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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.

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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.

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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


Co-orientadora

Dr. Ênio Leandro Machado


Orientador

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“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

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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!!!!

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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


Cádmio total - mg/kg


Cromo total - mg/kg


Níquel total - mg/kg


Chumbo total - mg/kg


Alumínio total - 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

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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

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ANEXOS

Laudo das análises do afluente e efluente

97

Laudo das análises do Tecido Vegetal

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