório de Análises Ambientais. Para tanto, dois tanques de tratamento foram utilizados, cujas dimensões eram 46,7cm x 32,3cm x 17,9cm (CxLxP). Cada um dos tanques teve uma finalidade: Tanque 1 Controle (contendo exclusivamente brita) e Tanque 2 Sistema Piloto (contendo brita e as macrófitas) e em ambos foi acoplada uma torneira para as coletas do efluente (figura 3). A brita utilizada como substrato em ambos os tanques foi a número 01, a fim de minimizar possíveis entupimentos (VALENTIM, 2003). A brita foi devidamente pesada (6,2 Kg) e distribuída igualmente. Cada tanque foi alimentado com 2L de efluente da própria universidade, que foi coletado por um técnico de obras. Para o tanque piloto foram usadas 20 mudas da macrófita, que foram inicialmente cultivadas em um terceiro tanque, de mesmas dimensões dos demais e utilizando brita número 01 como substrato. 13

14 Figura 3 Tanques do experimento piloto em funcionamento. A - Tanque piloto com as macrófitas aquáticas transplantadas; B - Tanque controle, sem as macrófitas; C - Torneira acoplada em ambos os tanques para coleta do efluente. O sistema teve duração total de um mês, onde foram feitas coletas em triplicatas de cada tanque em tubos falcon de 15mL, 3 vezes por semana, com reposição manual de efluente a cada coleta, completando o volume de efluente total para 2L. Foram feitas ainda mensurações de temperatura e umidade relativa a cada coleta utilizando um termo higrômetro (HC-520 IN/OUT Temp & Humindity Meter) sempre no período da tarde (entre 14h e 18h), além das análises de ph (NI PHM NOVA INSTRUMENTS), cor (AquaColor Cor PoliControl), turbidez (AP2000 PoliControl) e fósforo orgânico, hidrolisável e ortofosfato (realizados de acordo com os métodos padronizados pela NBR 12772) para ambos os tanques (controle e piloto). Para essas variáveis, as médias, baseadas nas triplicatas, foram plotadas em um gráfico de linhas ao longo dos dias dos experimentos a fim de comparar os dois tanques usando o erro-padrão da média. Além disso, as mesmas análises foram feitas antes de dar início ao experimento (com o efluente antes de ser adicionado aos tanques), além de análises de Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) antes, no meio do experimento e ao final (essa abordagem diferenciada de frequência analítica da DBO se deu pela metodologia de determinação desse parâmetro demandar pelo menos 300 ml de amostra por determinação, o que interferiria demais nos volumes dos tanques, pois cada sistema continha 2L de efluente). Os resultados foram plotados em uma planilha no programa Microsoft Excel 2010 e transformados em gráficos pelo programa GraphPad Prism 6, para 14

15 possibilitar comparação. Para a determinação das diferentes formas de fósforo foi utilizado o método colorimétrico por redução com ácido ascórbico (0,01 mg/l - 0,5 mg/l), segundo NBR Para determinação de ortofosfato foi utilizado um espectrofotômetro adequado para medir uma intensidade de cor de 880 nm. Foram utilizados 5 ml da amostra e transferidos para um tubo de Falcon de 50 ml. Para o preparo do reagente combinado foi preparada uma solução-mistura, contendo 0,13 g de tartarato de potássio e antimônio que foram pesados em uma balança analítica e posteriormente foram transferidos para um balão volumétrico de 1L contendo 700 ml de água. Pesou-se também 5,6 g de molibdato de amônio que foram adicionados à solução e 70 ml de ácido sulfúrico concentrado (d=1,84), onde completou-se com água até o volume final de 1L. Para cada 100 ml dessa solução mistura, foi dissolvido 0,5g de ácido ascórbico, finalizando o reagente combinado. Em seguida, foram adicionados 10 ml desse reagente à amostra, misturando por agitação moderada. Para a construção da curva de calibração, foram utilizados 6 tubos falcon de 50mL com 10mL de reagente combinado cada e diferentes quantidades de solução-padrão de fósforo (0,0025 mg): 0 ml (branco), 1 ml, 2 ml, 4 ml, 7 ml e 10 ml, a fim de obter padrões contendo 0 mg/l, 0,05 mg/l, 0,1 mg/l, 0,2 mg/l, 0,35 mg/l e 0,5 mg/l de fósforo, respectivamente. Quando o teor de fósforo ortofosfato foi maior que 25 μg, fez-se necessária a diluição da amostra com água. Entre 10 e 30 minutos foi medida a absorbância da cor azul na faixa de 880 nm. A concentração de fósforo foi determinada através da curva de calibração. Para a determinação de fósforo hidrolisável adicionou-se 5 ml da amostra em um Erlenmeyer, 1 ml de ácido sulfúrico (31%) e algumas pérolas de vidro, completando o volume final de 10mL com água e aqueceu-se em chapa à 150ºC por 30 minutos, acrescentando água durante a ebulição, para manter o volume final em 10 ml. Após esfriar, foi utilizado 5 ml dessa solução em 10 ml de reagente combinado, seguindo o mesmo protocolo de análise de ortofosfato para a determinação da concentração de fósforo. 15

16 Por fim, para a determinação de fósforo orgânico, foi utilizada a mesma solução preparada para o fósforo hidrolisável, com a única exceção de ter sido adicionado 0,4 g de persulfato de amônio. A leitura da concentração de fósforo foi feita da mesma forma que os demais tipos de fósforo. 4. RESULTADOS A temperatura média durante o experimento foi 22,2ºC ± 2,4 (desvio padrão) com a temperatura mínima de 18,8 C e a máxima de 26,6 C e a umidade relativa teve uma grande oscilação durante o experimento com média de 60,4% ± 12,3 (desvio padrão) (Figura 4). Figura 4 Temperatura e Umidade Relativa ao longo dos dias de coleta. Os dados foram obtidos durante cada dia de coleta, sendo a temperatura aferida em graus Celsius ( C) e a umidade relativa, em porcentagem (%). Houve um decréscimo do ph durante o experimento, tanto para o tanque controle (7,7%) quanto para o tanque piloto (7,0%), entre a aferição do efluente original, antes do experimento (dia 0), e a primeira coleta (dia 3) (Figura 5). Não houve uma diferença de acordo com o erro padrão da média entre o 16

17 tanque controle e o tanque piloto em relação ao ph do efluente tratado, mesmo depois que ocorreram as trocas de efluentes. Figura 5 ph Controle e ph piloto ao longo dos dias de coleta. Os dados foram obtidos através da média das triplicatas de cada dia de coleta e as barras indicam o desvio padrão. As setas indicam os dias em que ocorreram as trocas de efluente. O dia 0 refere-se à aferição do ph do efluente antes de ser adicionado ao experimento. Comparando a cor do controle, do piloto e do efluente original (dia 0) pode-se observar que houve uma diminuição da intensidade da cor logo na primeira coleta (48,0% controle e 37,5% piloto), e que se manteve na segunda coleta (69,7% controle e 72,7% piloto) (Figura 6). A partir do dia 12, a intensidade da cor do controle e a do piloto começou a se diferenciar, sendo que no caso do tanque piloto, a cor mostrou-se menos intensa do que o tanque controle. A partir do dia 17, observa-se um aumento gradual da intensidade da cor do tanque piloto, que, no último dia de coleta, se igualou ao tanque controle. 17

18 Figura 6 Cor Controle e Cor piloto ao longo dos dias de coleta. Os dados foram obtidos através da média das triplicatas de cada dia de coleta e as barras indicam o desvio padrão. As setas indicam os dias em que ocorreram as trocas de efluente. O dia 0 refere-se à aferição da cor do efluente antes de ser adicionado ao experimento. No experimento houve uma redução da turbidez entre o dia 0 e dia 3 para ambos os tanques (Figura 7), cerca de 81,0% no tanque controle e 90,0% no tanque piloto. Entretanto, essa redução se manteve apenas até o dia de coleta 14 no tanque piloto, enquanto que no tanque controle a turbidez foi aumentando gradualmente. Nos últimos dias de coleta é possível observar que a macrófita já apresentava um limite de assimilação da matéria orgânica particulada (uma das responsáveis pela turbidez da água), chegando quase a se igualar ao tanque controle no dia 42. Entre os dias 17 e 24 ocorreu um aumento da turbidez tanto no tanque piloto quanto no tanque controle, o que pode ter ocorrido devido às trocas de efluentes nos dias 14 e 21, que poderiam estar com mais matéria orgânica em suspensão. 18

19 Figura 7 Turbidez Controle e Turbidez piloto ao longo dos dias de coleta. Os dados foram obtidos através da média das triplicatas de cada dia de coleta e as barras indicam o desvio padrão. As setas indicam os dias em que ocorreram as trocas de efluente. O dia 0 refere-se à aferição da cor do efluente antes de ser adicionado ao experimento. Em relação à DBO, na primeira medição com o sistema wetlands operando, a DBO do tanque piloto ficou abaixo da DBO do efluente original (0) e em relação ao tanque controle, porém ambos com eficiência equivalente, considerando a incerteza das determinações das triplicatas. A DBO do tanque controle e a do tanque piloto ao final do experimento (dia 42) se igualaram, mostrando que a macrófita teria chegado ao seu limite de assimilação. 19

20 Figura 8 DBO Controle e DBO piloto ao longo do experimento. Os dados foram obtidos antes de o experimento ser iniciado (0), no meio do experimento (14) e ao final (42). Os dados foram obtidos através da média das triplicatas e as barras indicam o desvio padrão. No início do experimento houve uma redução da concentração de ortofosfato tanto para o tanque controle quanto para o tanque piloto (cerca de 30,5% para o tanque controle e 56,2% para o tanque piloto) (Figura 9). No decorrer do experimento não houve diferenças em relação aos dois tanques. A partir do dia 7 de coleta a concentração de ortofosfato aumentou gradativamente, chegando a se equiparar com a concentração de ortofosfato original (0) e até a superá-la (dia 28). 20

21 Figura 9 Ortofosfato Controle e Ortofosfato Piloto ao longo dos dias de coleta. Os dados foram obtidos através da média das triplicatas de cada dia de coleta e as barras indicam o desvio padrão. As setas indicam os dias em que ocorreram as trocas de efluente. O dia 0 refere-se à aferição da cor do efluente antes de ser adicionado ao experimento. O fósforo hidrolisável foi reduzido logo na primeira coleta tanto nos tanques controle como no tanque piloto quando comparados com o efluente original (0), com 65,8% e 66,9% de redução, respectivamente. Apesar da concentração de ambos os tanques terem aumentado nas coletas dos dias 7 e 10, ainda se mantiveram menores do que o efluente inicial, permanecendo nessas condições ao longo de todo o experimento, chegando quase a zero em ambos os tanques ao final do experimento. 21

22 Figura 10 Fósforo Hidrolisável Controle e Fósforo Hidrolisável Piloto ao longo dos dias de coleta. Os dados foram obtidos através da média das triplicatas de cada dia de coleta e as barras indicam o desvio padrão. As setas indicam os dias em que ocorreram as trocas de efluente. O dia 0 refere-se à aferição da cor do efluente antes de ser adicionado ao experimento. Em relação ao fósforo orgânico, tanto no tanque controle quanto no tanque piloto, as concentrações mantiveram-se significativamente abaixo das concentrações do efluente original (0) ao longo do experimento, mas sem diferenças entre os tanques. A redução inicial da concentração nos tanques controle e piloto foram de, respectivamente, 81,2% e 89,3%. 22

23 Figura 11 Fósforo Orgânico Controle e Fósforo Orgânico Piloto ao longo do experimento. Os dados foram obtidos através da média das triplicatas de cada dia de coleta e as barras indicam o desvio padrão. As setas indicam os dias em que ocorreram as trocas de efluente. O dia 0 refere-se à aferição da cor do efluente antes de ser adicionado ao experimento. 5. DISCUSSÃO Os resultados apresentados evidenciaram uma boa assimilação de matéria orgânica dissolvida e particulada pela macrófita Eleocharis sp. sendo que o tanque piloto foi mais eficiente em todos os parâmetros analisados, principalmente em relação à matéria orgânica dissolvida e particulada e as diferentes formas de fósforo. Um fator importante que afeta diretamente os microorganismos, e consequentemente a velocidade de decomposição da matéria orgânica, é a temperatura (UCKER, 2014). Conforme Katayon et al. (2008), faixas de temperatura entre 16,5 e 32ºC favorecem o processo de nitrificação em wetlands construídos. De acordo com os resultados (figura 4), a temperatura média (22,2ºC ± 2,4) está dentro dessa faixa, o que significa que o processo de decomposição da matéria orgânica está sendo favorecido. 23

24 O decréscimo de ph observado no experimento, tanto para o tanque controle quanto para o tanque piloto entre aferição do efluente original (dia 0) e a primeira coleta (dia 3), sugere que a brita pode ter sido responsável por essa alteração, já que ela estava presente nos dois tanques, e depois o ph se estabilizou. Segundo a legislação vigente (CONAMA, 2011), a faixa correta de ph para o efluente ser lançado em recurso hídrico deve compreender entre 5 à 9. De acordo com as análises, todos os valores apresentaram-se adequados para o lançamento. Além disso, todos os valores foram similares, o que é importante, pois grandes variações de ph podem dificultar a eficiência de remoção de outros parâmetros, como por exemplo, matéria orgânica (KONRAD et al, 2013). Segundo o Ministério da Saúde (2006), a cor é um parâmetro que indica a presença de substâncias dissolvidas na amostra, sendo que, de acordo com a Portaria MS Nº 2914/11, o valor máximo permissível de cor na água para consumo é de 15,0 uc. No experimento, houve uma diminuição da intensidade da cor em ambos os tanques, mas que se destacou no tanque piloto por se manter menos intensa em relação ao tanque controle. Essa diminuição pode ser devido à formação de biofilme aderido ao substrato (brita), já que este biofilme é composto por vários microorganismos que ajudam na degradação da matéria orgânica e na transformação da série nitrogenada (UCKER et al, 2014). A intensidade da cor do controle e a do piloto a partir do dia 12, começou a se diferenciar, sendo que no caso do tanque piloto, essa cor menos intensa pode ser devido à assimilação de matéria orgânica dissolvida pela macrófita, tornando o efluente mais cristalino em relação ao tanque controle. O aumento gradual da intensidade da cor do tanque piloto, que posteriormente chegou a se igualar ao tanque controle, mostra que a macrófita pode ter chegado ao seu limite de assimilação e começou então a reintroduzir a matéria orgânica ao meio novamente. Em relação ao máximo valor permitido de cor na água (15 uc), a coleta do dia 7 registrou o menor valor, tanto para o controle quanto para o piloto, de cerca de 110 uc, o que significa que se houver um remanejamento nesse período, seria possível remover uma maior quantidade de matéria orgânica dissolvida, podendo assim obter resultados mais próximos ao desejável para 24

25 uma água para consumo. A turbidez é definida como medida do grau de interferência à passagem da luz através do líquido, sendo que a penetração da luz se altera decorrente da presença de material em suspensão (SABESP, 2015). Nos primeiros dias do experimento, houve uma redução importante da turbidez em ambos os tanques, o que mais uma vez sugere a atuação da brita como biofilme, no entanto, apenas o tanque controle foi capaz de manter a redução por um maior período, até que começou a aumentar gradativamente chegando a se igualar ao tanque controle. Isso ocorreu devido à ação da macrófita aquática enraizada, que foi capaz de assimilar a matéria orgânica suspensa por um determinado período, até que ela atingiu sua capacidade máxima de assimilação, sendo possível sugerir que nesse momento seria importante a execução do manejo da planta. Segundo SABESP (2015), o valor máximo permitido de turbidez na água distribuída é de 5,0 UNT, sendo que o tanque piloto se manteve abaixo desse valor entre os dias 5 e 14, em uma média de 3,0 UNT, o que mostra que a macrófita juntamente com a brita é capaz de deixar o efluente dentro das condições ideais em relação ao parâmetro turbidez. A Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) é um indicador que determina indiretamente a concentração de matéria orgânica biodegradável através da demanda de oxigênio exercida por microorganismos através da respiração (VALENTE et al., 1997). Com base nisso, é possível notar que ao final do experimento, a DBO do tanque piloto e do tanque controle se igualou, confirmando a suposição de que a macrófita teria chegado ao seu limite de assimilação de matéria orgânica, assim como já foi mostrado em relação à outros parâmetros. Sendo assim, esse resultado pode ser um indicativo de que deveria ocorrer a manutenção das mudas antes de totalizar 1 mês de operação do sistema, sendo a compostagem uma alternativa viável para a destinação das macrófitas. Um outro ponto importante é que quando o efluente a ser tratado possui uma carga de DBO elevada, espera-se uma baixa eficiência de remoção de nutrientes, tendo em vista a baixa disponibilidade de oxigênio, o que limita o processo de decomposição (POMPÊO, 2008). A diferença nas porcentagens de redução de ortofosfato nos tanques (figura 9) pode ser justificada pela presença da macrófita enraizada no tanque 25

26 piloto, além do biofilme formado pela brita em ambos os tanques. O fato de o tanque piloto ter se igualado ao tanque controle e até ter superado o efluente original, sugere que as remoções de ortofosfato foram causadas principalmente pelo material filtrante (brita), que segundo Trend (2015), a adsorção química é o mecanismo de remoção predominante do ortofosfato. Embora tenha ocorrido a adsorção e precipitação do fósforo no material filtrante como observado no experimento, essa remoção se torna cada vez mais limitada após algum tempo de operação (BRIX; ARIAS, 2005). Além disso, a fitoextração de ortofosfato pelas plantas também ocorre, contudo, acontece em um ritmo mais lento em comparação com o material filtrante (LUDERITZ; GERLACH, 2002), justificando a proximidade entre os resultados encontrados no tanque piloto e no tanque controle. Durante os tratamentos de esgoto, a maior parte do fósforo orgânico e hidrolisável é removida ou decomposta à ortofosfato (ROMITELLI, 1983), o que justifica as baixas concentrações encontradas para o fósforo hidrolisável (figura 10) e fósforo orgânico (figura 11) ao longo do experimento. A semelhança entre os resultados encontrados para os dois tanques deve-se então a grande participação do material filtrante que adsorve o fósforo. Segundo Davis (2000), a remoção de fósforo é maior no início de operação do sistema, pois ao longo do tempo, o material de enchimento (no caso a brita) é saturado e a remoção declina devido à diminuição da capacidade de adsorção. Se o objetivo do experimento é a remoção de fósforo, deve-se considerar a troca do material filtrante periodicamente, além de ter um plantio denso, onde terá acumulo na massa, na serapilheira e no sedimento. Tais resultados preliminares apontam o potencial do sistema de wetlands como estratégia para tratamento secundário de efluentes. Observando os resultados ao longo do tempo, pode-se observar um possível momento de remanejamento das macrófitas no meio do experimento, cerca de 15 dias após o início do processo em batelada. Sendo assim, é possível considerar que a hipótese inicialmente proposta no trabalho de que a macrófita aquática Eleocharis sp. seria capaz de assimilar com eficiência os parâmetros analisados está de acordo com os resultados obtidos. 26

27 6. CONSIDERAÇÕES FINAIS O projeto em menor escala foi construído e foi possível acompanhar o desenvolvimento do mesmo, sendo monitoradas as variáveis do sistema e indicando um possível momento de remanejamento das macrófitas, observando quais os seus limites de assimilação de matéria orgânica e nutrientes, além de possíveis alterações nos protocolos, visando uma melhor adaptação para análise do efluente utilizado. Os resultados preliminares mostram que o sistema de wetlands é uma alternativa positiva para o tratamento secundário de efluente sanitário. Em relação à matéria orgânica dissolvida (cor), o tanque piloto foi capaz de remover cerca de 3% a mais do que o tanque controle e 9% a mais de matéria orgânica particulada (turbidez), o que mostra uma melhor eficiência de remoção quando em presença das macrófitas. Tanto fósforo orgânico, quanto o hidrolisável e o ortofosfato foram removidos com maior eficiência pelo tanque que continha as macrófitas, sendo que o ortofosfato foi a forma que mais se destacou, visto que é a forma que a planta mais assimila para usar em seu metabolismo. Tais remoções são muito importantes pois reduzem as chances de eutrofização do corpo receptor. A diferença entre o ph final do tanque controle e do tanque piloto não chegou a 1%, embora tenha sido alterada em relação ao início do experimento, o que sugere que a brita (contida em ambos os tanques) teria funcionado como um biofiltro, alterando o ph devido à presença de seus íons minerais. O próximo passo seria montar o mesmo sistema, mas agora em fluxo, onde o efluente ficasse constantemente sendo trocado com o auxílio de uma bomba peristáltica, representando o que aconteceria efetivamente em uma estação de tratamento de esgoto, para melhor avaliar a eficiência do sistema. Ainda sim, o experimento foi bem sucedido com resultados positivos para essa estratégia de tratamento secundário, o que sugere que também seria eficiente com a operação em fluxo. 6. REFERÊNCIAS BIUDES, J. F. V.; CAMARGO, A. F. M. Estudos dos Fatores Limitantes à 27

28 Produção Primária por Macrófitas Aquáticas no Brasil. Oecologia Brasiliensis. 12: BLACK, S. A. Experience with phosphorus removal at existing Ontario municipal wastewater treatment plants. In: LOEHR, R.C.; MARTIN, C.S.; RAST, W. (eds). Phosphorus management strategies for lakes. Ann Arbor, Michigan: Ann Arbor Science Publishers, Inc., chap.13, p BRIX, H.; ARIAS, C. A. The Use of Vertical Flow Constructed Wetlands for On- Site Treatment of Domestic Wastewater: New Danish guidelines. Science Direct: Ecological Engineering, v. 25, n. 5, p , BRIX, H. Do Macrophytes Play a role in Constructed Treatment Wetlands? Water Science and Technology, Oxford, v. 35, n. 5, p , CAERN Companhia de Águas e Esgotos do Rio Grande do Norte Tratamento de Esgoto. Disponível em: < Conteudo.asp?TRAN=ITEM&TARG=12037&ACT=null&PAGE=0&PARM=null& LBL=null>. Acesso em: 05 out CETESB. Companhia Ambiental do Estado de São Paulo. Qualidade das Águas Interiores no Estado de São Paulo. Relatório. São Paulo, Disponível em: < sites/32/2013/11/variaveis.pdf>. Acesso em: 09 nov CONAMA. Resolução nº. 430, de 13 de maio de Dispõe sobre as condições e padrões de lençamento de efluentes, complementa e altera a Resolução nº357, de 17 de março de 2005, do Conselho Nacional do Meio Ambiente - CONAMA. Disponível em: < 28

29 legiabre.cfm?codlegi=646>. Acesso em: 28 out DIEGO-PÉREZ, N. Cyperaceae. In: DIEGOPÉREZ, N.; MARIA FONSECA, R. (Eds.) Flora de Gerrero, México, 5: ESTEVES, F. A Fundamentos de Limnologia. 2a ed. Interciência FINEP: Rio de Janeiro, 602p. FIGUEIRÊDO, M.C.B.; TEIXEIRA, A.S.; ARAÚJO, L.F.P.; ROSA, M.F.; PAULINO, W.D.; MOTA, S.; ARAÚJO, J.C. Avaliação da vulnerabilidade ambiental de reservatórios à eutrofização. Revista Engenharia Sanitária e ambiental, Rio de Janeiro, v.12 n. 4, GIL, A. S. et al. O gênero Eleocharis R. BR. (Cyperaceae) nos ecossistemas aquáticos temporários da planície costeira do Estado do Rio de Janeiro. Arquivos do Museu Nacional, Rio de Janeiro, v. 62, n. 2, p , GOPAL, B. Natural and constructed wetlands for wastewater treatment: Potential and problems. Water Science Technology, v. 40, n. 3, p , HILL, D. T.; PAYTON, J. D. Effect of plant fill ratio on water temperature in constructed wetlands. Bioresource Technology, v. 71, n. 3, p , JORDAN, E. J., and P. R. SENTHILNATHAN, Advanced Wastewater Treatment with Integrated Membrane Biosystems, Available from: Zenon, P.O. Box 1285, Ann Arbor, MI 48106; (303) KATAYON, Z, S.; FIONA, M.J.M.M. NOOR; HALIM, G.A.; AHMAD, J.. Treatment of mil domestic wastewater using subsurface constructed wetlands in 29

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