avaliaÇÃo e instalaÇÃo de um sistema wetland · influenciam na qualidade do chorume gerado, bem...
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CENTRO UNIVERSITÁRIO UNIVATES
CURSO DE ENGENHARIA AMBIENTAL
AVALIAÇÃO E INSTALAÇÃO DE UM SISTEMA WETLAND
CONSTRUÍDO PARA TRATAMENTO DE CHORUME NO ATERRO
SANITÁRIO DE LAJEADO/RS
Júnia Beatriz Wendt Plentz
Lajeado
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Júnia Beatriz Wendt Plentz
AVALIAÇÃO E INSTALAÇÃO DE UM SISTEMA WETLAND
CONSTRUÍDO PARA TRATAMENTO DE CHORUME NO ATERRO
SANITÁRIO DE LAJEADO/RS
Trabalho de Conclusão de Curso
apresentado ao Centro de Ciências e
Tecnologias do Centro Universitário
Univates, como parte da exigência para
obtenção do título de Bacharel em
Engenharia Ambiental.
Orientador: Prof. Me. Gustavo Reisdörfer
Lajeado
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Júnia Beatriz Wendt Plentz
AVALIAÇÃO E INSTALAÇÃO DE UM SISTEMA WETLAND
CONSTRUÍDO PARA TRATAMENTO DE CHORUME NO ATERRO
SANITÁRIO DE LAJEADO/RS
Este trabalho foi julgado adequado à obtenção
do título de bacharel em Engenharia Ambiental
da Univates e aprovado em sua forma final pelo
orientador e pela banca examinadora.
Prof. Me. Gustavo Reisdörfer – Orientador
Centro Universitário Univates
Profa. Me. Maria Cristina de Almeida Silva
Centro Universitário Univates
Prof. Dr. Odorico Konrad
Centro Universitário Univates
Lajeado
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AGRADECIMENTOS
Agradeço em especial ao meu marido que em todos os momentos esteve
sempre ao meu lado me apoiando e me fazendo ser forte, e com o mesmo apresso
pela minha mãe que me apoia e esteve ao meu lado, ajudando em tudo que eu
precisei para estar subindo mais um degrau no meu caminho, e aos meus familiares
que de alguma forma ajudaram dando força, e passando confiança nos momentos
em que precisei.
Ao meu Orientador, Professor Gustavo Reisdörfer pelos ensinamentos que
me passou desde a aula, ...a orientação do trabalho, pelas ideias, pelo apoio, pela
colaboração na elaboração deste trabalho.
Aos estagiários e funcionários do laboratório de Biorreatores da UNIVATES,
pelo auxílio na execução das análises deste trabalho.
Aos meus colegas de graduação pela força e amizade que recebi durante a
nossa vida acadêmica.
Muito Obrigada!
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RESUMO
Os padrões de consumo da sociedade atual e o acelerado desenvolvimento
urbano e industrial em que vivemos, contribuem para o aumento da geração de
resíduos sólidos. Neste contexto, temos os aterros sanitários como uma alternativa
técnica e econômica adequada para a destinação final destes resíduos. Porém, da
disposição final destes resíduos, decorre a produção de percolado ou chorume,
líquido com alto potencial poluidor quando lançado sem tratamento nos recursos
hídricos ou mesmo no solo. Assim torna-se necessária a busca por novas técnicas
para tratamento destes efluentes, que visem aperfeiçoar e melhorar as eficiências de
remoção de poluentes dos mesmos. O estudo de novas técnicas deve considerar as
condições locais no qual o sistema será instalado, dados as diferentes variáveis que
influenciam na qualidade do chorume gerado, bem como das condições
operacionais do sistema escolhido. Dentre tantas técnicas de tratamento
conhecidas, uma que vêm ganhando destaque nos últimos anos é o tratamento em
sistemas wetlands construídos. O objetivo deste trabalho foi a instalação de dois
protótipos para avaliação das condições operacionais de um sistema wetlands
construído no aterro sanitário de Lajeado/RS, plantado com a macrófita da espécie
Typha ssp. O controle operacional do sistema foi realizado através da vazão e do
tempo de detenção hidráulico. O experimento I utilizou a vazão de 7,3 L/dia e seu
TDH de 6,7 dias. Já o Experimento II trabalhou com a vazão de 14,6 L/dia e o TDH
de 3,35 dias. A avaliação da eficiência dos sistemas foi realizada através da
avaliação de parâmetros de DQO, Nitrogênio Total Kjeldahl e Fósforo Total. Os
resultados do experimento I indicaram a remoção média de 70,24% de DQO,
90,09% de remoção de NTK, removeu 93,66% de P e a medição do pH do efluente
bruto e tratado indicaram entre os valores de 7,62 e 8,51. Para o experimento II, a
remoção média de DQO foi de 22,24%, NTK de 19,88%, e P foi de 94,11% e o pH
do efluente bruto e tratado oscilaram entre 7,53 e 8,19. Após a avaliação dos dois
experimentos concluiu-se que o Experimento I apresentou as melhores condições
operacionais, tendo em vista os resultados apresentados. Assim, foi dimensionado
um sistema em escala real com os dados pré-estabelecidos, para substituir as atuais
lagoas facultativas do sistema de tratamento de efluentes do aterro sanitário,
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definido as condições técnicas e operacionais para a instalação do Wetland
construído na ETE do aterro sanitário de Lajeado/RS.
Palavras-chaves: Aterro Sanitário. Lixiviado Macrófitas. Wetland.
Dimensionamento.
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ABSTRACT
The consumption patterns of today's society and the fast urban and industrial
development in which we live has contributed to the increasing generation of solid
waste. In this context landfill for appropriate technical and economical alternative for
the disposal of such waste. However, the disposal of waste, following the production
of liquid manure or slurry with high pollution potential when released without
treatment or even ground water. In this sense, it is necessary the search for new
techniques for treating these effluents, to improve and increase the efficiency of
removal of pollutants from effluents. The study of new techniques should consider
local conditions under which the system is installed, the data of different variables
that influence the quality of leachate generated, as well as the operating conditions of
the system chosen. Among many treatment techniques known, one that has gained
prominence in recent years is the treatment in constructed wetlands. The objective of
this work is the installation of two prototypes for evaluation of operational conditions
of a system of constructed wetlands on paved of Lajeado / RS, planted with two
types of weeds. The operating system control is achieved through the flow time and
hydraulic retention. The experiment used a flow of 7.3 L / day and its TDH of 6.7
days. Experiment II has already worked with the flow of 14.6 L / day and TDH of 3.35
days. The efficiency of the systems will be done by evaluating parameters of DQO,
Total Nitrogen and Total Phosphorus. The results of the first experiment indicat the
average removal of DQO 70.24%, 90.09% removal NTK, removed 93.66% of P and
measuring the pH of the raw wastewater and treated between the indicated values of
7, 62 and 8.51. For the second trial, the average DQO removal was 22.24%, 19.88%
of NTK, and P was 94.11% and the pH of the raw wastewater and treated ranged
between 7.53 and 8.19. After evaluation of the two experiments it was concluded that
the experiment I presented the best operating conditions, in view of the results
presented. Thus, a system has been designed in real scale with predetermined data
to replace existing facultative ponds of the wastewater treatment system of the
landfill, set the technical and operational requirements for the installation of
constructed wetland in ETE from landfill of Lajeado / RS.
Keywords: Landfill, Leachate, Macrophytes, Wetland.
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LISTA DE FIGURAS
Figura 1 - Perfil de Wetland Construído em Fluxo Horizontal.
Figura 2 - Perfil de Wetland Construído em Fluxo Vertical.
Figura 3 - Ciclo do Nitrogênio.
Figura 4 - Tubulação de distribuição.
Figura 5 – Protótipos instalados.
Figura 6 – Camadas de brita nº. 4 e brita nº. 2 do meio filtrante.
Figura 7 – Camada final de areia.
Figura 8 - Imagem da espécie Typha spp.
Figura 9 - Imagem da espécie Vetiveria Zizanioides.
Figura 10 – Espécies inseridas nos protótipos.
Figura 11 - Imagem das lagoas atuais da ETE do Aterro Sanitário de Lajeado.
Figura 12 – Imagem das macrófitas nos reatores.
Figura 13 – Imagem da colheita das macrófitas.
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LISTA DE GRÁFICOS
Gráfico 1 – Valores de DQO de entrada e saída do protótipo.
Gráfico 2 – Eficiência de Remoção de DQO.
Gráfico 3 – Valores de NTK de entrada e saída do protótipo.
Gráfico 4 – Eficiência de Remoção de NTK.
Gráfico 5 – Valores de entrada e saída de P no protótipo.
Gráfico 6 – Eficiência de Remoção de Fósforo.
Gráfico 7 – Valores de pH do efluente bruto e tratado no protótipo.
Gráfico 8 – Valores de DQO de entrada e saída do protótipo.
Gráfico 9 – Eficiência de Remoção de DQO para o Experimento II.
Gráfico 10 – Valores de NTK de entrada e saída do protótipo.
Gráfico 11 – Eficiência de Remoção de NTK para o Experimento II.
Gráfico 12 – Valores de entrada e saída de P no protótipo.
Gráfico 13 – Valores de remoção de P no protótipo.
Gráfico 14 – Medições de pH do efluente bruto e tratado no protótipo.
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LISTA DE TABELAS
Tabela 1 - Características e importâncias do resíduo sólido para o
planejamento do tratamento do material.
Tabela 2 - Principais fatores que influenciam a geração de chorume.
Tabela 3 - Características do lixiviado em cada uma das suas fases, médias
dos aterros sanitários brasileiros.
Tabela 4 - Parâmetros das concentrações exigidos pelo CONSEMA
estabelecido pela resolução 128/2006.
Tabela 5 - Cronograma de coletas realizadas durante o período de
monitoramento.
Tabela 6 - Métodos e Páginas no livro de Standard.
Tabela 7 - Resultados analíticos das amostras coletadas mensalmente no ano
de 2013 do efluente do Aterro Sanitário de Lajeado.
Tabela 8 – Resultados de DQO para o Experimento I.
Tabela 9 – Resultados de NTK para o Experimento I.
Tabela 10 – Resultados de Fósforo para o Experimento I.
Tabela 11 – Resultados de pH para o Experimento I.
Tabela 12 – Resultados de DQO para o Experimento II.
Tabela 13 – Resultados de NTK para o Experimento II.
Tabela 14 – Resultados de Fósforo para o Experimento II.
Tabela 15 – Resultados de pH para o Experimento II.
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LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS
ABNT: Associação Brasileira de Normas Técnicas
C: carbono
CNEN: Comissão Nacional de energia Nuclear
CO2: Gás carbônico
CONAMA: Conselho Nacional de Meio Ambiente
DBO5: Demanda Bioquímica de Oxigênio
DQO: Demanda Química de Oxigênio
ETE: Estação de Tratamento de Efluente
FEPAM: Fundação Estadual de Proteção Ambiental
FPMH: Filtro Plantado com Macrófitas de Fluxo Horizontal
IBGE: Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística
kg: quilograma
mL: mililitros
m3: metro cúbico
N: nitrogênio
NH3: Amônia
NO2: Nitrito
NO3: Nitrato
N-NH3: Nitrogênio Amoniacal
NTK: Nitrogênio Total Kjeldahl
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OD: Oxigênio Dissolvido
P: Fósforo
pH: Potencial Hidrogeniônico
PNRS: Política Nacional de Resíduos Sólidos
PNSB: Pesquisa Nacional de Saneamento Básico
PRAD: Projeto de Recuperação de Área degradada
Q: Vazão
SS: Sólidos Suspensos
TDH: Tempo de detenção hidráulico
UASB: Upflow Anaerobic Sludge Blanket
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SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO .................................................................................................................... 15
2 OBJETIVOS ........................................................................................................................ 17
2.1 OBJETIVO GERAL ................................................................................................................... 17
2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS ....................................................................................................... 17
3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ............................................................................................... 18
3.1 IMPACTOS AMBIENTAIS RELACIONADOS AO DESENVOLVIMENTO ................................................ 18
3.2 PRESERVAÇÃO DAS ÁGUAS .................................................................................................... 19
3.3 GESTÃO DE RESÍDUO SÓLIDO URBANO .................................................................................... 19
3.4 CLASSIFICAÇÕES DOS RESÍDUOS ............................................................................................ 20
3.5 FORMAS DE DISPOSIÇÃO E TRATAMENTO DE RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS ............................... 25
3.6 GERAÇÃO DE CHORUME ........................................................................................................ 27
3.7 CARACTERÍSTICAS DO LIXIVIADO ............................................................................................. 29
3.8 TECNOLOGIAS PARA TRATAMENTO DE CHORUME ..................................................................... 31
3.8.1 Filtro Biológico ..................................................................................................................... 33
3.8.2 Lagoas de Estabilização ..................................................................................................... 33
3.8.3 Lodos Ativados .................................................................................................................... 34
3.8.4 Reator anaeróbio de fluxo ascendente ............................................................................... 34
3.8.5 Recirculação ........................................................................................................................ 35
3.8.6 Biodiscos.. ........................................................................................................................... 35
3.8.7 Fitorremediação................................................................................................................... 36
3.8.7.1 Wetland Construído ........................................................................................................................... 36
3.8.7.2 As macrófitas utilizadas em Wetlands construídos ............................................................................ 38
3.8.7.3 Transferência de oxigênio para o Wetland ......................................................................................... 40
3.8.7.4 Wetlands e seus fatores abióticos ...................................................................................................... 40
3.8.7.4.1 Oxigênio dissolvido ............................................................................................................................ 40
3.8.7.4.2 Nitrogênio............... ............................................................................................................................ 41
3.8.7.4.3 Fósforo................... ............................................................................................................................ 42
3.9 DADOS PARA PROJETO DE WETLAND CONSTRUÍDO ................................................................. 42
4 METODOLOGIA EXPERIMENTAL .................................................................................... 47
4.1 LOCAL DE ESTUDO ................................................................................................................. 47
4.2 DESCRIÇÃO DO EXPERIMENTO ................................................................................................ 48
4.3 MEIO SUPORTE ...................................................................................................................... 49
4.4 MACRÓFITAS ......................................................................................................................... 51
4.5 DETERMINAÇÃO DA POROSIDADE DO MEIO SUPORTE .............................................................. 54
4.6 PARÂMETROS OPERACIONAIS ................................................................................................ 54
4.6.1 Determinação dos parâmetros de operação do Experimento I .......................................... 54
4.6.2 Determinação dos parâmetros de operação do Experimento II ......................................... 55
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4.7 AVALIAÇÃO DA EFICIÊNCIA DO SISTEMA DE TRATAMENTO ........................................................ 55
4.7.1 Determinação de pH ........................................................................................................... 56
4.7.2 Determinação de DQO ........................................................................................................ 57
4.7.3 Determinação de NTK ......................................................................................................... 57
4.7.4 Determinação do P .............................................................................................................. 57
4.8 INSTALAÇÃO DO WETLAND EM ESCALA REAL............................................................................ 58
5 RESULTADOS E DISCUSSÃO .......................................................................................... 61
5.1 CARACTERIZAÇÃO DO CHORUME BRUTO................................................................................. 61
5.2 ACLIMATAÇÃO DAS MACRÓFITAS NOS PROTÓTIPOS .................................................................. 63
5.3 FUNCIONAMENTO DO PROTÓTIPO ............................................................................................ 65
5.3.1 Experimento I ...................................................................................................................... 66
5.3.1.1 Avaliação da DQO ............................................................................................................................. 66
5.3.1.2 Avaliação de NTK .............................................................................................................................. 68
5.3.1.3 Avaliação do Fósforo ......................................................................................................................... 70
5.3.1.4 Avaliação de pH ................................................................................................................................. 72
5.4 EXPERIMENTO II .................................................................................................................... 73
5.4.1 Avaliação de DQO ............................................................................................................... 74
5.4.2 Avaliação de NTK ................................................................................................................ 76
5.4.3 Avaliação de Fósforo ........................................................................................................... 78
5.4.4 Avaliação de pH .................................................................................................................. 80
5.5 DIMENSIONAMENTO EM ESCALA REAL ...................................................................................... 81
6 CONCLUSÃO E SUGESTÕES .......................................................................................... 83
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS..................................................................................................... 85
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INTRODUÇÃO
O desenvolvimento populacional modifica os padrões de comportamento,
ocorrendo então o aumento desenfreado do impacto ambiental causado ao meio. O
final do século XX se caracteriza pela utilização inadequada dos recursos naturais,
ocasionado diretamente pelo desenvolvimento mundial, deixando para o próximo
século a desigualdade humana e para as demais formas vivas, grandes riscos de
extinção (GUIMARÃES, 1999).
Desse modo, os resíduos sólidos urbanos provenientes do crescimento
populacional necessitam de uma gestão elaborada para que consigam nortear a
demanda recolhida da população para uma destinação final correta dos resíduos e
de seus subprodutos (LIMA, 2005).
Soluções práticas para melhor monitoramento dos aterros sanitários são
grandes incógnitas a serem solucionadas pelos responsáveis pelo meio ambiente
dos municípios. Seguindo normas operacionais específicas com auxílio de critérios
de engenharia, o aterro sanitário é uma tecnologia utilizada para controle dos
resíduos sólidos no solo, que assegure a proteção à saúde pública e ao meio
ambiente (CALIJURI ECUNHA, 2013).
Os resíduos aterrados se decompõem microbiologicamente, resultando assim
em massa de rejeito, na formação de gases e de um líquido altamente poluidor,
conhecido como lixiviado. Para os gases as soluções adequadas são a queima ou o
uso energético, porém, o tratamento do lixiviado, exige estudos e procedimentos
mais complexos. Tecnicamente os procedimentos podem ser físico-químicos ou
biológicos.
No que se refere ao destino final dos resíduos sólidos urbanos, conforme a
Política Nacional de Resíduos Sólidos (PNRS) de 2010, tem como um dos seus
objetivos a extinção dos lixões a céu aberto no Brasil, com prazo definido no mês de
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agosto de 2014, assim resíduos devem ser destinados corretamente a aterro
sanitários.
Conforme os dados citados, a cidade de Lajeado –RS, está em vantagem
diante do contexto nacional, tendo em seu domínio o gerenciamento dos resíduos
sólidos urbanos para disposição correta no aterro sanitário de Lajeado - RS que foi
remodelado e operado como aterro sanitário a partir do ano de 1996, o que
condicionou ao município a coleta e o tratamento de 100 % dos resíduos sólidos
urbanos do município.
Nesse sentido, o objetivo deste estudo é avaliar, dimensionar e implantar um
tratamento de fase final na Estação de Tratamento de Efluente (ETE) do aterro a
partir de um Wetland construído, visando o bom desempenho do projeto para
contribuir na remoção de matéria orgânica e de nutrientes que os tratamentos
primários e secundários já existentes tenham deixado. As cargas analisadas nesse
experimento serão a Demanda Química de Oxigênio (DQO), Nitrogênio (N) e
Fósforo (P).
O estudo consiste na implantação de um sistema piloto de Wetland construído
para serem feitas as análises do projeto. Posteriormente será dimensionado em
escala real, considerando a vazão de projeto (Q), o tempo de detenção hidráulico
(TDH) e o modelo de sistema Wetland que melhor se encaixe nas lagoas existentes
e por conseqüência, o tipo de macrófita aquática que melhor se adaptar ao sistema
nas lagoas pré-definidas para o projeto, que estão localizado junto à estação de
tratamento de efluente do aterro sanitário de Lajeado.
O estudo apresenta o seguinte esquema: o capítulo 2 traz os objetivos
propostos para o projeto; o capítulo 3 apresenta a revisão bibliográfica sobre os
resíduos sólidos urbanos destinados ao aterro sanitário de Lajeado e o devido fim
para os mesmos. Portanto, será utilizado um espaço de duas lagoas já existentes
para instalar o tratamento de polimento final de lixiviado com Wetland construído na
ETE do aterro sanitário de Lajeado. O capítulo 4 apresenta a descrição dos
processos do aterro até a destinação do seu lixiviado, e a metodologia experimental
escolhida para o desenvolvimento deste projeto. O capítulo 5 exibe os resultados e
discussões sobre o projeto descrito.
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OBJETIVOS
Com referência ao trabalho proposto, apresentam-se os objetivos que
apontam a exposição minuciosa do tratamento por Wetland construído do lixiviado
do Aterro Sanitário de Lajeado.
Objetivo geral
Avaliar a eficiência técnicaum sistema Wetland Construído no Aterro
Sanitário de Lajeado – RS.
Objetivos Específicos
Caracterizar o efluente do Aterro Sanitário de Lajeado – RS.
Dimensionar e instalar um sistema de Wetland em escala experimental.
Avaliar a eficiência do sistema experimental através de monitoramento da
remoção de matéria orgânica e nutrientes como DQO, Nitrogênio Total Kjeldahl
(NTK) e P presentes no efluente.
Dimensionar o projeto em escala real.
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REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
Impactos ambientais relacionados ao desenvolvimento
O desenvolvimento e o progresso estabelecido pela humanidade, agregado a
industrialização e ao crescimento econômico, geraram controvérsias sobre os maus
cuidados do meio ambiente pelo homem, acarretando problemas ambientais
oriundos da produção, comercialização e consumo desenfreados. O
desenvolvimento tornou-se um grande problema para o meio ambiente (SANTOS,
2002).
Dessa maneira, fica visível a importância das políticas públicas para a
projeção da sustentabilidade ambiental junto às instituições, agentes e população
como um todo (GUIMARÃES, 1999).
A urbanização do Brasil, quando comparados aos países da Europa e dos
Estados Unidos da América foi muito rápida, levando aproximadamente meio século,
ocorrendo entre 1940 e 2000. Esta etapa foi caracterizada também pela imensa
quantidade de pessoas migrando do campo para a zona urbana. (BRANCO, 1991).
Para Branco (1991), no século XX, as cidades de todo o país ficaram
superpopulosas, essas com falta de infraestrutura para atendimento ao número
elevado de pessoas. Um grande impacto ocorrido foi a disposição de resíduos em
locais impróprios como vazadouros, lançados no solo, em rios e ainda soterrados
em aterros. A eliminação de efluentes de forma incorreta, sem nenhum tratamento, e
em outras formas, também são emitidos na atmosfera na forma de gases, fumaças,
e material particulado.
Como todo o lixo é o rejeito da comunidade, esse se torna uma ameaça à
saúde humana de forma direta ou indireta; De forma direta pelo contato de
catadores nos lixões a céu aberto; e indireta pelos vetores que proliferam doenças
contaminando a população (BRANCO,1991).
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Para Leão (1994), o lixo proveniente da sociedade está tendo outro destino,
que é a redução, a reutilização e a reciclagem. No mesmo ponto de vista, Campbell
(1993) cita que com esses fatores, as administrações públicas costumam geralmente
trabalhar com soluções de menor custo, mesmo sabendo que as mesmas não são
as melhores para o meio ambiente.
Conforme Gaieski (1991), o grande vilão da degradação ambiental é o
chorume, que é proveniente da decomposição dos restos orgânicos dispostos em
um aterro. Neste efluente encontra-se metais pesados que afetam seriamente a
saúde humana, pois os mesmos contaminam os recursos hídricos superficiais e
subterrâneos.
O lixiviado é formado pela decomposição anaeróbia dos resíduos somada as
águas da chuva que penetram no aterro. A composição química é muito abrangente
para obter resultados precisos, por isso, a avaliação das condições ideais para o
tratamento destes efluentes se faz necessário (CALIJURI E CUNHA, 2013).
Preservação das águas
A água é o elemento essencial à vida e reflete em todos os outros ciclos
naturais e em qualquer forma de desenvolvimento social e econômico. A
multifuncionalidade e os vários tipos usuais da água causam embates pelas
demandas de quantidade e de qualidade dela perante a humanidade (CSALIJURI E
CUNHA, 2013).
A utilização da água com eficiência e racionalidade é necessária a sua
preservação. A redução do desperdício, minimização do consumo, reaproveitamento
e o tratamento correto das águas utilizada em algum processo, são as principais
alternativas para resguardar essa fonte vital (GONÇALVES, 2006)
Gestão de resíduo sólido urbano
Para Calijuri e Cunha (2013), a geração de resíduos sólidos ocorre de forma
desordenada, porém existe uma gestão ordenada dos mesmos para que o meio
ambiente receba o menor impacto. A gestão ambiental é feita por órgãos que
escolhem as melhores técnicas de gerenciamento cumprindo a legislação vigente e
a disposição correta para garantir o desenvolvimento sustentável.
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Segundo Strausch e Albuquerque, (2008), gestão ambiental, é o equilíbrio
como forma de envolvimento dos recursos naturais com o desenvolvimento
antrópico, melhorando a qualidade de vida e mantendo disponíveis os recursos
naturais.
As orientações prioritárias da politica dos resíduos são as de evitar, ou nos
casos em que não for possível, diminuir a produção dos mesmos; reciclar e reutilizar.
Quando não for viável, pode-se utilizar de outro modo para captar energia
proveniente deles e por fim torna-los inertes antes da disposição final (SANTOS e
SCHALCH, 2002).
Conforme Santos e Schalch (2002), a hierarquia de gestão e de
gerenciamento de resíduo, são respectivamente: Prevenir a geração de resíduos na
fonte; Reduzir a geração de resíduos na fonte; Reciclar o resíduo no processo;
Reciclar e reutilizar em outros processos; Tratar os resíduos sólidos para minimizar
os impactos ambientais; dispor os resíduos de maneira responsável e segura.
A Política Nacional de Resíduos Sólidos (PNRS) da Lei n° 12.305, de 2 de
agosto de 2010, define que o resíduo será chamado de rejeito somente após o
esgotamento das possibilidades de tratamento e recuperação por processos, não
tendo outra alternativa do que a disposição final (CALIJURI E CUNHA, 2013).
Classificações dos resíduos
Os resíduos sólidos urbanos evidenciados para esse estudo são
denominados domésticos. A denominação de resíduo sólido serve para distinguir
dos resíduos gasosos e líquidos. A Norma Técnica NBR 10.004/04 da Associação
Brasileira de Normas Técnicas (ABNT) classifica como resíduo sólido:
“Resíduos nos estados sólido e semi-sólido, que resultam de
atividade de origem industrial, doméstica, hospitalar, comercial, de serviços
e de varrição. Ficam incluídos nessa definição os lodos provenientes de
sistemas de tratamento de água, aqueles gerados em equipamentos e
instalações de controle de poluição, bem como determinados líquidos cujas
particularidades tornem inviável o seu lançamento na rede pública de
esgotos ou corpos de água, ou exijam para isso soluções técnicas e
economicamente inviáveis em face à melhor tecnologia disponível (BRASIL,
2004).”
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A responsabilidade da administração municipal pela coleta, controle e
fiscalização do resíduo sólido urbano, além da destinação final está estabelecida nos
artigos 30 e 182 da Constituição federal (BRASIL, 2004).
Nas diversas formas de apresentar os tipos de resíduos em
classificações são vistas a partir de suas características físicas, químicas e também
a partir de sua origem:
Pela característica física:
Secos: papéis, metais, plásticos, tecidos, couros tratados, vidros,
madeiras, guardanapos e toalhas de papel, pontas de cigarro, isopor,
lâmpadas, parafina, cerâmicas, porcelana, espumas, cortiças.
Molhados: restos de alimentos, cascas e bagaços de frutas e verduras,
ovos, legumes, alimentos estragados, e outros.
Pela característica química:
Orgânicos (biodegradáveis): pó de café e chá, cabelos, restos de
alimentos, cascas e bagaços de frutas e verduras, ovos, legumes, alimentos
estragados, ossos, aparas e podas de jardim.
Inorgânicos (não biodegradáveis): compostos por produtos
manufaturados, como vidros, borrachas, lâmpadas, cerâmicas, metais,
porcelana e outros.
Pela origem do resíduo:
Urbanos domiciliares: originado da vida diária das residências,
constituídos por produtos deteriorados, jornais, revistas, garrafas, fraldas,
papel higiênico, restos de alimentos e outros itens descartados diariamente.
Urbanos comerciais: originados pelos diversos estabelecimentos
comerciais e de serviços, como supermercados, escritórios, estabelecimentos
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bancários, restaurantes, bares, lojas e hotéis, sendo descartados como
exemplos, caixas, papéis, papelões, plásticos, restos de lavagem entre
outros.
Urbanos de serviços públicos, feiras, varrição e outros: são
provenientes de varrição de vias públicas, serviços de limpeza urbana,
conservação da limpeza de núcleos comerciais, galerias, córregos, podas de
plantas, limpeza de feiras, animais mortos e entulhos.
Urbanos de serviços de Saúde: são originados por resíduos
provenientes de hospitais, farmácias, centros clínicos, clínicas veterinárias
que eliminam algodão, seringas, agulhas, restos de remédios, luvas,
curativos, sangue coagulado, órgãos e tecidos remoídos, meios de cultura e
animais utilizados em testes, filmes fotográficos de raios X, resina sintética e
outros. Por terem suas características muito variadas, merecem um cuidado
especial em seu acondicionamento, manipulação e disposição final, devendo
ser incinerados e os resíduos da queima levados ao aterro sanitário.
Industriais radioativos: resíduo proveniente da atividade nuclear, que
requer cuidado especial quanto à coleta, acondicionamento, transporte e
destinação final, que são manuseados somente com equipamentos e técnicas
adequados, que de acordo com a Legislação Brasileira, o controle/
gerenciamento está sob a tutela da Comissão Nacional de energia Nuclear
(CNEN), são exemplos, o urânio, césio, tório, radônio, cobalto, e outros.
Industriais agrícolas: resíduo proveniente de atividades como a agrícola
e a pecuária, as embalagens de adubos, defensivos agrícolas, rações, restos
de colheitas, entre outros. As embalagens de pesticidas são consideradas
produtos tóxicos e necessitam de tratamento especial.
Resíduos de Construção civil ou de demolição: são os restos e
descartes de demolição e restos de obras, solos de escavações, e esses
materiais geralmente são inertes, passível de reaproveitamento.
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Os resíduos possuem uma classificação para a identificação do processo,
atividade que lhes deu origem, suas características e o que os constituem sabendo
de cada substância o impacto que ela causa ao meio ambiente e para a saúde. A
Norma Técnica NBR 10004/04, classifica os resíduos sólidos em:
Classe I – (perigosos): resíduos que possuem características
inflamáveis, corrosivas, reativas, tóxicas e patogênicas que apresentam
riscos a saúde e meio ambiente.
Classe II – (não perigosos): esses são subdivididos entre os inertes e
os não inertes. II A - os chamados de não inertes, são os que apresentam
características de solubilidade, de combustibilidade e de biodegradabilidade,
que não se enquadram na classe I. Os chamados inertes ou II B, são
aqueles que pelas características inerentes, não afetam a saúde humana, e
são insolúveis a água não afetando a potabilidade da mesma.
A implantação de sistemas de destinação final, como incineradores,
usinas de triagem, usinas de compostagens e aterros sanitários para variados tipos
de resíduos, justificam os determinados tipos de análises a serem avaliadas para
determinar os parâmetros de estudo de caso de cada instalação (CARVALHO e
OLIVEIRA, 2002).
Pelos parâmetros definidos pela Fundação Estadual de Proteção
Ambiental (FEPAM) e pelo Conselho Nacional de Meio Ambiente (CONAMA), estas
análises envolvem características qualitativas e quantitativas e que demostram
como cada resíduo se comporta, são: pH, umidade, matéria orgânica, material fixo,
nitrogênio, fósforo, hidrogênio, potássio, peso específico, enxofre, sólidos voláteis,
relação carbono-nitrogênio, composição gravimétrica, peso específico, Demanda
Química de Oxigênio (DQO), e Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO).
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Tabela1 – Características e importâncias do resíduo sólido para o
planejamento do tratamento do material.
Características Descrição Importância
Peso específico aparente
É o peso do resíduo solto,
sem compactação e é
dado em kg/m³.
Necessário para
dimensionar
corretamente todo o
projeto do aterro.
Umidade Indica a quantidade de
água presente no resíduo,
é conforme o percentual
do seu peso.
Está relacionada com
várias características
pertinentes como:
velocidade de
decomposição do
resíduo modifica o
poder calórico e o peso
específico, influencia
no dimensionamento
da área de
compostagem e da
produção de chorume.
Compressividade É a redução do volume do
resíduo quando
compactado.
Necessário para
dimensionar tipos de
veículos coletores e
caçambas
estacionárias.
Poder Calórico É o potencial do material
conforme a liberação de
calor devido a sua
queima.
Fundamental para o
correto
dimensionamento das
instalações dos
processos de
tratamento térmico.
Composição Química É a subdivisão dos seus
teores, como: carbono,
Indica o tipo de
tratamento para a
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nitrogênio, matéria
orgânica, fósforo,
resíduos minerais,
gorduras, entre outros.
melhor disposição final
de cada resíduo.
Relação C/N Caracteriza o grau de
decomposição da matéria
orgânica do resíduo.
Indica a qualidade do
composto produzido.
Características Biológicas São determinadas pelas
populações microbianas
existentes e os agentes
patogênicos no resíduo.
Aceleram os processos
de degradação da
matéria orgânica do
resíduo.
Ph Indica o teor de
alcalinidade ou de acidez
do resíduo.
Verifica a corrosividade
do resíduo.
Formas de disposição e tratamento de resíduos sólidos urbanos
Atualmente no Brasil, são encontrados como principais formas de disposição
os aterros controlados e os aterros sanitários.
Os aterros controlados diferem-se dos lixões por receberem um cobertura de
material inerte diariamente, e da mesma forma que os lixões, esses modelos de
aterro não possuem nem um tipo de proteção, como geomembrana, não contendo
drenagem e qualquer tipo de tratamento com o lixiviado oriundo da célula,
ocasionando poluição das águas e dos solos (PNRS, 2010).
Segundo Calijuri e Cunha (2013) um aterro sanitário é construído para
confinar seguramente os rejeitos e impedir riscos à saúde pública e reduzindo os
impactos ambientais. Sendo que para Teixeira (1998), aterro sanitário é um modelo
de tratamento para os resíduos sólidos urbanos e que enfatizam a parte orgânica
presente no resíduo, a qual é degradada parcialmente após o tratamento. Dito que
as diferenças de composição variam de acordo com a fonte e atividade geradora, e
como o resíduo chega ao aterro com características ímpares.
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Para Oliveira (1992), a minimização dos impactos ambientais decorrentes das
implantações de aterros sanitários é necessária para a saúde pública, tratamento
correto e destinação adequada dos resíduos gerados pela população.
Os aterros de resíduos sólidos urbanos necessitam de várias medidas a
serem tomadas, como a impermeabilização da base com geomembrana para
impedir a contaminação do solo e das águas subterrâneas, drenos específicos para
canalizar os gases que escapam da célula que proveem da decomposição dos
rejeitos, para que não ocorram incêndios e explosões, canalização para reter o
lixiviado liberado pela célula, que deve ser tratado antes de lançado ao curso hídrico
e as leiras que são tapadas com camada fina de argila para barrar o acesso de
vetores e a saída dos odores do aterro (Oliveira, 1992).
As emissões de metano estão relacionadas diretamente com os aterros, pois
são estimados altos valores oriundos dos mesmos, o que contribui com um volume
alto de emissões globais, não havendo a coleta, o mesmo migra da célula para o
meio ambiente (CHRISTENSEN et al., 1995).
Conforme Silva (2002), o lixiviado proveniente dos aterros causam grandes
impactos ambientais com seu poder de poluição de águas, sendo elas subterrâneas
ou superficiais. Ao ocorrer à percolação do mesmo no solo ou diretamente em curso
hídrico, afetam diretamente a fauna e flora aquática, por existirem alterações na
água, como maior causa cita-se a redução de oxigênio dissolvido.
A incineração é uma técnica que consiste na redução de volume e peso dos
resíduos pela combustão em temperaturas acima de 800° C, com a introdução de ar
para que aconteça a queima completa, transforma o resíduo sólido em gás
carbônico (CO2 ), água, e cinzas(CALIJURI E CUNHA, 2013).
A reciclagem é a utilização dos resíduos em processos produtivos específicos
conforme o material. Para simplificar o transporte, o armazenamento e o processo
do resíduo, é feito a moagem e a trituração do resíduo para melhor acomodamento
de material potencial (CALIJURI E CUNHA, 2013).
A reciclagem está diretamente ligada à melhoria da qualidade de vida das
pessoas, como na saúde pública, na renda das pessoas que são contratadas para
trabalhar na triagem dos aterros, e na eliminação dos focos de vetores (NETO,
2007).
Conforme Neto (2007), a reciclagem traz vários benefícios:
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Diminui a poluição de ar, água e solo.
Melhora a limpeza da cidade.
Aumenta a qualidade de vida da população.
Gera empregos.
Aumenta a vida útil dos aterros sanitários.
Melhora a qualidade do composto orgânico produzido.
O comércio dos recicláveis gera renda as pessoas envolvidas.
Estimula a concorrência entre produtos reciclados e de matéria prima
convencional.
A compostagem pode ser feita por processo aeróbio ou anaeróbio. A
compostagem aerada é a mais usual e é onde os microrganismos vivem na
presença de oxigênio e a temperatura se eleva até 70°C para a maturação, seus
benefícios são de decompor a matéria orgânica mais rapidamente e de expor menos
odor ao meio (LEÃO, 1994). O autor também refere-se à compostagem anaeróbia,
como uma técnica muito mais demorada por não ter a presença de oxigênio no
ambiente dos organismos que degradam a matéria orgânica. Desta forma os odores
mais emanados e intensos e ocorrem em temperaturas baixas prolongando o tempo
de estabilização do composto.
Geração de Chorume
Para Meira (2003), os resíduos depositados nos aterros sanitários sofrem
decomposição pelos organismos que se alimentam dos materiais orgânicos e um
dos resultados desse processo é um líquido, e que somado a precipitação do local,
penetra na célula, e chama-se de lixiviado ou chorume. No mesmo raciocínio,
Calijuri e Cunha (2013) cita que o chorume formado tem um potencial poluidor
elevado e que se não tratado por sistema de polimento será despejado junto ao
corpo hídrico, levando consigo altas taxas de matéria orgânica, fósforo, nitrogênio e
metais pesados.
Conforme Rita (2002), os compostos poluentes oriundos do chorume podem
conter alterações tanto na composição quanto na sua estrutura, o que acarretam
mudanças prejudiciais no funcionamento da estação de tratamento de efluente,
ocasionando problemas no sistema biológico e na disposição final do líquido ao meio
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receptor. No mesmo ponto de vista Sissino (2000) cita que o sistema da ETE tem
seu processo freado por limitações na capacidade de certos microrganismos
degradarem substâncias orgânicas tóxicas e que causam variações de pH ou alto
teor de toxicidade que possa dar um colapso no tratamento.
Tabela 2 - Principais fatores que influenciam a geração de chorume.
Fatores climáticos Fatores oriundos dos
resíduos
Fatores conforme o tipo de
disposição
Precipitação
pluviométrica anual
Composição do resíduo Permeabilidade da célula
Escoamento superficial e
infiltração
Espessura da camada de
resíduo compactado
Idade do aterro
Temperatura e
evapotranspiração
Umidade inicial Profundidade do aterro
Fonte: MEIRA (2003).
A eliminação incorreta do chorume ocasiona impacto ao meio ambiente, e
quanto mais novo for o aterro mais ácido será o chorume, é chamada de fase ácida.
Quando o aterro já está com um volume de resíduo mais expressivo o chorume
apresenta um estado mais alcalino e essa fase é chamada de metanogênica
(CALIJURI E CUNHA, 2013).
Conforme Calijuri e Cunha (2013), as fases do chorume são:
Fase ácida: ocorre no início do funcionamento do aterro quando o
lixiviado contém elevadas concentrações de ácidos voláteis, volume
alto de carga orgânica, pH baixo e a microbiota não desenvolvida.
Fase metanogênica: ocorre quando a microbiota está desenvolvida,
essa, transforma os ácidos em metano, e se alimenta dos ácidos
voláteis existentes no meio; Assim o lixiviado é caracterizado por
teores baixos de ácidos voláteis e de carga orgânica com níveis
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VARIÁVELFASE ÁCIDA
MÍNIMOFASE ÁCIDA MÁXIMO
FASE METANOGÊNICA
MÍNIMOFASE METANOGÊNICA MÁXIMO
pH 5,1 8 7,1 9
DBO (mg/L) 35 24.400 60 6.000
DQO (mg/L) 540 53.700 700 13.500
N Amoniacal (mg/L) 10 1.800 50 2.400
menores o pH se eleva e significativas quantidades de nitrogênio
amoniacal resultam desse processo.
Fase de maturação: é assim especificado o aterro que já acabou com a
sua vida útil, e a massa residual fica gradativamente estabilizada e as
emissões dos gases cessam com o passar do tempo.
Tabela 3 - Características do lixiviado em cada uma das suas fases, médias
dos aterros sanitários brasileiros.
Fonte: CALIJURI E CUNHA (2013)
O chorume abrange várias substâncias que são as proteínas, as gorduras, os
carboidratos e essas quando degradadas originam os compostos orgânicos, além de
altas taxas de sólidos suspensos, metais pesados e substâncias altamente solúveis
que são tóxicos e conforme o seu despejo pode contaminar as águas nas
proximidades do aterro e ainda o lençol freático o que acarreta problemas sérios
para a saúde pública e para o meio ambiente (MEIRA, 2003).
Um elemento a ser observado é a escolha de locais onde não há um índice
pluviométrico elevado, pois esse parâmetro influencia na quantidade de percolado,
podendo contaminar o solo, as águas subterrâneas e mesmo as superficiais,
causando um grande impacto ambiental. Para definir o chorume, é necessário
identificar os componentes que constituem sua formação e composição
(RODRIGUES, 2007).
Características do lixiviado
Para Von Sperling (2005), os parâmetros de qualidade dos efluentes são
retratados por suas peculiaridades, de cada componente existente no mesmo,
demonstrando as características físicas, químicas e biológicas.
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Sólidos Suspensos e dissolvidos: São sólidos que contribuem para a
contaminação do efluente e são todas as cargas existentes, menos os gases.
Podem ser classificados pelas características químicas que são os orgânicos
(voláteis) e inorgânicos (não voláteis). São também diferenciados, pelo seu
tamanho e estado; os sólidos coloidais (tem seu diâmetro entre 10-3 µm a 100
µm); sólidos suspensos (tem seu diâmetro maior que 100 µm) e os sólidos
dissolvidos (tem diâmetro menor de 10-3 µm).
Turbidez: parâmetro que mede o grau de interferência de passagem da
luz através da água e que identifica a aparência turva da mesma. A turbidez
proveem de águas com volume alto de sólidos suspensos.
Cor: A coloração do efluente indica o estado e a idade do mesmo, pode
ser observado que a cor escura indica um efluente velho e/ou com um
despejo com estado alto de decomposição, já o efluente com cor mais clara
indica um efluente fresco, recém lançado no corpo hídrico.
Sabor e odor: identificam-se por alto teor de matéria orgânica em
decomposição, gases dissolvidos, microrganismos e despejos tanto
domésticos quanto industriais.
Temperatura: A elevação da temperatura influencia na taxa de reação
de gases, na transferência dos mesmos e reduzem a solubilidade dos gases.
pH: identifica a concentração de íons de hidrogênio, para que ocorram
as fases de tratamento de efluente deve ser controlado a neutralidade do pH,
geralmente aproximado de 7, para que não entrem em colapso os meios
utilizados para tratamento, e se chegarem muito abaixo de 5 ou superior a 8 o
processo pode perder eficiência.
Matéria orgânica: os principais componentes são as gorduras,
proteínas, carboidratos, uréia, surfactantes, fenóis, pesticidas entre outros.
Porém não é exigida a determinação da quantia de cada componente, pois
existem métodos para quantificar a matéria orgânica e o seu potencial
poluidor. As formas de representar a matéria orgânica analisada pela DBO e
DQO que indicam a quantidade de oxigênio necessária na oxidação
bioquímica e química da matéria compreendida no efluente.
Nitrogênio: é um elemento que é necessário no efluente, pois alimenta
as algas, porém em excesso do mesmo, facilita a eutrofização do efluente.
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Em águas correntes está relacionado à poluição do corpo hídrico, pois a
amônia é formada pela decomposição da matéria orgânica nitrogenada, e
pela nitrificação onde fica exposto no efluente na forma de nitrato.
Fósforo: Somado ao nitrogênio se identificado com altos valores,
conduzem o crescimento exagerado de algas, promovendo a eutrofização do
efluente, mas é essencial para o alimento de microrganismos e algas. Auxilia
na estabilização de matéria orgânica.
Oxigênio dissolvido: esse parâmetro identifica de forma primordial a
poluição orgânica do efluente, esse serve como alimentação para os seres
aeróbios, e o consumo total do oxigênio indica que o sistema ficará em
condições anaeróbias.
A quantidade de oxigênio dissolvido na água necessária para a decomposição
da matéria orgânica é denominada de Demanda Bioquímica de Oxigênio – DBO5.
Ou seja, a DBO5 não é propriamente um poluente, mas sim o indicativo da
quantidade de oxigênio molecular requerida pelas bactérias para a decomposição da
matéria orgânica presente na água (VON SPERLING, 2005).
Tecnologias para tratamento de chorume
Para Von Sperling (2005), o objetivo de um sistema de tratamento de efluente
é devolver a água dentro dos parâmetros estabelecidos para o meio de onde foi
retirada. As medidas adotadas para seu tratamento variam de acordo com o
processo que a mesma foi utilizada, e as características específicas do efluente
gerado.
O tratamento do lixiviado é feito por processos físico-químicos ou biológicos,
ou até mesmo pela junção dos dois procedimentos. Somente o processamento
biológico é incapaz de remover todos os compostos e substâncias no líquido
percolado. Por esse motivo os processos físico-químicos são adotados para que
ocorra a queda dos níveis de demanda bioquímica de oxigênio, demanda química de
oxigênio, nitrogênio amoniacal, fósforo e outros (CALIJURI E CUNHA, 2013).
A Resolução do CONSEMA N° 128/2006 estabelece os limites de lançamento
das concentrações dos seguintes poluentes: DBO, DQO, Nitrogênio Amoniacal,
Nitrogênio Total Kjeldahl (NTK), Fósforo, Coliforme Termotolerantes entre outros
demonstrados na Tabela 04.
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Tabela 4 - Parâmetros das concentrações exigidos pelo CONSEMA
estabelecido pela resolução 128/2006
Faixa de Vazão (m³/dia) DBO
(mg O2/L)
DQO
(mg O2/L) Nitrogênio
Amoniacal
(mg Nam/L)
NTK
(mg NTK/L)
Fósforo
(mg P/L)
Coliformes
(NMP/100mL)
Q < 20 180 400 20 20 4 105
20 ≤ Q < 100 150 360 20 20 4 105
100 ≤ Q < 500 110 330 20 20 3 104
500 ≤ Q < 1000 80 300 20 20 3 104
1000 ≤ Q < 3000 70 260 20 15 2 104
3000 ≤ Q < 7000 60 200 20 15 2 104
7000 ≤ Q < 10000 50 180 20 15 2 104
10000 ≤ Q 40 150 20 10 1 103
O lixiviado coletado de aterros contem muitos componentes poluidores, e por
esse fato são necessárias técnicas para tratamento desse produto complexo. Após
serem efetuadas as medidas de tratamento o efluente é eliminado ao meio
ambiente. A escolha do tratamento é feita posteriormente a caracterização do
lixiviado, pois o mesmo possui características particulares conforme o aterro, a idade
do mesmo e o tipo de resíduo utilizado pela população (SILVA, 2002).
A inovação e as tecnologias estudadas trazem diversas alternativas para
tratamento de lixiviado, e essas formas de tratamento são descritas em literaturas,
assim pode-se escolher entre os vários tipos de técnicas. A seguir são citadas as
mais utilizadas desde as mais simples e econômicas, até as mais complexas e
caras.
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Filtro Biológico
O filtro biológico é identificado por constituir um leito que possui materiais
como pedras, materiais plásticos, pedaços de madeira entre outros, como meio
aderente e filtrante do efluente que é disposto nesse local para tratamento. Esse
efluente entra na parte superficial e percola passando pelos materiais que possuem
a película microbiana, que é onde se alocam as bactérias responsáveis pela
estabilização da matéria orgânica e o mesmo é coletado por drenos no fundo do
leito. Nesse tipo de tratamento ocorre o contato direto do substrato com o ar
atmosférico que fornece oxigênio aos microrganismos quando passam entre o
material aderente (VON SPERLING, 2005).
Suas vantagens estão no baixo custo do sistema e de equipamentos
utilizados, além de apresentar uma grande remoção de DBO5. As desvantagens são
a dependência da temperatura atmosférica e a perda de carga alta juntamente com
a não eficiência de remoção de coliformes e de metais pesados do efluente (VON
SPERLING, 2005).
Lagoas de Estabilização
Conforme Jordão & Pessoa (1982), as lagoas de estabilização são processos
biológicos onde as bactérias oxidam a matéria orgânica e após ocorre um estágio
anóxico dentro do sistema onde estabiliza o restante do material orgânico ainda
presente pela fermentação, reduzindo a fotossíntese das algas.
Para Von Sperling (2005), esse tipo de tratamento possui elevada redução de
DBO5 e de patógenos; seus mecanismos de funcionamento são simples e de
construção fácil e de custo reduzido. Em contrapartida, as lagoas ocupam grandes
áreas, pode ocorrer o crescimento de algas e de insetos, além do lançamento de
efluente com parâmetros fora dos padrões estabelecidos.
As lagoas de estabilização são modeladas conforme a necessidade, tendo
diferentes tipos como: Lagoas aeróbias, lagoas anaeróbias, lagoas facultativas,
lagoas aeradas de mistura completa e lagoas de maturação (VON SPERLING,
2005).
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Lodos Ativados
A remoção por meio de lodo ativado funciona por um reator biológico através
de uma reação, em determinado estágio, de forma bioquímica que remove a carga
orgânica, e necessita de condições específicas para remoção da matéria
nitrogenada. Os microrganismos retiram do substrato, nutrientes e energia para
formar novas células (MELCHIOR, 2003). Os microrganismos formam a biomassa
que deve ser decantada para que um novo ciclo seja iniciado dando uma alta
eficiência ao sistema. Essa biomassa passa por um decantador secundário que
sedimenta e o efluente sai com a parte líquida separada, para o próximo passo de
um processo de tratamento.
Esse tratamento além de ter uma alta eficiência na remoção de DBO5 .
também remove em média eficiência os nutrientes como o nitrogênio e o fósforo;
outra vantagem é a pequena área necessária para construção. Por outro lado possui
desvantagens como o alto custo de implantação e operação, o elevado consumo
energético para o mecanismo, além de uma grande produção de lodo formado no
processo (VON SPERLING, 2005).
Reator anaeróbio de fluxo ascendente
Os reatores anaeróbios com fluxo ascendente, também conhecido como
UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket) são reatores que possuem duas fases,
sendo uma a parte de digestão e a outra a de sedimentação. Esse processo é
caracterizado por ter sua biomassa dispersa no meio, e com o crescimento dela,
acontece a formação de variados grânulos que se juntam em volumes aglutinados
de diferentes espécies microbióticas. A separação do reator acontece na forma
líquida, sólida e gasosa (VON SPERLING, 2005).
Ainda conforme Von Sperling (2005), o fluxo do efluente é realizado pela parte
inferior do reator, passando por um espessa manta de lodo e que de forma
anaeróbia estabiliza a matéria orgânica. Quando o efluente passa dessa fase ele
segue para superfície mais leve e começa então a separação dos sólidos suspensos
dos gases que serão capturados na parte superior do reator, e o gás mais coletado é
o metano, que pode ser utilizado como energia.
As vantagens do sistema de reator anaeróbio de fluxo ascendente são
produção reduzida de lodo, fácil desidratação do lodo, pouco consumo energético. É
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um modelo de reator que ocupa pequeno espaço físico, e possui baixo custo de
operação e de instalação, porém suas desvantagens estão relacionadas diretamente
com as características do efluente, pois o mesmo não remove componentes como
fósforo e nitrogênio, além de pouca eficiência de eliminação de coliformes, não
tolera cargas tóxicas. Um dos fatores a ser analisados é o local de instalação desse
modelo de reator, pois o mesmo elimina odores (VON SPERLING, 2005).
Recirculação
A recirculação é uma técnica que favorece a aceleração da decomposição e
estabilização dos resíduos dispostos nas células dos aterros, e que quando o
lixiviado é coletado para uma lagoa, o mesmo é bombeado novamente para a célula
onde é disposto como forma de umidade e de nutrientes para a aceleração da
degradação. A técnica tem uma boa eficiência, porém deve ser observado se na
região tem-se uma grande ocorrência de chuvas e se a temperatura é amena. Esse
processo pode vir a ter problemas com o transbordo, por não ter local suficiente para
coletar o lixiviado somado as chuvas, e por não ter uma grande eliminação de
volume por evaporação (REISDÖRFER, 2009).
Biodiscos
Outra forma de tratamento citado por Von Sperling (2005) são os biodiscos
que consistem em vários discos separados entre si e fixados por um eixo horizontal
no seu centro, assim esse eixo é rotacionado em meio ao efluente com 50 % dos
discos afundados no leito e os outros 50% no ar atmosférico. Com esse mecanismo
forma-se ao redor dos discos um biofilme, onde a biomassa fica acumulada. Esse
sistema de tratamento é utilizado para que os microrganismos se acumulem nos
discos e que com o movimento aconteça a remoção de material orgânico a partir de
um sistema aerado com biofilme.
Essa modalidade de tratamento é bem eficaz na remoção de DBO5, na
nitrificação do processo, e como outras vantagens necessitam de uma pequena área
de instalação, possui pequena perda de carga e os mecanismos dos equipamentos
são muito simples, de outro modo, suas desvantagens estão relacionadas à quase
que nula remoção de coliformes, custos altos para implantar e operar o sistema,
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além de depender da temperatura e de ser feito o tratamento e a disposição correta
do lodo (VON SPERLING, 2005).
Fitorremediação
Uma das formas de fitorremediação mais recentes no Brasil são os Wetlands
construídos, esse método é utilizado no tratamento das águas e de efluentes que
proveem de algum pré-tratamento, ou de que foram captadas de outros sistemas de
remediações (FERREIRA et al., 2001).
Existem os Wetlands naturais que são lugares alagados que funcionam como
“purificadores” do efluente ali disposto, esse é tratado por macrófitas existentes
nesses locais. As plantas se fixam no meio suporte para captar os nutrientes, onde
também acontece o crescimento dos microrganismos que degradam a matéria
orgânica para captar energia e oxigênio que necessitam para formar novos
indivíduos microbianos (CHERNICHARO, 2001).
Para Salati (2006), Os Wetlands construídos são utilizados para modificar a
qualidade da água que é disposta nesses leitos, e seu sistema é proposto por utilizar
as macrófitas como forma de filtro biológico, e que os microrganismos aeróbios e
anaeróbios consigam produzir reações de purificação da água por estarem fixados
no substrato e na rizosfera dessas plantas, podendo então ser disposta no corpo
hídrico.
Esses processos de remediação, através de plantas e microrganismos, são
as formas encontradas para tratar as águas sem ter um custo de instalação e de
operação elevados, porém é necessário que se tenha extensa área física para
implantação do sistema (METCALF &EDDY, 1991).
Wetland Construído
A técnica por sistema de Wetland Construído é recente, porém locais
constituídos por áreas alagadas são os modelos de Wetland naturais já existentes a
mais tempo. Geralmente são atribuídas a vastas extensões de área e pela
ocorrência de depuração em ambientes aquáticos regulando as cargas e descargas
de águas das bacias hidrográficas (CALIJURI E CUNHA, 2013).
Para Sezerino et. al. (2004), o Wetland construído serve para o polimento no
tratamento de efluente, sendo esse utilizado em lixiviados diversos. Sua eficiência
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deve-se a adaptação e a aclimatação das plantas na região em que o sistema for
implantado. Esses sistemas são povoados por macrófitas aquáticas.
Conforme Calijuri et. al., (2009), Wetland Construído é uma ótima escolha
para pós- tratamento de efluente, pois é conhecida a eficiência de remoção em alto
grau de DBO5, DQO, sólidos e alguns nutrientes, além de organismos que raramente
são assimilados.
Os Wetlands construídos podem ser projetados para ter um fluxo superficial
ou denominado filtros de fluxo horizontal, ou também com fluxo sub-superficial. O
leito cultivado em fluxo superficial possui uma declividade no fundo do sistema que
conduzirá o efluente para toda a área plantada com alta condutividade hidráulica. O
efluente flui acima da superfície do meio filtrante, em média o nível fica entre as
folhas e o caule da macrófita. Para o fluxo sub- superficial o nível do efluente fica em
meio ao leito filtrante com a passagem do percolado, o que significa uma
alimentação mais concentrada para os microrganismos dos biofilmes (SEZERINO,
2006).
Na zona de entrada e saída do efluente possui brita como material filtrante e é
onde o biofilme se adere, e os microrganismos aeróbios e anaeróbios irão depurar a
matéria orgânica e farão a alteração da cadeia nitrogenada que é a nitrificação e
posteriormente a desnitrificação; Assim as macrófitas absorvem o oxigênio com seu
sistema radicular e outra parte é eliminada por difusão atmosférica (SEZERINO,
2006).
Figura 1 – Perfil de Wetland Construído em Fluxo Horizontal
Fonte: Adaptado de (http://sudied.blogspot.com.br/2010/04/water-and-city.html )
O Filtro Plantado com Macrófitas de Fluxo Horizontal (FPMH) possui um bom
desempenho na captação da matéria orgânica (DBO5 e sólidos suspensos (SS)), na
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nitrificação e desnitrificação, com destaque para o processo de conversão do
nitrogênio (COOPER et. al.,1996).
A decomposição orgânica e a oxidação da amônia ocorre devido ao grande
turbilhonamento de oxigênio atmosférico inseridos nos níveis de material filtrantes,
que é proporcionado pelo Wetland Construído implantado (COOPER et. al., 1996).
Outro modelo de filtros plantados são os de fluxo vertical, são áreas
escavadas no solo, tendo uma superfície plana e preenchida com material filtrante,
sendo eles a areia e brita. O sistema possui impermeabilização da seção para que o
líquido não invada camadas mais profundas de solo, acarretando em impacto
ambiental (SEZERINO, 2006).
Figura 2 – Perfil de Wetland Construído em Fluxo Vertical
Fonte: (Adaptado de http://www.wikiwater.fr/a20-macrophyte-filters.html )
Para o sistema de fluxo vertical, as macrófitas são plantadas no material de
recheio onde o efluente está disposto, e o mesmo ficará armazenado acima da
superfície por um determinado tempo percolando e cobrindo toda a área que foi
cultivada, posteriormente o efluente será captado pelo fundo, sendo drenado
(SEZERINO, 2006).
As macrófitas utilizadas em Wetlands construídos
As plantas que são utilizadas nos leitos cultivados possuem sistemas
radiculares ou vasculares que fazem a fotossíntese submersa em água ou flutuante
na superfície do leito (CARLESSO, 2010). Essas plantas as principais responsáveis
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pela eficiência do sistema de Wetlands, pois elas que fazem a absorção dos
poluentes do efluente tornando o mesmo adequado às normas de disposição no
corpo receptor, ao mesmo tempo em que elas se desenvolvem a partir da absorção
desses nutrientes.
Conforme Valentim (1999), as macrófitas são subdivididas em três diferentes
espécies:
Emergentes: são espécies que estão fixas no solo ou no meio fixante,
porém suas folhagens estão diretamente ligadas ao ar.
Submergentes: são os tipos de macrófitas que se desenvolvem por cima do
leito, e suas raízes podem estar presas ao solo ou não estando assim a
deriva no leito.
Flutuantes: são as que podem ou não estar presas ao solo ou meio fixante,
mas suas folhagens estão sempre flutuando na superfície do leito.
Para um estudo de Wetland no município de Caixas do Sul, foram utilizados
dois leitos, no primeiro foram dispostas as macrófitas emergentes Typha sp.,
Pantederia sp. e a Eliocharis spp. somadas as espécies flutuantes Myriophyllum sp.
e Salvinia sp.. O segundo leito foi preenchido pelas espécies de Typha sp.,
Eliocharis spp., Pantederia sp. e Eichornia sp.. O estudo teve por objetivo analisar
quais das duas wetlands teve melhor remoção das cargas do lixiviado de aterro
sanitário. Dados dos resultados indicam que as espécies mais resistentes ao
lixiviado foram as plantas Typha sp., Eliocharis spp. e a Eichornia sp..Perante aos
resultados foi evidenciado que a Eichornia sp. não se adaptou ao clima frio da região
sul do país (ARROSI, 2007 apud CARLESSO, 2010).
Para Valentim (1999), o tratamento não exige especifico tipo de macrófita,
contudo, para que aconteça o melhor desenvolvimento da planta no sistema,
preferencialmente, devem-se observar quais os tipos que circundam a região do
local escolhido para o projeto, pois terá uma melhor adaptação. Pode-se dispor de
um protótipo com mais de um tipo de planta no local, e observar qual dessas terão
melhor resultado no tratamento do lixiviado.
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Transferência de oxigênio para o Wetland
As macrófitas possuem um sistema radicular que capacitam sua permanência
em leitos de efluentes, onde nem sempre se tem a presença de oxigênio. Essas
espécies possuem as aerênquinas, que são como redes de canais que levam o
oxigênio absorvido pelas folhas passando pelo caule até suas raízes, o que oxigena
toda a planta (LEMES et al., 2008 apud CARLESSO, 2010).
Conforme Valentim (1999) nos Wetlands ocorrem três mecanismos que
transferem oxigênio, na troca gasosa da atmosfera com o efluente:
- raízes.
- percolação.
-diferença de vazão.
Wetlands e seus fatores abióticos
Oxigênio dissolvido
O oxigênio dissolvido (OD) presente no meio a ser tratado é vital para os
organismos aeróbios, o OD é utilizado no processo respiratório desses organismos
durante a biodegradação e no consumo da matéria orgânica. Contudo esses
processos acarretam a sua redução no efluente. No processo de tratamento de
efluente não pode ocorrer à falta de oxigênio e de matéria orgânica como forma de
alimento, pois o meio modificaria sua estrutura e a mesma passaria a ser em forma
anaeróbia (COSTA et al.2003).
Para Hermes & Silva (2004), saber a quantidade de OD presente no efluente
é necessário para manter todos os processos químicos e biológicos funcionando
corretamente dentro do sistema. Os fitoplânctons ao fazerem a fotossíntese inserem
o oxigênio dissolvido no leito, o que auxilia os processos de andamento no Wetland.
O oxigênio poder ser transferido para o meio pela sua superfície, na
combinação de difusão molecular e de mistura com agentes como a chuva. O
mesmo pode ser inserido no efluente através das raízes submersas das plantas que
levam das suas folhas, pelo caule até a raiz por processos convectivos. Nas zonas
de aeração encontradas no meio suporte existe micro zonas que ao assimilarem
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uma quantidade excedente de oxigênio captam esse para reações de oxidação. Já
nas áreas anaeróbias acontecem os processos de redução, isso ocorre por estarem
muito perto e essa junção ocorre através da difusão (KADLEC E KNIGHT, 1996).
Nitrogênio
O lançamento de chorume diretamente no corpo hídrico, acarretará altos
níveis de nutrientes, e entre eles está o nitrogênio. Os tratamentos de polimento são
necessários para que o sistema possua um nível bom de OD na água, para que não
haja a eutrofização do meio, e para que a água não se torne tóxica para os seres
aquáticos além de não acarretar danos e riscos à saúde pública (VALENTIM, 2003).
O nitrogênio necessita de processos para ser removido do sistema Wetland,
como ilustrados na figura 3. Esses processos acontecem em momentos diferentes
como no primeiro passo que ocorre a amonificação que se dá pela conversão do
nitrogênio orgânico em inorgânico, exclusivamente em amônia, que acontece
quando o resíduo está se decompondo na célula do aterro, e é carregado pelo
lixiviado para a ETE do aterro. Já dentro do sistema Wetland ocorre o segundo
passo que é identificado por nitrificação, esse necessita de oxigênio para acontecer;
a nitrificação se divide em etapa de oxidação da amônia (NH3) em nitrito (NO2), onde
bactérias autotróficas, conduzem esse fato. E a segunda parte é feito pelas bactérias
Nitrobacter que fazem a oxidação do nitrito em nitrato (NO3) (PELCZAR, 1981 apud
CARLESSO, 2010).
Figura 3 – Ciclo do Nitrogênio no Wetland
Fonte: (Adaptado de http://jorcyaguiar.blogspot.com.br/2013_05_01_archive.html)
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Com a oxidação do nitrito em nitrato como citado anteriormente, as bactérias
quimioheterotróficas entram em ação para reduzirem o nitrato em óxido nítrico, óxido
nitroso e por fim em nitrogênio gasoso, que também é chamado de desnitrificação.
Essas bactérias trabalham num meio anóxico, quer dizer: que trabalham para
quebrar o oxigênio que está ligado ao nitrogênio, e o mesmo posteriormente liberado
ao meio pelo processo (PELCZAR, 1981 apud CARLESSO, 2010).
Fósforo
Outro nutriente que é comum no lixiviado de aterros é o fósforo, por ser
encontrado no solo, em fertilizantes e em detergentes, geralmente estão com
números quantitativos altos nas coletas de amostras do efluente a ser tratado. O
fósforo é metabolizado pelos microrganismos que estabilizam a matéria orgânica,
esse chega normalmente no lixiviado em forma de ortofosfatos, e os microrganismos
não os transformam em componentes mais simples para metaboliza-los (VALENTIM,
2003).
Dados para projeto de Wetland construído
Para instalação de leitos cultivados, há vários fatores que devem ser
destacados, dentre eles as reais condições do local onde serão implantados e
também o clima do local. Conforme Cecconello (2005), cada projeto deve realizar
um estudo para avaliar preliminarmente o real potencial de instalação do sistema e a
possibilidade de atingir os objetivos propostos. Segundo Campos (1999), a avaliação
deve ponderar:
(a) O potencial e a área necessária para a instalação do projeto;
(b) Verificar fatores técnicos e econômicos;
(c) Testes de campo;
(d) Avaliação de alternativas mais econômicas;
(e) Estabelecimento de parâmetros de projeto.
Metcalf & Eddy (2003) indicam que os principais parâmetros de projeto para
sistemas Wetland construídos são: tempo de detenção hidráulica, profundidade e
comprimento do leito e taxa de aplicação volumétrica (em termos de DBO).
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É comum considerar que em tratamentos com Wetlands, o fluxo dominante
seja a adição dos efluentes, porém outros fenômenos de transferência de água
também são importantes. O balanço hídrico do sistema deve considerar fatores
como evapotranspiração, precipitação, infiltração, padrão de carga hidráulica e a
profundidade da água. Mitsch e Gosselink (1993) apud Anjos (2003) consideram o
estudo da hidrologia do leito a variável mais importante para operação e construção
de sistemas Wetlands. Conforme Kadlec (2009), o balanço dinâmico global de água
para um Wetland é:
( ) ( )
Onde: A é a área superficial do wetland (m²); ET a evapotranspiração (m/d);
Qb a taxa de perda hidráulica (m³/d); Qc a taxa de escoamento (m³/d); Qgw a
infiltração subterrânea (m³/d); Qi a entrada de efluente líquido (m³/d); Qo a saída de
efluente líquido (m³/d); Qsm a taxa de degelo (m³/d) – utilizada para países nórdicos; t
= tempo (d); V = volume de água no wetland (m³).
O regime hidráulico de escoamento dos sistemas wetlands é
controlado pela condutividade hidráulica do meio utilizado ou, pelo gradiente
hidráulico do sistema, obedecendo a Lei de Darcy (Campos, 1999).
Onde: Q é a vazão por unidade de tempo (m³/dia); Ks a condutividade
hidráulica de uma unidade de área do suporte, perpendicular à direção do fluxo
(m³/m².dia); A a área da seção transversal (m²); S o gradiente hidráulico do sistema
de vazão, Dh/DL, ou seja, a declividade do leito (m/m). Para leitos de fundo plano
assumir S igual a 0,001 m/m.
A área da seção transversal do leito, perpendicular ao fluxo, é dada pela
profundidade e a largura do leito. A profundidade de projeto varia de acordo com a
macrófita utilizada. Conforme Campos (1999), para a Typha spp. o limite é de 30 cm.
Com isso, a definição da profundidade torna-se um importante parâmetro de projeto.
Rearranjando a Equação (2), pode-se calcular a área da seção
transversal de escoamento:
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Segundo Campos (1999), a velocidade do fluxo não deve exceder 8,6
m/dia, para não danificar a estrutura formada entre o meio/rizoma/raízes, bem como
assegurar um tempo mínimo de contato entre o líquido e o biofilme formado.
Conforme Sezerino (2006), o tempo de detenção hidráulica é função da
porosidade do leito filtrante, do volume do filtro e da vazão a ser tratado (equação 4).
Onde: t é o tempo de detenção hidráulica (dia); n a porosidade do leito
filtrante (m³ vazios/m³ material); V o volume do leito (m³); Q a vazão a ser tratada
(m³/dia).
Campos (1999) também relaciona a porosidade e a constante de
reação cinética de primeira ordem. Esta relação se dá pela superfície disponível
para a formação do biofilme e a maior ou menor condutividade hidráulica. A relação
é apresentada pela Equação 5.
( )
Onde: K20 é a constante da taxa de projeto a 20°C para o meio filtrante; K0 a
constante ótima para o meio filtrante e a biomassa completamente desenvolvida
(usar 1,839 d-1 para águas residuárias); e n a porosidade do meio filtrante
selecionado.
Conley et al. (1991) sugere que a remoção de DBO pode ser modelada
com a constante cinética de primeira ordem e para fluxo tipo pistão, conforme a
Equação 6. Assumindo o fluxo tipo pistão, a dispersão pode ser ignorada.
( )
Onde: Ce é a concentração efluente em termos de DBO5 (mg/L); Co a
concentração afluente em termos de DBO5 (mg/L); KT a constante de reação da
cinética de primeira ordem, dependente de T (d-1); t o tempo de detenção hidráulico
(dia).
Ainda segundo Conley et al. (1991), uma maior porosidade do leito
resulta em menores volumes, porém propicia um maior escoamento superficial. Com
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isso, os autores sugerem que sistemas com britas ou cascalhos são menos
propensos ao entupimento e ao escoamento superficial com uma boa remoção de
poluentes. Solos coesos apresentam porosidade de 0,42, areia de 0,35 e cascalho
igual a 0,25.
A constante cinética da reação de primeira ordem (KT) pode ser obtida por
equações empíricas que relacionam a constante de reação a 20°C (K20) com a
equação modificada de van’t Hoff-Arrhenius, conforme a equação:
( )
Onde: KT é constante de temperatura T (d-1); K20 a constante a 20°C (d-1) e; T
a temperatura de operação (°C).
Campos (1999) sugere que para a determinação do tamanho
necessário para implantação do sistema pode ser determinado pela Equação 8.
Onde: A é área do wetland construído (ha); K a condutividade hidráulica
(6,57x10-3, sugerido pelo autor); Q a vazão de projeto (m³/dia).
Wood e Mcatammey (1996) apud Valentim (2003) apresentam os
parâmetros de projeto para leitos cultivados de fluxo superficial, objeto deste
trabalho, conforme segue:
Tempo de detenção 5 a 14 dias.
Altura da coluna d’água 0,1 a 0,5 metro.
Razão comprimento: largura do leito 2:1 a 10:1.
Frequência de podas das plantas 3 a 5 vezes por ano.
DBO5 máxima 8 g/m².dia.
Carga hidráulica 7 a 60 mm³/mm².d.
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O próximo capítulo intitulado de metodologia experimental apresentará o
desenvolvimento do projeto a ser dimensionado e mais tarde implantado no Aterro
Sanitário de Lajeado – RS.
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METODOLOGIA EXPERIMENTAL
Neste capítulo serão apresentados os procedimentos metodológicos, bem
como as características dos materiais utilizados durante o trabalho para
cumprimento dos objetivos propostos.
Local de Estudo
O experimento foi instalado junto ao Aterro Sanitário do município de Lajeado,
localizado no bairro São Bento, ocupando uma área de 41.000 m².
O município de Lajeado encontra-se na encosta inferior do nordeste, no lado
centro leste do Estado do Rio Grande do Sul. Conforme o Decreto Estadual n°
40.3498 de 11 de outubro de 2000, a divisão regional geográfica insere Lajeado na
região do Vale do Taquari. A localização geográfica situa-se entre as coordenadas
29°24’06”e 29°29’52” de latitude sul e entre 51°55’06” a 52°06’42” de longitude
oeste, abrangendo uma área total de 110,2 Km², sendo que desses 87,5% em área
urbana.
No município de Lajeado é gerado diariamente uma média de 54
toneladas/dia de resíduos sólidos urbanos. Sendo que a população atual gira em
torno de 72.000 habitantes, a média per capita do município é de 0,75 kg/habitante
(IBGE, 2010).
Todos os efluentes gerados no aterro sanitário são drenados para estação de
tratamento de efluentes (ETE), composto por calha Parschal, lagoa de equalização
anaeróbia, lagoa aerada de lodo ativado, com decantador secundário, sistema de
microfiltração de 10 micras, filtro catalítico, sistema de ozonização, seguido por
microfiltração de 1 micra. Após isto os efluentes eram descartados. Devido a
problemas operacionais, o aterro foi impedido de lançar seus efluentes até que seus
efluentes voltassem a apresentar características próprias para o lançamento, atendo
o disposto na Resolução CONSEMA nº. 128/2006.
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O sistema de ozonização, devido a problemas técnicos, não está em
funcionamento e também, devido ao equipamento possuir um custo operacional
elevado, optou-se pela busca de alternativas técnicas e operacionais mais viáveis.
Desta forma o objetivo deste trabalho que é a avaliação de wetland construído para
tratamento do chorume gerado pelo aterro sanitário de Lajeado, por ser um sistema
versátil e de baixo custo operacional.
A ETE do aterro sanitário de Lajeado conta com duas lagoas facultativas
desativadas. Logo, após a avaliação da metodologia experimental, e os resultados
sendo positivos, foi dimensionado um sistema em escala real para aproveitamento
das lagoas facultativas desativadas.
Descrição do experimento
Os protótipos foram instalados junto á ETE do Aterro Sanitário de Lajeado,
sendo que a instalação iniciou em junho de 2014. Ambos os protótipos foram
construídos de maneira a proporcionar um fluxo ascendente e horizontal, com
escoamento superficial, com meio suporte formado por areia e brita onde foram
plantadas as macrófitas.
Para confecção dos protótipos, foram utilizadas bombonas de 200 L,
possuindo as seguintes dimensões: 0,86 m de comprimento e 0,37 m de
profundidade.
Para a alimentação do sistema, utilizou-se uma bomba dosadora marca
Exatta, modelo EX0507. A bomba dosadora ficava abrigada junto ao contêiner do
sistema de microfiltração/ozonização. Para abastecimento do sistema pela bomba
dosadora, manteve-se uma bombona de 50 L com efluente oriundo da lagoa aerada.
Este efluente para os experimentos será denominado de bruto.
Nos protótipos, as tubulações de entrada e saída foram de 25 mm. O tubo de
distribuição foi perfurado para facilitar a distribuição do efluente. A Figura 04
apresenta a tubulação de distribuição no fundo do protótipo. Na Figura 05 podemos
observar a instalação dos dois protótipos.Após a montagem, os leitos foram
preenchidos com o material filtrante.
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Figura 4 – Tubulação de distribuição
Fonte: Da autora.
Figura 5 – Protótipos instalados
Fonte: Da autora
Meio suporte
Segundo Kadlec (2009), o material filtrante é disposto em camadas de brita e
areia. O meio suporte é essencial para o desenvolvimento das plantas. Também
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funciona como um meio filtrante, onde, através da aderência dos sólidos
particulados e microrganismos presentes, formam um biofilme que auxilia na
degradação da matéria orgânica.
O meio suporte tem altura de 30,0 cm, sendo composto por 50% de brita
grossa n° 4, 25% de brita média n° 2 e mais 25% de areia irregular para
preenchimento. A superfície livre tem altura de 7,0 cm até o transbordo. O espaço
inicial, preenchido com brita nº. 4, onde foi realizada a alimentação e a saída do
efluente, têm como função regularizar o fluxo através do meio filtrante.
Figura 06 apresenta as camadas de brita nº. 4 e brita nº. 2 já dispostas nos
protótipos. A Figura 07 apresenta os leitos já com as camadas finais de areia. A
retirada dos efluentes foi realizada pela superfície. Para coleta dos efluentes após
tratamento foram colocadas recipientes plásticos de 50 L, previamente limpos.
Figura 6 – Camadas de brita nº. 4 e brita nº. 2 do meio filtrante
Fonte: Da autora.
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Figura 7 – Camada final de areia
Fonte: Da autora.
Macrófitas
A escolha das espécies que foram utilizadas nos protótipos se deu pelo fato
de ser uma espécie tradicional no ecossistema da região do Vale do Taquari, no
caso da taboa (Typha spp), e por ser uma espécie bastante utilizada em sistema de
contenção de taludes e apresentar um sistema radicular bastante desenvolvido, no
caso do vetiver (Vetiveria Zizanioides). Essas plantas foram colhidas do seu
ambiente natural (várzea) localizado no interior do município de Estrela – RS, e em
viveiro de plantas localizados no interior do município de Teutônia, respectivamente.
As Figuras 8 e 9 apresentam:
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Figura 8 – Imagem da espécie Typha spp
Fonte: http://vitalsignsme.org/
Figura 9 – Imagem da espécie Vetiveria Zizanioides
Fonte: Google imagens (plus.google.com)
Após as coletas, as mudas foram lavadas com água para remoção de restos
de solo e outras substâncias. Posteriormente, foram podados os caules em uma
altura média de 20 cm. Em seguida acondicionadas em caixotes forrados por
material plástico e levadas até o local onde o protótipo foi instalado. No inicio do mês
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de junho de 2014, foram plantadas em um dos protótipos, 12 mudas da espécie
Typha spp e no outro, 12 mudas da espécie Vetiveria Zizanioides. As espécies
foram plantadas com espaçamento de 12 cm entre elas. A Figura 10 apresenta as
espécies já inseridas nos protótipos.
Figura 10 – Espécies inseridas nos protótipos
Fonte: Da autora.
Como as espécies macrófitas selecionadas possuem sistema radicular
submerso, as mesmas foram fixadas no material filtrante. O nível do efluente foi
controlado pela declividade dos sistemas e pela posição da canalização do efluente.
A aclimatação das macrófitas nos leitos filtrantes ocorreu durante 30 dias
apenas com a inserção de água ao sistema. O sistema foi preenchido com água
inicialmente e após isto a reposição ficou a cargo das chuvas que incidiram sobre o
sistema. Durante este período, devido à ação de ventos, principalmente, muitas
mudas tombaram, e outras precisaram ser replantadas.
Após a aclimatação inicial, foram retirados os talos mais grossos, para
promover o desenvolvimento mais rápido das plantas e então se iniciou a inserção
gradativa de chorume pré-tratado. Iniciou-se primeiramente com uma vazão de
1L/dia, com aumentos gradativos, de 0,5 L/dia, totalizando um período de
aclimatação com chorume de 14 dias.
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Determinação da Porosidade do Meio Suporte
A determinação da porosidade do meio suporte foi realizada seguindo
metodologia proposta por Alcântara (2010). O ensaio foi realizado no Laboratório de
Solos e Betumes do Centro Universitário Univates.
Devido ao tamanho dos materiais utilizados com meio suporte, o experimento
foi realizado em um béquer. Em um béquer de 1000 mL, foi preenchido até 500 mL
com a brita n° 3; após até 750 mL com a brita n°. 2; e até 1000 mL com a areia. Com
o material no béquer, pesou-se todo o material e registrou-se a massa. O resultado
encontrado foi 1.490,9 gramas. A seguir, colocou-se lentamente 800 mL de água no
béquer para saber qual seria a massa total. O resultado encontrado foi de 1.772,6
gramas.
Conforme Alcântara (2010), a diferença do valor da segunda e da primeira
massa medida representa o espaço ocupado pela água, que foi de 281,7 g. Deste
modo, a porosidade é dada pela razão da diferença encontrada e o massa de água
adicionada, resultando em uma porosidade de 35%.
Parâmetros Operacionais
O procedimento experimental foi dividido em duas condições operacionais
distintas. Cada uma das condições foi denominada de Experimento I e Experimento
II.
Para o Experimento I, a vazão foi dimensionada conforme metodologia
apresentada no item 4.6.1. Para o Experimento II, a vazão encontrada para o
operação do Experimento I foi duplicada para avaliar o comportamento do sistema a
sobrecargas de vazão, bem como de carga orgânica.
Determinação dos parâmetros de operação do Experimento I
Os parâmetros importantes para o controle do protótipo são a vazão e o
tempo de detenção hidráulica.
Para determinação destes parâmetros, baseou-se em metodologias sugeridas
por Sezerino (2006), Campos (1999) e Conley et al. (1991), comparando os
resultados obtidos para selecionar a melhor forma de operação.
Campos (1999) sugere que para a determinação do tamanho necessário para
implantação do sistema pode ser determinado pela Equação 8. Sendo a área do
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sistema de aproximadamente 0,48 m² e a condutividade hidráulica de 6,57x10-
3ha.dia/m³, a vazão de operação é de 7,3 L/dia.
Sezerino (2006) propôs que o tempo de detenção hidráulico é função da
porosidade do leito filtrante, volume do filtro e a vazão a ser tratada (Equação 4). A
porosidade do leito é de 35%, o volume é de aproximadamente 0,14 m³ e a vazão
determinada de 7,3 L/dia (7,3 x 10-3 m³/dia), resultando num tempo de detenção de
6,7 dias.
Determinação dos parâmetros de operação do Experimento II
Para determinação dos parâmetros de operação do Experimento II seguiu-se
mesma metodologia proposta para o Experimento I, com um diferencial que agora
partimos da vazão, que deve ser duplicada.
Sendo, portanto a vazão no Experimento I de 7,3 L/dia, para o Experimento II
a vazão foi de 14,6 L/dia. Utilizando a equação 4, encontramos o tempo de detenção
hidráulica foi de 3,35 dias.
Avaliação da Eficiência do Sistema de Tratamento
Para avaliação da eficiência dos Wetlands construídos, em escala piloto,
foram realizadas análises dos afluentes e efluentes do sistema, semanalmente, e
avaliados os seguintes parâmetros: DQO, NTK, P e pH.
Para cada um dos experimentos, foram retiradas três amostras do efluente
bruto e do efluente tratado pelo wetland construído em escala piloto.
A tabela 05 apresenta as sequências de retirada de amostras. As coletas 1, 2
e 3 foram referentes ao Experimento I e as coletas 4, 5 e 6 referentes ao
Experimento II.
Tabela 5 – Cronograma de coletas realizadas durante o período de
monitoramento.
Semana Amostras coletadas
1ª Efluente bruto 1 –
2ª Efluente bruto 2 Efluente tratado 1
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3ª Efluente bruto 3 Efluente tratado 2
4ª Efluente bruto 4 Efluente tratado 3
5ª Efluente bruto 5 Efluente tratado 4
6ª Efluente bruto 6 Efluente tratado 5
7ª – Efluente tratado 6
Fonte: A autora.
A tabela 06 está demonstrando o número do método de cada uma das
amostras que foram coletadas, e as páginas que as mesmas estão descritas em
(STANDARD METHODS, 2012).
Tabela 6– Métodos e Páginas no livro de Standard.
Amostra Método n°(Standard) Páginas
pH - -
DQO (mg/L) 5220 B 5 – 17
NTK (mg/L) 4500 – N org. C 4 – 134
P (mg/L) 4500 – B .2 4 – 151
Fonte: A autora
As metodologias analíticas serão apresentadas a seguir:
Determinação de pH
Para determinação de pH, o laboratório de biorreatores utiliza da seguinte
forma:
O potencial hidrogeniônico refere-se, a concentração de íons de hidrogênio
em uma solução, conferindo a mesma condições ácidas, neutras ou básicas. Para
que ocorra um desenvolvimento adequado das bactérias o pH precisa estar ajustado
conforme necessidade das mesmas. A grande maioria das bactérias se
desenvolvem muito bem com um pH entre 6,5 e 7,5, considerando uma variação
mínima e máxima de 4 e 9 ( CAMPOS et al, 2006).
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A determinação do pH foi realizado por Phmetro DM – 20 da marca Digimed.
Metodologia para determinar o pH:
Colocar 200 mL da amostra no becker, imergir os eletrodos na amostra e
esperar estabilizar a medição, realizar a leitura no visor do aparelho.
Determinação de DQO
Para determinar a DQO do efluente em questão foi feito por análises
conforme a metodologia de Standard Methods (2012).
Em seguida está descrita a metodologia para DQO:
Para determinação da DQO foi utilizado o método de refluxo aberto, que é
uma medida do equivalente, em oxigênio, da porção de matéria orgânica na amostra
suscetível à oxidação por um oxidante químico forte. O teste de DQO consiste em
oxidar a amostra com um excesso de dicromato de potássio, em meio fortemente
ácido e sob refluxo, e determinar, depois, a quantidade de dicromato de potássio
remanescente, por titulação com sulfato ferroso amoniacal.
Determinação de NTK
Para determinar o NTK do efluente em questão foi feito por análises conforme
a metodologia de Standard Methods (2012).
A determinação do NTK fundamenta-se na digestão, destilação e posterior
determinação da amônia pelo métodotitulométrico (>5 mg/L N) ou pelo método de
Nesslerização (<5 mg/L N). Em presença de ácido sulfúrico, sulfato de potássio e
sulfato de cobre, ocorre à catálise de conversão das diversas formas de Nitrogênio
Orgânico em Amoniacal.
Determinação do P
Para determinar o fósforo totaldo efluente em questão foi feito por análises
conforme a metodologia de Standard Methods (2012).
O fósforo total na forma a ser determinada é previamente convertido em
ortofosfato solúvel por processo apropriado, e o ortofosfato solúvel é determinado
colorimetricamente pelo método do ácido ascórbico, em 880 nm. A conversão das
demais formas de fosfato até ortofosfato é feita mediante digestão da amostra em
meio ácido e sob aquecimento.
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O método do ácido ascórbico consiste em reagir o ortofosfato com molibdato
de amônio e antimonil tartarato de potássio, em meio ácido, e reduzir o ácido
fosfomolibdíaco formando o azul de molibdênio. O agente redutor é o ácido
ascórbico. A intensidade da cor azul de molibdênio é proporcional à concentração de
ortofosfato.
Instalação do Wetland em escala real
Através da observação dos resultados obtidos com os protótipos e as
metodologias para determinação do regime de operação, serão posteriormente
dimensionados o sistema de operação do Wetland em escala real.
Cabe destacar que as lagoas onde serão instalados os Wetlands já existem
no aterro sanitário. Num total de duas, as lagoas eram utilizadas antigamente como
lagoas facultativas sendo desativadas em 2011 como detalha a figura 11. Por as
mesmas já existirem, através da observação dos experimentos em escala piloto será
determinado o regime de operação do Wetland em escala real.
Tendo em vista que a vazão de tratamento médio do aterro sanitário é de
20,00 m³, chegando a 40,00 m³ com a implantação da nova célula, será avaliada a
necessidade de utilização das duas lagoas desativadas ou apenas uma. Caso
necessite apenas uma, a outra será utilizada como equalização com o objetivo de
regular a vazão de efluente através do Wetland.
Logo, o dimensionamento do wetland em escala real se baseará na metologia
proposta no item 4.6.1, bem como observações realizadas durante os
procedimentos experimentais.
Para comparação com a vazão dimensionada suportada pelo wetland a ser
construído no aterro sanitário, foi estimado o volume de chorume a ser produzido
pelo Aterro Sanitário de Lajeado, visando verificar se as lagoas suportarão a
geração de percolado quando o módulo 02 entrar em operação. Este volume,
considerando a geração do percolado nos dois módulos, poderá variar de forma
sazonal em função das condições climáticas da região e do sistema de drenagem
local, com grande influência também da temperatura, do índice de precipitação
pluviométrica, da evapotranspiração, da existência de material de cobertura para as
células, da permeabilidade do material de cobertura utilizado, da cobertura vegetal
da área do aterro, além de outros fatores. O módulo 01, em operação, possui uma
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área de 13.000 m² e o módulo 02 possui área de 13.500 m², resultando em uma
área total de 26.500 m².
Para estimativa de vazão adotou-se o Método Suíço, descrito por Lima et al.
(2005), uma sistemática empírica para determinação da vazão de percolado, onde
estima-se que certa porcentagem da precipitação infiltra nos resíduos, atinge a
camada de impermeabilização na base da plataforma e, consequentemente, deve
ser drenada. Esta porcentagem é, normalmente, estipulada em função do peso
especifico dos resíduos dispostos no aterro e da experiência do projetista. O método
suíço considera como elementos principais a precipitação pluviométrica sobre a
cobertura e o grau de compactação dos resíduos. O cálculo da vazão média pode
ser expresso pela equação abaixo:
Onde:
Q = vazão média de percolado (considerando um período de 20 anos) em L/s;
P = precipitação média anual (mm);
A = área da célula do aterro (m²);
K = constante de compactação (valor médio = 0,35);
t = número de segundos contidos em um ano (31.536.000 s).
Para determinação da precipitação pluviométrica, baseou-se em trabalho de
Maluf (2000), que determina para a região de Lajeado uma precipitação média de
1600 mm/ano.
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Figura 11 – Imagem das lagoas atuais da ETE do Aterro Sanitário de Lajeado.
Fonte: Adaptado de Google Earth
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RESULTADOS E DISCUSSÃO
Os resultados experimentais do monitoramento do protótipo em escala
experimental do Wetland serão apresentados a seguir.
Caracterização do Chorume Bruto
A caracterização do efluente a ser tratado no sistema piloto foi feita através da
análise dos laudos dos monitoramentos dos efluentes do aterro sanitário de Lajeado.
Inicialmente, foram realizadas caracterizações analíticas através dos
resultados observados para verificar possíveis concentrações que possam interferir
no sistema de tratamento proposto.
Após a caracterização, apenas os parâmetros principais para determinação
da eficiência do tratamento através dos Wetlands construídos foram analisados. Os
parâmetros analisados são: pH, DQO, NTK e P.
Alguns resultados preliminares são apresentados na Tabela 07. Estes
resultados referem-se ao monitoramento mensal realizado em 2013.
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Tabela 7- Resultados analíticos das amostras coletadas mensalmente no ano
de 2013 oriundo do efluente pré - tratado do Aterro Sanitário de Lajeado.
Meses de
2013
DBO (mg/L) DQO (mg/L) NTK (mg/L) P (mg/L)
Janeiro 263 743 62,0 2,9
Fevereiro 321 857 42,7 2,1
Março 412 876 61,0 1,1
Abril 294 867 52,1 2,5
Maio 180 959 99,8 3,9
Junho 580 1072 72,7 2,5
Julho 222 801 57,2 3,9
Agosto 441 1126 64,2 5,5
Setembro 328 1034 60,2 11,0
Outubro 258 694 44,4 9,0
Novembro 297 884 182,0 8,4
Dezembro 264 793 61,7 7,3
Média 321,67 892,17 71,66 5,00
Fonte: SEMA/Lajeado.
Observando os dados tabelados, nota-se a necessidade de um tratamento
eficaz para redução de DQO e NTK que apresentam valores acima dos padrões
estabelecidos pela Resolução CONSEMA n° 128/2006 apresentada na Tabela 04
desse trabalho.
Conforme Lange e Amaral (2009), a relação DBO/DQO pode indicar o estado
de degradação biológica do chorume, sendo que para aterros jovens este índice
varia entre 0,5 e 0,8e em aterros antigos entre 0,04 e 0,08. Para o aterro sanitário de
Lajeado, considerando os valores médios esta relação é de 0,36, indicando um
estágio médio de degradação da matéria orgânica, e de acordo também com o
tempo de vida do aterro de 11 anos, considerado um tempo intermediário.
Valores da relação DBO/DQO abaixo de 0,4, indica que o aterro passou da
fase aeróbia, e que os compostos presentes já não são facilmente degradáveis
apenas por processos biológicos (GOMES, 2005). Valores abaixo de 0,1 indicam
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que o aterro está na fase metanogênica e que processos biológicos de tratamento
não serão suficientes para a degradação da matéria orgânica.
Logo, o valor encontrado para a relação de DBO/DQO, indica que o aterro
encontra-se numa fase intermediária, de transição da fase aeróbia para a
metanogênica, e que a incorporação de novos processos é imprescindível para que
sejam mantidos os parâmetros de lançamento dentro dos limites estabelecidos pela
legislação ambiental, e não venha a comprometer a saúde ambiental dos
ecossistemas atingidos pelos efluentes do aterro sanitário.
O balanço de nutrientes dos microrganismos presentes nos sistemas naturais
é controlado pela relação DBO:N:P, onde o parâmetro de DBO expressa a
necessidade de carbono como nutriente. A relação ideal para o desenvolvimento
adequado da biomassa é definida como 100:5:1, respectivamente (Rodrigues,
2007). Conforme dados da Tabela 5, considerando os valores médios, percebe-se
um desequilíbrio entre esta relação, apresentando valores de 100:22,3:1,6,
indicando que não há falta de nutrientes, porém a falta de relação pode prejudicar o
desenvolvimento dos microrganismos presentes na massa líquida.
Aclimatação das macrófitas nos protótipos
Foram construídos dois reatores pilotos iguais com o mesmo volume, meio
filtrante idêntico, sendo que ambos foram alimentados pela mesma bomba
dosadora. Em cada um foram plantadas mudas distintas. O reator A foi plantado 12
mudas de Vetiveria Zizanioidese no reator B foi plantado 12 mudas de Typha spp
com espaçamentos regulares entre elas. A Figura 12 a seguir mostra as plantas nos
respectivos reatores.
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Figura 12 – Imagem das macrófitas nos reatores.
Fonte: Da autora.
As plantas foram aclimatadas durante um mês no local somente sendo
alimentadas com água. As plantas do reator A apresentaram sinais de não
adaptação, provavelmente devido ao fluxo superficial adotado. Posteriormente foi
inserido chorume da lagoa aerada nos reatores ( efluente de entrada ou bruto para o
protótipo), e a espécie Vetiver demonstrou não estar adaptada tanto ao fluxo, bem
como a carga de efluente que foi inserida para tratamento. Observou-se também,
que o estado das plantas do reator A era de putrefação, pois os caules
desmanchavam-se quando tocados.
O reator B apresentou uma boa adaptação tanto das macrófitas ao meio
quanto a carga de efluente. As plantas apresentaram-se sadias e em crescimento
durante todo o período de monitoramento (FIGURA 12), sendo necessária a
realização de podas durante o período.
Com a letalidade total das macrófitas do reator A, obstruiu-se a alimentação
do reator, continuando o monitoramento apenas do reator B.
Para trabalhos futuros, poderá se testar um fluxo subsuperficial com a espécie
Vetiveria Zizanioides do reator A, que pelo comportamento da planta durante o
experimento, mostrou-se ser o mais indicado, tendo em vista que após o
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esvaziamento do reator, a mesma começou a desenvolver-se, mesmo após receber
a carga de efluente.
Para o reator B, observou-se já na primeira semana, a evolução das plantas e
o surgimento de novos brotos.
Após o experimento I, realizou-se o primeiro corte das macrófitas no reator B,
por essas apresentarem um crescimento excelente e um tamanho considerável. O
corte teve por objetivo iniciar o novo experimento e favorecer a eficiência de
remoção e as necessidades nutricionais das plantas, bem como produzir brotos
uniformes e evitar a decomposição das folhas no reator minimizando o acúmulo de
matéria orgânica no leito.
Figura 13 – Imagem da colheita das macrófitas.
Fonte: Da autora.
Funcionamento do protótipo
O protótipo instalado mostrou-se eficiente na simulação de um wetland
construído. O sistema foi projetado para possibilitar uma vazão de 7,3 L/dia, com um
tempo de detenção hidráulica de 6,7 dias. A utilização da bomba dosadora facilitou o
controle da vazão, apesar da preocupação com as constantes faltas de energia no
aterro sanitário. O sistema de distribuição pelo fundo do reator B não apresentou
qualquer problema de obstrução, o que com a espécie do reator A poderia ocorrer
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devido às características de suas raízes. A alimentação, causando um fluxo
ascendente, e distribuindo o efluente pelo fundo do reator, favorece o contato dos
nutrientes com as raízes das plantas. O sistema de coleta do efluente tratado,
composto por bombonas de 50 L também mostrou-se adequado para o experimento,
sendo que ele armazenava uma amostra composta, relativa a semana, sendo que a
quantidade necessária para as análises eram retiradas e o restante descartado na
lagoa aeróbia.
Experimento I
O Experimento I desenvolveu-se com uma vazão de 7,3 L/dia e um tempo de
detenção hidráulica de 6,7 dias. Os resultados dos monitoramentos realizados são
apresentados a seguir.
Avaliação da DQO
A avaliação da eficiência de remoção de carga orgânica no wetland
construído, para o Experimento I, expressa em função da DQO, está apresentada na
Tabela 8.
Tabela 8 – Resultados de DQO para o Experimento I.
Data coleta DQO
Entrada (mg/L)
DQO Saída (mg/L)
Eficiência de Remoção
(%)
CONSEMA 128/2006
25/08/2014 1058,96 74,65 92,9 360 01/09/2014 598,92 318,18 46,8 360 08/09/2014 780,3 227,27 70,9 360
Média 812,73 206,7 70,2 360
Fonte: A autora.
Observando os resultados apresentados na Tabela 6, percebe-se que o
sistema variou bastante durante o período de monitoramento, indicando que
provavelmente o período de aclimatação não tenha sido suficiente. As eficiências de
remoção também apresentaram grande variação, com uma elevada eficiência no
primeiro monitoramento, e uma redução brusca no segundo e uma pequena
elevação no terceiro monitoramento. A média da eficiência de remoção foi de 70,2%.
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Percebe-se que apesar da variação, os resultados para o efluente após o
tratamento apresentaram valores abaixo dos padrões estabelecidos pela Resolução
CONSEMA nº. 128/2006.
Observando os resultados do efluente bruto, percebe-se a variação de carga
que o sistema deverá suportar, evidenciando também a necessidade de um bom
período de aclimatação do sistema. O Gráfico 1 mostra o comportamento da DQO
durante os três monitoramentos realizados.
Cecconello (2005), obteve variação entre 20,3 e 92,2% para DQO, com um
tempo de detenção hidráulica de 5 dias operando sistema semelhante ao utilizado
neste trabalho. Sezerino (2006), tratando esgoto atingiu remoção média de 69%, em
filtro plantado com Typha e tempo de detenção hidráulico de 3,9 d.
Gráfico 1 – Valores de DQO de entrada e saída do protótipo.
Fonte: Da autora
O Gráfico 02 apresenta o comportamento da eficiência durante o
monitoramento do Experimento I.
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Gráfico 2 – Eficiência de Remoção de DQO.
Fonte: Da autora
Avaliação de NTK
Os resultados obtidos no experimento I para remoção de NTK são
apresentados na Tabela 09, que demonstra o comportamento do efluente de entrada
do protótipo (bruto) e tratado( pós protótipo) durante a operação do mesmo.
Tabela 9 – Resultados de NTK para o Experimento I.
Data coleta NTK
Entrada (mg/L)
NTK Saída (mg/L)
Eficiência de Remoção
(%)
CONSEMA 128/2006
25/08/2014 84,21 1,12 98,7 20 01/09/2014 15,72 1,12 92,9 20 08/09/2014 7,86 1,68 78,6 20
Média 35,93 1,3 90,1 20
Fonte: Da autora.
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Gráfico 3 – Valores de NTK de entrada e saída do protótipo.
Fonte: Da autora.
O experimento apresentou resultados excelentes para remoção de NTK. Em
todos os monitoramentos o efluente tratado ficou abaixo do padrão estabelecido pela
Resolução CONSEMA nº. 128/2006, estando o efluente, em relação a este
parâmetro, apto para lançamento no recurso hídrico.
A eficiência média de remoção foi de 90,1%, chegando a 98,7% no primeiro
monitoramento. Esta alta eficiência é esperada, tendo em vista que a nitrificação é
favorecida pelas plantas. A conversão do nitrogênio em wetlands construídos ocorre
pela ação de bactérias nitrificantes presentes no meio e a nitrificação em função da
transferência de oxigênio do ar atmosférico pelas folhas através do aerênquima, que
distribui o oxigênio para os rizomas e raízes (Cooper et al.,1996; Sezerino 2006,
Cecconello, 2005).
Para o parâmetro de NTK também houve um grande variação nos valores
para o efluente bruto.
Cecconelo (2005) obteve remoção entre 51,3 e 97%. Sezerino (2005), em
relação a Nitrogênio Amoniacal, atingiu remoção de apenas 17%. Kurscheidt (2011),
tratando lixiviado de aterro sanitário atingiu remoção de 95% para Nitrogênio
Amoniacal.
1
10
100
25/08/2014 01/09/2014 08/09/2014
mg/
L
Data das Coletas
NTK - Experimento I
NTK entrada NTK saída CONSEMA 128/2006
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O Gráfico 4 apresenta o comportamento da eficiência durante os
monitoramentos. Avaliando este gráfico, nota-se uma redução da eficiência à
medida que o monitoramento transcorre, provavelmente devido ao processo de
estabilização do sistema. Valentim (1999) destaca que isto pode ocorrer devido
estabelecimento das colônias de bactérias, a formação dos sedimentos e o
desenvolvimento das macrófitas. Por isso, o processo de poda das folhas deve ser
realizado com certa frequência, sempre que o sistema apresentar sinais de
estabilização.
Gráfico 4 – Eficiência de Remoção de NTK.
Fonte: Da autora.
Avaliação do Fósforo
Os resultados obtidos no experimento I para remoção de fósforo são
apresentados na Tabela 10, que demonstra o comportamento do efluente bruto e
tratado durante a operação no protótipo.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
25/08 01/09 08/09
%
Datas das coletas
Eficiência de Remoção de NTK
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Tabela 10 – Resultados de Fósforo para o Experimento I.
Data coleta P Entrada
(mg/L) P saída (mg/L)
Eficiência de Remoção (%)
CONSEMA 128/2006
25/08/2014 3,4 0,1 97,1 4 01/09/2014 3,4 0,1 97,1 4 08/09/2014 2,9 0,1 96,6 4
Média 3,23 0,1 96,9 4
Fonte: Da autora.
Observa-se na Tabela 10 que a redução de fósforo obteve os melhores
resultados, pois sua eficiência média de remoção durante o monitoramento do
Experimento I foi de 93,7% indicando um excelente desempenho. Os índices de
Fósforo tanto no efluente bruto quanto no efluente tratado apresentavam valores
abaixo dos padrões estabelecidos pela Resolução CONSEMA nº. 128/2006, estando
o efluente apto para ser lançado no corpo receptor, levando em consideração
apenas este parâmetro. O Gráfico 5 apresenta os resultados obtidos para o
parâmetro Fósforo em comparação com padrão estabelecido pela referida
resolução.
A remoção do fósforo do efluente é realizada através do processo de
adsorção promovida pela matéria orgânica em decomposição e pela formação de
compostos insolúveis, além da própria adsorção pela planta (VALENTIM, 1999).
Gráfico 5 – Valores de entrada e saída de P no protótipo
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
3,5
4
4,5
25/08/2014 01/09/2014 08/09/2014
mg/
L
Data das Coletas
Fósforo - Experimento I
P entrada P saída CONSEMA 128/2006
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Gráfico 6 – Eficiência de Remoção de Fósforo.
Fonte: Da autora.
Valentim (1999) obteve baixa remoção de fósforo operando leitos cultivados
com Typha, com 4,5 dias de tempo de detenção hidráulica, com remoção entre 13 e
29%. Cecconello (2005) obteve eficiência de remoção entre 49,1 e 80,2%. Sezerino
(2006) não obteve remoção de fósforo com o uso de leitos cultivados. Tendo em
vista os resultados apresentados por outros trabalhos, os resultados obtidos foram
relevantes, principalmente pela elevada eficiência de remoção.
Avaliação de pH
Os resultados obtidos no experimento I para o parâmetro de pH são
apresentados na Tabela 11 que demonstra o comportamento do efluente bruto e
tratado durante a operação no protótipo.
Tabela 11 – Resultados de pH para o Experimento I.
Data coleta
pH
entrada pH saída
CONSEMA
128/2006
25/08/2014 7,71 8,51 entre 6 e 9 01/09/2014 8,2 7,62 entre 6 e 9 08/09/2014 7,71 7,96 entre 6 e 9
Média 7,87 8,03 entre 6 e 9
96,5
96,6
96,7
96,8
96,9
97
97,1
97,2
25/08 01/09 08/09
%
Datas das coletas
Eficiência de Remoção de Fósforo
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Os valores de pH ficaram numa faixa entre 7,62 e 8,51, variando entre a
neutralidade e a alcalinidade. Metcalf e Eddy (1991) indicam valores entre 6,5 e 7,5
ótimo para o desenvolvimento das bactérias responsáveis pela desnitrificação. Os
valores encontrados foram superiores ao indicado, porém a remoção de NTK foi
satisfatória no experimento. Porém para Cooper et al. (1996), a faixa ideal para a
remoção de NTK é entre 6,5 e 8,5, o que indica que o pH do meio durante este
trabalho esteve dentro da faixa ótima de trabalho, evidenciado pela alta eficiência de
remoção. Sezerino (2006) ressalta que elevados valores de pH também são
prejudiciais ao processo pois inibem o desenvolvimento das bactérias nitrificantes,
pois a amônia liberada é tóxica a estes microrganismos. Sezerino (2006) também
destaca que o processo de fotossíntese das plantas favorece a elevação do pH.
O Gráfico 7 apresenta os valores de pH durante o desenvolvimento do
experimento.
Gráfico 7 – Valores de pH do efluente bruto e tratado no protótipo.
Fonte: Da autora.
Experimento II
O Experimento II realizou com uma vazão de 14,6 L/dia e tempo de detenção
hidráulica de 3,35 dias. Para este experimento foram realizadas três coletas de
efluente bruto e três coletas de efluente tratado para avaliação do comportamento e
5
6
7
8
9
10
25/08 01/09 08/09
pH
Data das medições
pH - Experimento I
pH Entrada pH SaídaMínimo CONSEMA 128 Máximo CONSEMA 128
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eficiência do sistema. Os parâmetros analisados foram DQO, NTK, Fósforo e pH. Os
resultados são apresentados a seguir.
Avaliação de DQO
Os resultados do monitoramento realizado durante o Experimento II para o
parâmetro de DQO estão apresentados na Tabela 12.
Tabela 12 – Resultados de DQO para o Experimento II.
Data coleta DQO
Entrada (mg/L)
DQO Saída (mg/L)
Eficiência de Remoção
(%)
CONSEMA 128/2006
22/09/2014 545,45 329,54 39,6 360
30/09/2014 503,79 538,76 -6,9 360 06/10/2014 600,77 476,74 20,6 360
Média 812,73 206,7 17,8 360
Fonte: A autora.
Os resultados de eficiência de remoção no experimento II na análise do dia 30
de setembro obteve valor negativo, ou seja, com a mudança drástica de vazão de
7,3L/dia para 14,6 L/dia e por consequência a diferença de 6,7 dias de TDH para
3,35 dias de TDH no protótipo, alavancou um arraste de grande volume de carga
para dentro dele, sendo que as macrófitas do reator B não conseguissem absorver
todos os nutrientes, que acarretou em valores acrescentados no sistema. Assim, foi
necessário um período de nova aclimatação, sendo que, na seguinte semana já foi
observado uma treação positiva do sistema, que obteve maior valor removido.
Da mesma forma que no Experimento I, os valores de DQO no Experimento
II, apresentam grande variação, apesar do maior tempo de aclimatação do sistema.
A eficiência do sistema também oscilou, não apresentando uma tendência entre os
períodos de monitoramento. A eficiência foi significativamente mais baixa que no
Experimento I, em virtude do aumento da vazão e consequente diminuição do tempo
de detenção. A eficiência média foi 17,8%.
Comparando os efluentes finais com o padrão estabelecido pela Resolução
CONSEMA nº. 128/2006, apenas na primeira coleta o efluente apresentou índice
próprio para o lançamento. O Gráfico 8 apresenta os valores da DQO em
comparação o padrão definido pela referida resolução. Fica evidente no Gráfico 2 do
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experimento I que o valor de saída foi mais elevado que o de saída durante o
segundo monitoramento. Nota-se que o efluente bruto durante este experimento
variou pouco em relação ao primeiro experimento.
Gráfico 8 – Valores de DQO de entrada e saída do protótipo.
Fonte: Da autora.
Tendo em vista os baixos resultados apresentado com a vazão empregada
durante o Experimento II, fica evidente a baixa eficiência e a necessidade de um
tempo de detenção maior para promover a estabilização da matéria orgânica. O
comportamento da eficiência de remoção está apresentada no Gráfico 9.
0
100
200
300
400
500
600
700
22/09 29/09 06/10
mg/
L
Data das Coletas
DQO - Experimento II
DQO Entrada DQO Saída CONSEMA 128/2006
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Gráfico 9 – Eficiência de Remoção de DQO para o Experimento II
Fonte Da autora.
Avaliação de NTK
Os resultados obtidos no experimento II para remoção de NTK são
apresentados na tabela 13 que demonstra o comportamento do efluente bruto e
tratado durante a operação no protótipo.
Tabela 13 – Resultados de NTK para o Experimento II.
Data coleta NTK
Entrada (mg/L)
NTK Saída (mg/L)
Eficiência de Remoção
(%)
CONSEMA 128/2006
22/09/2014 9,54 5,05 47,1 20
30/09/2014 7,86 7,86 0 20
06/10/2014 8,98 7,85 12,6 20
Média 8,79 6,92 19,9 20
Fonte: Da autora.
Os resultados para o parâmetro de NTK não foram tão satisfatórios quanto o
primeiro, apresentando uma remoção média de 19,9%, chegando a no segundo
monitoramento a não apresentar qualquer remoção. Pode ter ocorrido um stress nas
plantas, pois logo no início do experimento foram feito as podas das folhas e talos
-10
0
10
20
30
40
50
22/09 24/09 26/09 28/09 30/09 02/10 04/10 06/10
%
Coletas
Eficiência de Remoção DQO - Experimento II
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mais grossos. De qualquer forma, tendo em vista as baixas eficiências, o regime de
operação adotado no Experimento II não pode ser aplicado no dimensionamento do
sistema em escala real.
Apesar disto, comparando os resultados obtidos com o padrão estabelecido
pela Resolução CONSEMA nº. 128/2006, todos os valores apresentaram índices
abaixo, conforme pode ser comprovado pelo Gráfico 10.
Gráfico 10 – Valores de NTK de entrada e saída do protótipo.
Fonte: Da autora.
O comportamento da eficiência de remoção de NTK está demonstrado no
Gráfico 11.
0
5
10
15
20
25
22/09/2014 29/09/2014 06/10/2014
mg/
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Data das Coletas
NTK - Experimento II
NTK entrada NTK saída CONSEMA 128/2006
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Gráfico 11 – Eficiência de Remoção de NTK para o Experimento II.
Fonte: Da autora.
Avaliação de Fósforo
Os resultados obtidos no experimento II para remoção de fósforo são
apresentados na tabela 14 que demonstra o comportamento do efluente bruto e
tratado durante a operação no protótipo.
Tabela 14 – Resultados de Fósforo para o Experimento II.
Data coleta P Entrada
(mg/L) P saída (mg/L)
Eficiência de Remoção (%)
CONSEMA 128/2006
22/09/2014 2,81 0,12 95,7 4
30/09/2014 2,7 0,11 95,9 4
06/10/2014 2,7 0,11 95,9 4
Média 2,74 0,113 95,9 4
Fonte: Da autora.
Para o parâmetro de fósforo, os resultados mesmo com o aumento da vazão
continuaram satisfatórios, com uma média de 95,9%. Os valores de fósforo tanto no
efluente bruto como no efluente tratado apresentam pouca variação, evidenciado
pelo Gráfico 12.
0
10
20
30
40
50
22/09 24/09 26/09 28/09 30/09 02/10 04/10 06/10
%
Coletas
Eficiência de Remoção NTK - Experimento II
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Tendo em vista que a eficiência continua alta, mesmo com a redução do
tempo de detenção, pode-se constatar que a remoção de boa parte do fósforo
presente no efluente se dá logo nos primeiros dias de tratamento.
Cabe destacar que em todos os monitoramentos os índices de fósforo ficaram
abaixo do padrão estabelecido pela Resolução CONSEMA nº. 128/2006.
Gráfico 12 – Valores de entrada e saída de P no protótipo.
Fonte: Autora.
O Gráfico 13 apresenta o comportamento da eficiência de remoção no
decorrer do experimento II, evidenciando a estabilidade apresentada pelo wetland
construído na remoção de fósforo.
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
3,5
4
4,5
22/09/2014 29/09/2014 06/10/2014
mg/
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Data das Coletas
Fósforo - Experimento II
P entrada P saída CONSEMA 128/2006
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Gráfico 13 – Valores de remoção de P no protótipo.
Fonte: Da autora
Avaliação de pH
Os resultados obtidos no experimento II das medições de ph é apresentada
na tabela 15 que demonstra o comportamento do efluente bruto e tratado durante a
operação no protótipo.
Tabela 15 – Resultados de pH para o Experimento II.
Data coleta pH entrada pH saída
CONSEMA
128/2006
22/09/2014 8,19 7,79 entre 6 e 9 30/09/2014 7,79 7,53 entre 6 e 9 06/10/2014 7,97 7,76 entre 6 e 9
Média 7,98 23,08 entre 6 e 9
Fonte: Da autora.
Os valores de pH oscilaram entre 7,53 e 8,19, variando entre a neutralidade e
a alcalinidade.
Conforme visto no Experimento I, a faixa de pH ótima, segundo Cooper et al.
(1996) é entre 6,5 e 8,5. Os valores encontrados durante o Experimento II estavam
compreendidos nesta faixa, porém a eficiência de remoção não foi satisfatória como
95,65
95,7
95,75
95,8
95,85
95,9
95,95
22/09 24/09 26/09 28/09 30/09 02/10 04/10 06/10
%
Coletas
Eficiência de Remoção Fósforo - Experimento II
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o experimento anterior, evidenciando que a baixa eficiência não possui relação
direta com o pH, e sim, oriundo do pequeno tempo de detenção e da alta carga
aplicada.
Outro fato a destacar, é que neste experimento todas os monitoramentos
demonstram uma redução no valor de pH entre a entrada e a saída, fato que pode
ser observado no Gráfico 14.
Gráfico 14 – Medições de pH do efluente bruto e tratado no protótipo.
Fonte: Da autora.
Dimensionamento em escala real
Tendo em vista os resultados apresentados, percebe-se que o Experimento I
apresentou a melhor eficiência de remoção, tanto para NTK e Fósforo, como
também para DQO. Isto de certa forma era esperado, pois as condições técnicas e
operacionais foram dimensionadas conforme metodologia proposta Sezerino (2006),
Campos (1999) e Conley et al. (1991). Para o Experimento II, dobrou-se a vazão
encontrada para o Experimento I, com o objetivo de avaliar o comportamento do
sistema com uma sobrecarga de vazão e carga orgânica. Com isto, para o
dimensionamento do sistema em escala real será utilizado a metodologia descrita
para determinação dos parâmetros operacionais do Experimento I.
5
6
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22/09 29/09 06/10
pH
Coletas
pH - Experimento II
pH Entrada pH Saída
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As características operacionais definidas para o Experimento I foram 7,3
L/dia, com um tempo de detenção de 6,7 dias para um volume de 0,14 m³. A
porosidade do leito definida foi de 35%.
No Aterro Sanitário de Lajeado, há duas lagoas facultativas desativadas. A
primeira com área de 326,9 m² e a segunda com 321,0 m². A intenção deste
dimensionamento é propor o aproveitamento destas lagoas para a implantação
do wetland construído.
O meio suporte terá altura de 60,0 cm, sendo composto por 50% de brita
grossa n° 3 ou rachão (30 cm), 25% de brita média n° 2 (15 cm) e mais 25% de areia
irregular para preenchimento (15 cm). A superfície livre, entre o meio filtrante e a
lâmina d’água terá altura média de 50,0 cm. A altura total do leito mais o nível da
água é 1,10 m. Com isso, o volume total das lagoas será de 712,7 m³.
Conforme a Equação 4, o tempo de detenção hidráulica é função da
porosidade do leito filtrante, do volume do filtro e da vazão a ser tratado.
O tempo de detenção hidráulica encontrado no Experimento I foi de 6,7 dias.
Considerando um tempo de detenção de 7 dias, chega-se a vazão a ser tratada:
Logo, a vazão para o tratamento no wetland construído será de 35,7 m³/dia.
Para determinação da geração de líquidos percolados utilizou-se o Método Suíço
conforme descrito por Lima et al. (2005).
Para a área do Aterro Sanitário de Lajeado, a vazão calculada pelo Método
Suíço foi de 0,47 L/s, ou 40,7 m³/dia, considerando uma precipitação anual média de
1600 mm, 26.500 m² das áreas dos módulos do aterro sanitário e uma constante de
compactação de 0,35. As plantas de corte A-A’ e B-B’ estão dispostas no Anexo A.
A planta baixa do sistema dimensionado em escala real está disposto no
Anexo B.
Logo, com a geração de líquidos percolados estimada e a vazão suportada
pela wetland a ser construído, percebe-se que há um déficit entre a geração e a
vazão suportada, sendo que a geração é maior que a vazão suportada. A diferença
é de 5,0 m³. Com isso, esta vazão a mais deverá ser recirculada nos próprios
maciços, tendo em vista que a ETE do Aterro Sanitário possui sistema de recalque
instalado e em operação.
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83
CONCLUSÃO E SUGESTÕES
Com base nos resultados do estudo experimental desenvolvido, a
metodologia adotada e os parâmetros monitorados, pode-se concluir que:
O experimento I apresentou melhores resultados em valores de remoção de
DQO, NTK e P. Esses resultados estão diretamente ligados à vazão de operação no
sistema e o TDH. A remoção de DQO obteve média de 70,2 % no experimento I, o
NTK obteve média de remoção de 98,7% e remoção de 80,2 % para P. Com esses
resultados é possível observar que o projeto a ser instalado na ETE do aterro
sanitário de Lajeado/RS necessariamente deverá ser baseado no Experimento I,
com a vazão de 7,3 L/dia e o TDH de 6,7 dias.
O experimento II apresentou resultados favoráveis, porém os mesmos tiveram
valores reduzidos por estar diretamente relacionado com a vazão que nesse
experimento teve seu valor duplicado e seu TDH reduzido, obtendo os seguintes
valores de redução média para DQO de 17,8 %, para NTK reduziu 19,9 % em média
e para valores de P foram os resultados que mais obtiveram remoção no
experimento II, tendo como média 95,9 %. Desse modo, foi possível identificar que
para a ETE do aterro sanitário de Lajeado/RS o experimento II não foi eficiente,
tendo em vista o aumento de carga no sistema.
Posterior os resultados analisados dos experimentos I e II identificou-se que a
espécie de macrófita Typha ssp, é a espécie que suporta o fluxo superficial utilizado
nos experimentos. A vazão e o TDH do sistema devem ser adequados para que o
mesmo possa responder adequadamente as necessidades de remoção.
Com os valores estimados nesse trabalho, foi possível dimensionar o sistema
em escala real, determinando as vazões de trabalho, suportadas pelo Wetland
construído a ser instalado no lugar das antigas lagoas facultativas desativadas na
ETE do aterro sanitário de Lajeado/RS.
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Como sugestão para trabalhos futuros, sugere-se avaliar eficiência da
macrófita Vetiveria Zizanioides com o fluxo subsuperficial. Avaliar o mecanismo de
remoção de Fósforo e Nitrogênio. Avaliar diferentes tempo de detenção hidráulica.
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ANEXO A:
Plantas de corte A-A’ e B-B’ do dimensionamento do Wetland construído.
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ANEXO B:
Planta baixa do sistema dimensionado em escala real.