serra gaÚcha de efluentes gerados por uma vinÍcola …
TRANSCRIPT
CENTRO UNIVERSITÁRIO UNIVATES
CURSO DE ENGENHARIA AMBIENTAL
AVALIAÇÃO DE UM WETLAND CONSTRUÍDO PARA O POLIMENTO DE EFLUENTES GERADOS POR UMA VINÍCOLA NA REGIÃO DA
SERRA GAÚCHA
Luis Felipe Krause Salviato
Lajeado, junho de 2013
Luis Felipe Krause Salviato
AVALIAÇÃO DE UM WETLAND CONSTRUÍDO PARA O POLIMENTO DE EFLUENTES GERADOS POR UMA VINÍCOLA NA REGIÃO DA
SERRA GAÚCHA
Monografia apresentada na disciplina de
Trabalho de Conclusão de Curso II, na
linha de formação específica em
Engenharia Ambiental, do Centro
Universitário UNIVATES, como parte da
exigência para a obtenção do título de
Bacharel em Engenharia Ambiental
Orientador: Prof. Dr. Odorico Konrad
Lajeado, junho de 2013
Luis Felipe Krause Salviato
AVALIAÇÃO DE UM WETLAND CONSTRUÍDO PARA O POLIMENTO DE EFLUENTES GERADOS POR UMA VINÍCOLA NA REGIÃO DA
SERRA GAÚCHA
A Banca examinadora abaixo aprova a Monografia apresentada na disciplina
de Trabalho de Conclusão de Curso II, na linha de formação específica em
Engenharia Ambiental, do Centro Universitário UNIVATES, como parte da exigência
para a obtenção do grau de Bacharel em Engenharia Ambiental:
Prof. Dr. Odorico Konrad – orientador
Doutor em Engenharia Ambiental pela
Montanuniversitat Leoben, Áustria
Prof. Ms. Daniela Mazzarino Jachetti
Mestre pela Universidade de Santa Cruz
do Sul – Santa Cruz do Sul, Brasil
Eng. Diego Tenn Pass
Graduado pelo Centro Universitário
UNIVATES – Lajeado, Brasil
Lajeado, 26 de junho de 2013
Dedico este trabalho à minha família, cujo apoio foi, é e sempre será decisivo
para alcançar o sucesso em minha vida.
AGRADECIMENTOS
Aos professores do curso de Engenharia Ambiental da UNIVATES, pela
transmissão de seus conhecimentos e pelos agradáveis momentos de aprendizado
oportunizados.
À minha empresa, pelo apoio e liberdade para a realização dos trabalhos da
graduação, que muitas vezes exigiram tempo durante a jornada de trabalho para
que pudessem ser executados.
Ao laboratório de biorreatores e efluentes líquidos do Curso de Engenharia
Ambiental da UNIVATES, pela disponibilidade de equipamentos para a realização
das análises e o apoio integral.
À empresa Tempus Soluções Ambientais e Topográficas, a qual auxiliou com
informações e material indispensável para a melhor realização deste trabalho, bem
como à vinícola que abriu suas portas para que este estudo fosse possível.
Ao professor e amigo Odorico Konrad, pelos ensinamentos, pela amizade e
pelas oportunidades que me foram oferecidas durante o Curso de Engenharia
Ambiental, ao qual serei eternamente grato.
RESUMO
Este trabalho foi desenvolvido com a intenção de contribuir para a divulgação da tecnologia de áreas alagadas construídas, ou Wetlands construídos, a qual é uma biotecnologia que utiliza como fontes de energia o sol, o vento e a gravidade, e realiza o tratamento através da ação das plantas e microorganismos. É uma alternativa sustentável para a solução dos problemas enfrentados pelos setores público e privado, relacionados ao lançamento de águas residuais. Foi estudada uma estação de tratamento de efluentes instalada em uma indústria vinícola na região da Serra Gaúcha, a qual utiliza o sistema para polimento final do efluente gerado no processo de produção do vinho. A avaliação do comportamento ocorreu durante seis meses, de forma a analisar o desempenho no polimento do efluente e a evapotranspiração ocorrida no Wetland. Foram encontrados níveis médios de eficiência de 91,45% na redução da turbidez, 66,95% na remoção da Demanda Bioquímica de Oxigênio, 69,09% de remoção de nitrogênio total Kjeldahl e 77,12% de remoção de fósforo total. A taxa de evapotranspiração média encontrada foi de 60,34%. A análise dos resultados comprovou que o tratamento de polimento via Wetland construído para efluentes provenientes do processo de produção de vinhos e derivados é eficaz.
Palavras-chave: Wetlands construídos, efluente vinícola, polimento de
efluente, evapotranspiração e eficiência de tratamento.
ABSTRACT
This document aims to disseminate the technology of constructed wetlands, which is a biotechnology that uses energy sources like the sun, wind and gravity, and carries the wastewater treatment through the action of plants and microorganisms. It is a sustainable alternative to solve the problems faced by the public and private sectors, related to their wastewater disposal. A wetland installed in a wastewater treatment plant in a wine industry of Serra Gaúcha was studied, which uses the system for final polishment of the effluent generated in the wine production process. The behavior evaluation occurred during six months, in order to analyze the performance of effluent polishing and, evapotranspiration occured in the wetland. It was found average levels of efficiency in reducing turbidity of 91.45%, 66.95% in removal of Biochemical Oxygen Demand, 69.09% of total Kjeldahl nitrogen and 77.12% of total phosphorus removal. The evapotranspiration average rate was 60.34%. The results showed that Constructed Wetlands used for polishing treatment of effluent from production of wines and derivatives are effective.
Keywords: Constructed Wetland, winery effluent, effluent polishing,
evapotranspiration and treatment efficiency.
LISTA DE FIGURAS
Figura 1 – Vinificação de uva branca e geração de efluentes.................................. 25
Figura 2 - Esquema de funcionamento de um Wetland construído.......................... 33
Figura 3 - Mecanismos de transformação e remoção de um wetland ...................... 34
Figura 4 - Croqui das instalações da ETE da vinícola estudada.............................. 39
Figura 5 - Vista e corte de uma grade para a retenção de sólidos........................... 41
Figura 6 – Tanque de recebimento do efluente bruto e gradeamento...................... 42
Figura 7 - Configuração esquemática da dupla camada elétrica.............................. 43
Figura 8 - Tratamento primário da vinícola .............................................................. 46
Figura 9 - Remoção de matéria orgânica pela lagoa aerada ................................... 48
Figura 10 - Lagoa aerada da vinícola ...................................................................... 49
Figura 11 - Wetland construído da vinícola em estudo............................................ 50
Figura 12 - Dimensões e cortes do Wetland construído .......................................... 52
Figura 13 - Medição de oxigênio dissolvido e temperatura no local da coleta.......... 55
Figura 14 – Equipamento para a medição da eletrocondutividade da amostra........ 56
Figura 15 - Aparelho turbidímetro e amostra do efluente analisada......................... 57
Figura 16 - Equipamento utilizado para medir o pH da amostra.............................. 59
Figura 17 - Equipamento Oxitop, utilizado para a análise de DBO5 ......................... 62
Figura 18 - Hidrômetro de medição de entrada no Wetland construído................... 64
Figura 19 - Caixa de coleta de amostras na entrada do Wetland construído........... 65
Figura 20 - Hidrômetro e caixa de coleta de amostras de saída do Wetland construído................................................................................................................ 65
Figura 21 - Variação na composição do efluente bruto lançado para a ETE............ 68
Figura 22 - Desenvolvimento da vegetação do Wetland construído ........................ 70
Figura 23 - Amostras coletadas no dia 06 de fevereiro de 2013.............................. 74
Figura 24 - Amostras coletadas no dia 27 de março de 2013.................................. 75
Figura 25 - Amostras coletadas no dia 23 de abril de 2013..................................... 75
LISTA DE TABELAS
Tabela 1 – Produção de uvas no Brasil, em toneladas............................................ 20
Tabela 2 – Produção de uvas, vinhos e derivados no Rio Grande do Sul................ 21
Tabela 3 – Descrição dos períodos de produção de efluentes nas vinícolas........... 24
Tabela 4 – Valores médios de composição físico-química obtidos por diferentes autores na caracterização de efluente vinícola........................................................ 28
Tabela 5 – Parâmetros de lançamento de efluentes exigidos pela Legislação........ 29
Tabela 6 – Resumo de algumas tecnologias de tratamento utilizadas para o efluente da indústria vinícola................................................................................................. 31
Tabela 7 - Temperaturas medidas no Wetland (em °C)........................................... 71
Tabela 8 - Teores de Oxigênio Dissolvido no Wetland (em mg/L) ........................... 72
Tabela 9 - Eletrocondutividade no Wetland (μs) ...................................................... 73
Tabela 10 - Turbidez no Wetland (UNT).................................................................. 76
Tabela 11 - Potencial Hidrogeniônico no Wetland – pH........................................... 77
Tabela 12 - Sólidos Totais no Wetland (%).............................................................. 77
Tabela 13 - Sólidos Voláteis no Wetland (%)........................................................... 78
Tabela 14 - Sólidos Fixos no Wetland (%)............................................................... 79
Tabela 15 - Demanda Bioquímica de Oxigênio no Wetland - DBO5 (mg/L) ............. 80
Tabela 16 - Concentração de nitrogênio total – N (mg/L) ........................................ 81
Tabela 17- Concentração de fósforo total – P (mg/L) .............................................. 82
Tabela 18 - Percentuais de perda por evapotranspiração (%)................................. 83
LISTA DE SIGLAS E ABREVIATURAS
ABNT: Associação Brasileira de Normas Técnicas
AOAC: Association of Official Analythical Chemistry,Official Methods of
Analysis
APROVALE: Associação dos Produtores de Vinhos Finos do Vale dos
Vinhedos
CETEC: Centro de Ciências Exatas e Tecnológicas
CONAMA – Conselho Nacional de Meio Ambiente
CONSEMA – Conselho Estadual de Meio Ambiente
DBO – Demanda Bioquímica de Oxigênio
DQO – Demanda Química de Oxigênio
DTO – Demanda Total de Oxigênio
EPA – Environmental Protection Authority
ETE – Estação de Tratamento de Efluentes
FWS – Free water surface
HSSF – Horizontal subsurface flow
IBGE – Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística
IBRAVIN – Instituto Brasileiro do Vinho
INPI – Instituto Nacional de Propriedade Industrial
IP – Indicação de Procedência
N2 – Nitrogênio molecular
NH4+ – Nitrogênio amoniacal ionizado
NH3 – Nitrogênio amoniacal
NO3 – Nitrato
O2 – Oxigênio molecular
OD – Oxigênio Dissolvido
pH – Potencial Hidrogeniônico
SBBR – Sequence Batch Biofilm Reactor
SBR – Sequence Batch Reactor
SO2 – Dióxido de enxofre
TDH – Tempo de Detenção Hidráulica
UVIBRA – União Brasileira de Vitivinicultura
VF – Vertical flow
SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO ................................ ................................ ............................. 13
1.1 Tema e objetivos................................ ................................ ......................... 13
1.1.1 Objetivo geral ................................ ................................ .......................... 13
1.1.2 Objetivos específicos................................ ................................ .............. 13
1.2 Justificativa e relevância................................ ................................ ............ 14
1.3 Área de abrangência................................ ................................ ................... 16
1.4 Estrutura do trabalho................................ ................................ .................. 17
2 REFERENCIAL TEÓRICO ................................ ................................ ........... 18
2.1 Indústria do vinho no Brasil................................ ................................ ....... 18
2.2 Indústria do vinho no Rio Grande do Sul ................................ .................. 20
2.3 Utilização da água na indústria do vinho ................................ .................. 22
2.4 Características do efluente gerado na indústria vinícola ........................ 23
2.5 Legislação para lançamento de efluentes industriais.............................. 29
2.6 Tratamento biológico de efluentes da indústria vinícola ......................... 30
2.7 Tratamento com o uso de Wetland Construído................................ ........ 32
3 CARACTERIZAÇÃO DO SISTEMA DE TRATAMENTO DE EFLUENTES ADOTADO PELA VINÍCOLA EM ESTUDO ................................ ................. 38
3.1.1 Tratamento preliminar – Gradeamento................................ .................. 40
3.1.2 Tratamento primário – Coagulação química ................................ ......... 42
3.1.3 Tratamento secundário – Lagoa Aerada................................ ................ 46
3.1.4 Tratamento terciário – Wetland Construído ................................ .......... 49
4 METODOLOGIA................................ ................................ ........................... 51
4.1 Período da amostragem ................................ ................................ ............. 52
4.2 Procedimento para a coleta e conservação das amostras ...................... 53
4.3 Parâmetros analisados................................ ................................ ............... 53
4.3.1 Temperatura................................ ................................ ............................. 53
4.3.2 Oxigênio dissolvido ................................ ................................ ................ 54
4.3.3 Eletrocondutividade ................................ ................................ ................ 56
4.3.4 Turbidez ................................ ................................ ................................ ... 57
4.3.5 Potencial hidrogeniônico................................ ................................ ........ 58
4.3.6 Sólidos Totais................................ ................................ .......................... 59
4.3.7 Sólidos Fixos e Voláteis ................................ ................................ ......... 60
4.3.8 Demanda Bioquímica de Oxigênio................................ ......................... 62
4.3.9 Evapotranspiração ................................ ................................ .................. 63
5 RESULTADOS E DISCUSSÕES................................ ................................ .. 68
5.1 Temperatura ................................ ................................ ................................ 70
5.2 Oxigênio Dissolvido – OD ................................ ................................ .......... 71
5.3 Eletrocondutividade – EC................................ ................................ ........... 73
5.4 Turbidez................................ ................................ ................................ ....... 73
5.5 Potencial Hidrogeniônico – pH ................................ ................................ .. 76
5.6 Sólidos Totais, fixos e voláteis ................................ ................................ .. 77
5.7 Demanda Bioquímica de Oxigênio – DBO5 ................................ ............... 79
5.8 Concentração de nitrogênio total – N................................ ........................ 80
5.9 Concentração de fósforo total – P................................ ............................. 81
5.10 Evapotranspiração – EV................................ ................................ ............. 82
6 CONSIDERAÇÕES FINAIS................................ ................................ .......... 84
6.1 Sugestões para os próximos trabalhos ................................ .................... 85
7 REFERÊNCIAS ................................ ................................ ............................ 87
13
1 INTRODUÇÃO
1.1 Tema e objetivos
Esta monografia visa investigar o comportamento de um Wetland construído
para o polimento de efluentes gerados em uma vinícola localizada na Serra Gaúcha,
no estado do Rio Grande do Sul (RS), que usa o sistema para melhorar a qualidade
do efluente tratado em sua estação de tratamento de efluentes (ETE) industriais. A
vinícola utilizada neste estudo preferiu manter sigilo sobre sua identidade, no
entanto, permitiu a utilização e acesso às informações e sistema físico de tratamento
de efluentes para a realização do trabalho.
1.1.1 Objetivo geral
Avaliar o comportamento de um Wetland construído, ou Área Alagada
construída, no polimento de efluente da indústria vinícola e comprovar
a viabilidade de aplicação de uma tecnologia limpa e de baixo custo
para o tratamento deste tipo de efluente.
1.1.2 Objetivos específicos
Avaliar a eficiência do sistema com a análise de parâmetros relevantes;
Mensurar a evapotranspiração promovida.
14
1.2 Justificativa e relevância
A água é o recurso ambiental mais importante disponível na Terra,
impulsionando, participando e dinamizando todos os ciclos ecológicos. É o solvente
universal, o componente fundamental da dinâmica da natureza, dando sustentação à
vida. Sem água a vida na Terra não seria possível. Os sistemas aquáticos têm uma
grande diversidade de espécies úteis ao homem e são também parte ativa dos ciclos
biogeoquímicos e da diversidade biológica do Planeta (TUNDISI, 2003).
A condição de vida das populações humanas é melhor retratada pela
abrangência dos serviços de tratamento de água e esgoto do que pelas reservas
hídricas medidas em termos meramente quantitativos. A contaminação das águas
naturais representa um dos principais riscos à saúde pública, sendo amplamente
conhecida a estreita relação entre a qualidade de água e inúmeras enfermidades
que atingem as populações, especialmente aquelas que não são atendidas por
serviços de saneamento (LIBÂNIO et al., 2005).
Tratando-se da saúde pública e da qualidade do meio ambiente, dois
aspectos fundamentais estão relacionados com o lançamento de esgotos e efluentes
nos rios: a proteção do manancial contra efeitos diretos da poluição causada pelo
lançamento de efluentes, que atingem a fauna e a flora local, e a proteção do
manancial contra os efeitos da contaminação gerada pelo lançamento de efluentes,
que afeta, também, a saúde da população humana. Coincidentemente, as medidas
de saneamento, que consistem na prevenção da poluição dos mananciais,
satisfazem a ambos os aspectos: a proteção da flora e fauna do manancial e da
saúde pública (NETTO, 1991).
Os chamados sistemas naturais de tratamento de esgotos se enquadram bem
nos requisitos de facilidade de operação e se diferenciam dos sistemas
convencionais em relação à fonte de energia utilizada: requerem a mesma
quantidade de energia de input para degradar certa quantidade de poluente, porém,
valem-se para isso de fontes de energia renováveis como radiação solar, energia
cinética do vento, da água de chuva, da água superficial e da água subterrânea
(KADLEC et al, 1996).
15
Os sistemas naturais de tratamento de águas residuais são mais usados em
países desenvolvidos do que em países em desenvolvimento, que, a priori, possuem
melhores condições climáticas para seu emprego. Esses sistemas são
caracterizados por uma grande complexidade biológica, com conseqüente alta
robustez e estabilidade operacional, qualidades estas bastante requeridas no
contexto das nações em desenvolvimento (SHIPIN et al., 2004). Segundo Haberl
(1999), uma das tecnologias mais promissoras entre os sistemas naturais de
tratamento de esgotos são os sistemas de Wetlands construídos, no Brasil
chamados de áreas alagadas construídas, utilizados devido às suas características
de simplicidade de construção, operação, manutenção, à estabilidade dos processos
envolvidos e ao custo efetivo.
As pesquisas que vêm ocorrendo recentemente em países em
desenvolvimento, para verificar a eficiência de áreas alagadas naturais e construídas
para promover a melhoria e a conservação da qualidade da água de rios, lagos e
represas, têm sido utilizadas, na Europa, para o tratamento de águas servidas,
desde as décadas de 60 e 70, do século passado, obtendo-se bons resultados
(HEGEMANN, 1996; MELO et al., 2007; SCHNEIDER, 2007).
A eficiência de áreas alagadas construídas e vegetadas com plantas
aquáticas, chamadas de macrófitas, para mitigar a poluição por uma variedade de
poluentes e fontes tem sido verificada por alguns estudos: a) águas residuárias de
curtumes (CALHEIROS et al., 2007); b) águas residuárias de destilarias de metanol
contaminadas com Cd, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb, e Zn (CHANDRA et al., 2008); c)
águas superficiais contaminadas por coliformes totais, coliformes fecais,
Streptococcus fecais, Clostridium perfringens, Staphylococcus e vírus (GERSBERG
et al.,1987; COSTA et al., 2003, GARCIA et al.,2008) e, d) efluentes com alta carga
de compostos ligno-celulósicos e outras formas de carbono refratário à degradação
microbiana (FORNES et al., 2010).
O uso de áreas alagadas também tem sido reportado como estratégia de
ecologia, conservação e manejo de vida silvestre. Com o tempo, a área alagada
construída se incorpora à paisagem local, aumentando as diversidades dentro do
próprio habitat, entre dois habitats e a diversidade regional de vários grupos de
animais (e.g. anfíbios, pássaros e répteis) e plantas, tornando esse tipo de
16
tratamento ecológico e recomendável para regiões com elevado grau de
fragmentação da flora nativa, quando comparado às estruturas em concreto
(BELLIO et al., 2009). Além disso, essas áreas podem ser construídas próximas às
fontes de efluentes e não exigem treinamentos complexos para os operadores
(CAMPOS et al., 2002).
A proposta de avaliar o uso de áreas alagadas construídas para tratamento
de efluentes contaminados é em função das mesmas serem consideradas como um
método de tratamento eficiente, utilizando tecnologia simples, de fácil operação,
custo baixo e que usa basicamente a radiação solar como fonte principal de energia,
dispensando combustíveis fósseis, com pouco ou nenhum uso de energia elétrica.
Nelas ocorre, principalmente, uma ciclagem eficiente de nutrientes, a remoção da
matéria orgânica e a diminuição dos microrganismos patogênicos presentes nas
águas residuais (GARCIA et al., 2008).
1.3 Área de abrangência
Numerosos processos físicos, químicos e biológicos são responsáveis pela
remoção de poluentes em áreas alagadas. Destacam-se a sedimentação,
assimilação, transformação, predação e a competição. A não ser pela sedimentação,
classificada como um processo físico causado pela redução da velocidade da água,
todos os demais são químicos e biológicos, devido especialmente à microflora e
microfauna aderida aos sedimentos, macrófitas e de vida livre (BRIX, 1994; MITSCH
e GOSSELINK, 2007; FAULWETTER et al., 2009).
Uma oportunidade para a aplicação dessa biotecnologia é o tratamento
terciário, também chamado de polimento, de efluentes oriundos da vinicultura, que
são responsáveis pela poluição dos recursos hídricos próximos às vinícolas. Estes
efluentes são compostos por resíduos de subprodutos como engaços, sementes,
cascas, borras e tartaratos; perdas de produtos brutos como mostos e vinhos
ocorridas por acidente ou durante as lavagens; produtos usados para o tratamento
do vinho como terras de filtração; e produtos de limpeza e de desinfecção usados
para lavar materiais e pisos (RODRIGUES, 2006).
17
O presente estudo está focado em avaliar o comportamento de um Wetland
construído em fase inicial de operação e avaliar sua eficiência para o polimento de
efluentes gerados pela indústria vinícola, que se caracterizam por possuírem grande
variação em sua composição química e vazão de lançamento ao longo do ano
(VLYSSIDES et al., 2005).
1.4 Estrutura do trabalho
Inicialmente o capítulo 1 faz uma introdução ao assunto que será abordado. O
capítulo 2 apresenta o referencial teórico do tema. São apresentados dados sobre a
indústria vinícola no Brasil e Rio Grande do Sul, especialmente na Serra Gaúcha, a
importância deste setor econômico, o papel da água no processo de produção, as
vias de geração e as características do efluente e o tratamento biológico escolhido
neste tipo de indústria. Também é apresentada a tecnologia de Wetland construído e
como ela funciona, quais os tipos existentes e quais os fatores que influenciam no
seu desempenho.
O Capítulo 3 explica o sistema de tratamento de efluentes existente na
vinícola em estudo e são expostas as etapas de tratamento primário, secundário e
terciário adotadas. Essa explanação facilita ao leitor a interpretação e análise dos
resultados apresentados ao final do estudo.
A metodologia adotada é exibida no capítulo 4, que contém informações
reativas ao período de realização do estudo, os parâmetros analisados, os
equipamentos utilizados e as etapas envolvidas em cada análise, para propiciar o
entendimento de como foram obtidos os dados apresentados no capítulo 5, que
apresenta os resultados do estudo através de tabelas com valores e faz uma
discussão com base no referencial teórico e comparações com números
encontrados em estudos similares realizados por outros autores.
O último capítulo, de número 6, contém as considerações finais do autor
sobre o estudo, os resultados, a eficiência do Wetland construído e a viabilidade
técnica para a aplicação deste processo biotecnológico ao tratamento do efluente
gerado nas indústrias vinícolas localizadas na região da Serra Gaúcha, bem como
sugestões para os próximos estudos a serem desenvolvidos neste mesmo local.
18
2 REFERENCIAL TEÓRICO
Neste capitulo serão levantadas informações relevantes para o entendimento
do crescimento e importância da indústria do vinho e conseqüente contribuição na
geração de efluentes, as características de seus efluentes, assim como os métodos
existentes para o tratamento dos mesmos e atendimento da legislação pertinente,
com ênfase no uso de Wetlands construídos.
2.1 Indústria do vinho no Brasil
A atividade do cultivo de videiras para a produção de uva no Brasil teve início
com a chegada dos colonizadores portugueses no século XVI. As primeiras videiras
teriam sido trazidas por Martim Afonso de Souza, e plantadas na sua Capitania.
Acredita-se que essas videiras eram originárias da Espanha e Portugal e eram
caracterizadas como ideais para a produção do vinho. Por volta do ano de 1789 um
decreto expedido por Portugal proibiu a plantação de videiras para a produção de
vinhos. Nesse momento o país, cuja atividade já se apresentava em expansão,
passou por um período de estagnação neste ramo (IBRAVIN, 2010).
A cultura de uvas passou a ser considerada de uso doméstico, pelo menos
até o final do século XIX. Foi apenas no século XX, ancorada pela grande
quantidade de imigrantes italianos, que a atividade voltou a ter força e ser
novamente classificada como uma atividade comercial (IBRAVIN, 2010). O cultivo
das vinhas e a fabricação do vinho é uma atividade importante para a
sustentabilidade da pequena propriedade no Brasil. Nos últimos anos, tem se
tornado importante, também, na geração de emprego em grandes
19
empreendimentos, que produzem uvas de mesa e uvas para processamento
(MELLO, 2010).
A vitivinicultura brasileira, embora recente, tem avançado tanto nos produtos
elaborados como na produção de uvas para consumo in natura. Em 2004 foram
produzidas 171.281.802 t (toneladas) de uvas, representando aumento de 21,51%
em relação ao ano anterior. Historicamente o Brasil destinava a maior parte da
produção de uvas para processamento, no entanto, com a implantação de vinhedos
de uvas para mesa, de 2001 a 2004 as uvas de mesa representaram maior
proporção. Em 2003, 40,38% da uva produzida no Brasil foi destinada à elaboração
de vinhos, sucos, destilados e outros derivados e em 2004 houve um incremento
passando a representar 48,72% (IBRAVIN, 2010).
Em 2010, houve redução na produção de uvas na maioria dos Estados
brasileiros. Neste ano a queda foi de 3,74%, em relação ao ano de 2009, como é
possível verificar na Tabela 1. Em 2009, a crise mundial refletiu fortemente na
produção de uvas de mesa, sendo que alguns produtores abandonaram parte dos
vinhedos. Em 2010, fatores climáticos desfavoráveis, especialmente nas áreas de
produção de uvas para vinhos, resultaram em menor produção (MELLO, 2010).
Em 2011, no entanto, verificou-se recuperação do crescimento na produção
de uvas em alguns estados, favorecido pelas condições climáticas adequadas para
a safra. Pernambuco produziu 24,03% mais uva em comparação com 2010,
seguido pelo estado do Rio Grande do Sul, maior produtor, com acréscimo de
19,76% na produção, Paraná com 3,04% e Santa Catarina com 2,34%. A maior
redução porcentual ocorreu na Bahia com -16,41%, seguida por Minas Gerais com -
7,42% e São Paulo manteve-se praticamente estável, com -0,17%.
No ano de 2012 a produção de uvas no estado de Pernambuco teve um
incremento de 7,7% em relação ao ano anterior. Já em Santa Catarina esse índice
foi de 4,6%, em Minas Gerais 3,1% e no Rio Grande do Sul 1,3%. Nos demais
estados produtores a produção diminuiu, com destaque para o Paraná, com redução
de -32,8%.
Nos últimos seis anos se observa uma nítida desaceleração na produção de
uvas no Estado da Bahia. De forma geral, a produção de uva no Brasil teve
20
crescimento de 12,97% em 2011 e, em 2012, manteve-se estável com redução de
-0,5% de acordo com os dados do Levantamento Sistemático da Produção Agrícola
– IBGE (IBGE, 2013).
Tabela 1 – Produção de uvas no Brasil, em toneladas Estado 2007 2008 2009 2010 2011 2012
Pernambuco 170.326 162.977 158.515 168.225 208.660 224.758
Bahia 120.654 101.787 90.508 78.283 65.434 62.292
Minas Gerais 11.995 13.711 11.773 10.590 9.804 10.107
São Paulo 193.023 184.930 177.934 177.538 177.227 176.992
Paraná 99.180 101.500 102.080 101.900 105.000 70.500
Santa Catarina 54.554 58.330 67.546 66.214 67.767 70.909
Rio Grande do Sul 705.228 776.027 737.363 692.692 829.589 840.251
Brasil 1.354.960 1.399.262 1.345.719 1.295.442 1.463.481 1.455.809
Fonte: Levantamento Sistemático da Produção Agrícola – IBGE (2013, p.84).
2.2 Indústria do vinho no Rio Grande do Sul
A história da vitivinicultura do Rio Grande do Sul possui uma estreita relação
com a colonização italiana estabelecida no estado, sobretudo na Serra Gaúcha e na
região Central, a partir de 1875. Condicionada pelo isolamento, em relação às
principais regiões vitivinícolas do mundo, e pressionada pelas condições ambientais,
por vezes inóspitas à videira, principalmente das cultivares de Vitis vinifera, esta
vitivinicultura pioneira se manteve, até meados dos anos de 1970, sem
investimentos externos significativos (PROTAS, 2011).
Com a globalização da economia brasileira, a partir dos anos 1980, e
pressionada pela forte concorrência internacional, esta nova vitivinicultura,
estabelecida numa base tecnológica moderna, vem concentrando seus
investimentos em regiões que apresentam vantagens comparativas em relação
àquela tradicional. Neste contexto, destacam-se como regiões consolidadas no Rio
Grande do Sul: a Serra do Sudeste e a Campanha e, em fase inicial, mas com
21
grande potencial, a região dos Campos de Cima da Serra. Assim, a vitivinicultura do
Rio Grande do Sul está estruturada com base em quatro pólos produtores: Serra
Gaúcha, Região da Campanha, Serra Sudeste e Região Central (PROTAS, 2011).
A Serra Gaúcha é o maior pólo vitivinícola do Brasil e está localizada no
Nordeste do Estado do Rio Grande do Sul. As coordenadas geográficas e
indicadores climáticos médios são: latitude 29ºS, longitude 51ºW, altitude 600-800m,
precipitação 1.700mm, temperatura média de 17,2ºC e umidade relativa do ar média
de 76%. Nesta região a poda é realizada entre os meses de julho e agosto e a
colheita concentra-se nos meses de janeiro e fevereiro. Mais de 80% da produção
da região se origina de cultivares de uvas americanas (PROTAS, 2011).
O Estado do Rio Grande do Sul é responsável por cerca de 90% da produção
nacional de vinhos e sucos de uva. O Estado possui informações relativas à
produção de uvas, vinhos e derivados e à comercialização, cuja análise pode ser
feita observando-se a Tabela 2. Conforme citado anteriormente, fatores climáticos
foram os responsáveis pela redução da produção de uvas e, conseqüentemente,
dos produtos elaborados em 2010. O suco de uva (integral+concentrado), produto
em plena expansão, foi privilegiado com o deslocamento de parte da uva que seria
utilizada para elaboração de vinho de mesa e, assim, teve sua produção acrescida
em 9,17%. Enquanto o suco de uva integral aumentou 67,69%, o concentrado
aumentou apenas 1,01%. Os vinhos de mesa apresentaram queda de produção de
-4,93% e os vinhos finos, redução de -37,83% (MELLO, 2010).
Tabela 2 – Produção de uvas, vinhos e derivados no Rio Grande do Sul Produtos 2007 2008 2009 2010 2011 Uvas viníferas 72.152 83.802 72.104 46.066 82.674
Uvas comuns 498.383 550.462 462.019 480.822 626.950
Total uvas (ton.) 570.535 634.264 534.123 526.888 709.624
Vinhos viníferas 43.176 47.334 39.900 24.806 47.598
Vinhos comuns 275.288 287.442 205.418 195.268 257.841
Total vinhos (L) 318.464 334.776 245.318 220.074 305.439
Derivados 70.891 93.192 96.503 101.337 155.113
Total de vinhos e derivados (L) 389.355 427.968 341.821 321.411 460.552
Fonte: União Brasileira de Vitivinicultura – UVIBRA e Secretaria da Agricultura do RS.
22
2.3 Utilização da água na indústria do vinho
Segundo Tsutiya (2006), o uso da água na indústria pode ser classificado em
cinco categorias:
(a) Uso humano: refere-se ao consumo de banheiros, banho e alimentação.
Orsini (1996 apud TSUTIYA, 2006) considera que o consumo médio para uso
sanitário seja 70L/operário.dia;
(b) Uso doméstico: atividades de limpeza geral e manutenção. Em alguns
casos, pode ser incluída a irrigação e as torres de resfriamento;
(c) Água incorporada ao produto: água utilizada para a fabricação do produto,
como por exemplo, a água utilizada para fabricação de shampoos, alimentos e
bebidas;
(d) Água utilizada no processo de produção: como por exemplo, para geração
de vapor, ou para refrigeração;
(e) Água perdida: refere-se ao consumo ocorrido que não está relacionado
com a atividade de produção, como por exemplo, água para lavagem de
reservatórios, água para combate a incêndio e a água perdida em vazamentos.
Embora existam categorias de uso definidas, o consumo de água pode variar
muito de uma indústria para outra, mesmo em indústrias do mesmo ramo. Para
vinícolas, o valor médio de consumo encontrado foi 2,9 L/L de vinho na França e 0,5
L/L de vinho em Israel (VAN DER LEEDEN; TROISE; TOLD, 1990 apud MIERZWA;
HESPANHOL, 2005).
Em indústrias de bebidas que vendem o produto envasado ao consumidor
final, o consumo de água para a lavagem de garrafas novas e/ou de garrafas e
garrafões retornáveis deve ser também considerado. O consumo de água nas
lavadoras de garrafas depende da tecnologia empregada. Geralmente os
equipamentos de lavagem de garrafas retornáveis são intensivos no consumo de
água e geram grande quantidade de resíduos como pasta celulósica, formada pela
cola, pelo papel dos rótulos, vidros de garrafas danificadas e o efluente líquido de
lavagem. As lavadoras de garrafas mais modernas consomem menos quantidade de
23
água, cerca de 0,5 litros para cada garrafa de um litro, e em máquinas mais antigas
esse valor está em torno de 3 a 4 litros para cada garrafa de um litro (SANTOS,
2005).
O consumo de água é inevitável em uma indústria de bebidas, devido à
necessidade de manutenção das condições de higiene no processo. No entanto, o
uso da água pode ser reduzido ao mínimo necessário evitando desperdícios e não
criando pressões ambientais. Neste sentido, algumas ferramentas de prevenção à
poluição podem ser utilizadas, tais como a eliminação do desperdício decorrente do
mau uso ou funcionamento de dispositivos e válvulas, mudança de procedimentos
operacionais aliados a avanços tecnológicos, treinamento e capacitação de
operadores para eliminação de conceitos equivocados quanto ao uso da água feito
na indústria (MIERZWA; HESPANHOL, 2005).
Para a diminuição do consumo relacionado a atividades de limpeza, uma das
atividades que deve ser incentivada é a limpeza inicial a seco dos resíduos sólidos,
que além de reduzir o consumo de água, diminui o arraste de resíduos ao sistema
de tratamento de efluentes (MIERZWA; HESPANHOL, 2005, MUSEE et al., 2005).
2.4 Características do efluente gerado na indústria vinícola
Na indústria vinícola, em geral, os efluentes são ácidos no período de
vinificação (vindima / safra) e alcalinos durante o resto do ano, devido às operações
de lavagem (RODRIGUES et al., 2004). Uma característica importante do efluente
vinícola é a sazonalidade dessa geração em termos de volume e de composição.
Essa sazonalidade pode ser percebida na Tabela 3, traduzida de EPA (2004), que
descreve os principais períodos vinícolas relacionando-os com os meses do ano em
que ocorrem, na Austrália, as atividades desenvolvidas. No Brasil, esses períodos
são igualmente observados, diferindo, no entanto, sua alocação durante o ano, em
que a colheita inicia-se no final do mês de dezembro, podendo estender-se até
meados de março.
24
Tabela 3 – Descrição dos períodos de produção de efluentes nas vinícolas Período Meses do ano Descrição
Pré-safra Dezembro – Janeiro
Engarrafamento, lavagem cáustica dos
tanques, lavagem simples do equipamento
para a safra.
Início da safra Janeiro – Fevereiro
A produção de efluente eleva-se
rapidamente e alcança 40% do fluxo
semanal máximo; as operações de
vinificação são marcadas pela maior
produção de vinho branco.
Pico de safra Fevereiro – Abril A geração de efluentes e as operações de
vinificação estão em seu ponto máximo.
Final de safra Abril – Maio
A produção de efluentes diminui a 40% do
fluxo semanal máximo; as operações de
vinificação são marcadas pela maior
produção de vinho tinto.
Depois da
safra Junho – Setembro
As operações de pré-fermentação
cessaram; os efeitos das ações de limpeza
sobre a qualidade do efluente são grandes.
Fora de safra Junho – Dezembro
A geração de efluente está geralmente a
menos de 30% dos fluxos semanais
máximos que ocorrem durante a safra; a
qualidade do efluente depende muito das
atividades de rotina Fonte: Adaptado de EPA (2004).
Outra característica observada no efluente vinícola é a variação de
quantidade e qualidade em função do tipo de vinho fabricado, branco ou tinto, do
processo utilizado e do volume produzido (VLYSSIDES et al., 2005). A Figura 1 é a
representação gráfica das operações unitárias da vinificação de vinho branco e seus
respectivos efluentes e resíduos gerados.
Os efluentes vinícolas são compostos por resíduos de subprodutos (engaços,
sementes, cascas, borras, tartaratos), perdas de produtos brutos (perdas de mosto e
25
de vinho ocorridas por acidente ou durante as lavagens), produtos usados para o
tratamento do vinho (colas, terras de filtração) e produtos de limpeza e desinfecção
usados para lavar materiais e pisos (RODRIGUES, 2006). Assim, as águas residuais
contêm proporções variáveis de constituintes do mosto e do vinho: açúcares, etanol,
ésteres, glicerol, ácidos orgânicos (como o cítrico, tartárico, málico, láctico, acético),
compostos fenólicos e uma população numerosa de bactérias e de leveduras,
elementos facilmente biodegradáveis, exceto pela presença de polifenóis
(RODRIGUES, 2006).
Figura 1 – Vinificação de uva branca e geração de efluentes
Fonte: Adaptado Rodrigues et al. (2006).
RECEPÇÃO DAS UVAS
DESENGACE+ESMAGAMENTO
PRENSAGEM
CLARIFICAÇÃO
FERMENTAÇÃO
TRASFEGAS
CONSERVAÇÃO
COLAGEM
ESTABILIZAÇÃO POR FILTRO
FILTRAÇÃO
ENGARRAFAMENTO
SO2
LEVEDURAS
SO2
SO2
SO2, BICARBONATO DE POTÁSSIO, COLAS, BITARTARATO DE POTÁSSIO, GOMA
ARÁBICA, CO2
ENGAÇOS, ÁGUA RESIDUAL
PELÍCULAS+SEMENTES, ÁGUA RESIDUAL
BORRAS, ÁGUA RESIDUAL
BORRAS+SEMENTES, ÁGUA RESIDUAL
TARTARATOS, ÁGUA RESIDUAL
TARTARATOS, RESÍDUOS,
SEDIMENTOS, ÁGUA RESIDUAL
ÁGUA RESIDUAL
26
Durante a recepção das uvas, esmagamento e desengaço, os efluentes são
gerados na lavagem dos contentores de transporte e recepção, da maquinaria que
realiza o desengaço e o esmagamento, e do pavimento da vinícola, além da própria
lavagem das uvas. Após, o efluente é direcionado para o sistema de tratamento de
efluentes da vinícola, ou pode permanecer armazenado até que uma empresa
especializada realize a coleta para tratamento.
No processo de fermentação os efluentes mais poluentes são produzidos,
agregando grande teor de matéria orgânica (VIEIRA, 2009). Contudo, não ocorrem
processos de limpeza durante a produção nos tanques de fermentação, pois as
bactérias responsáveis pela fermentação poderiam ser perdidas. Os resíduos desse
processo são levados para a trasfega e então encaminhados para o tratamento. A
trasfega é a etapa que trata da transferência do mosto fermentado ou vinho de um
tanque de armazenamento para outro, separando o sedimento ou borra decantada.
Esta etapa facilita a clarificação do vinho e previne a aquisição de odores estranhos,
provocados pela presença de células velhas das leveduras.
O vinho deverá preencher completamente o recipiente, para reduzir ao
máximo o seu contato com o ar, inibindo a multiplicação de microrganismos aeróbios
nocivos. Com isso, certa quantidade de vinho pode ser perdida e lançada nos pisos
e equipamentos, o que implica na lavagem dos mesmos. Com o processo de
separação do decantado existe a geração de resíduo em forma de borra. Esta borra
deve ser armazenada em local fechado até seguir para o tratamento. Após o
tratamento a borra pode ser dispersada em solo agrícola. A 2ª trasfega é
responsável pelo maior volume de borras com maior carga poluente, que também
seguem para o tratamento de efluentes. Durante as trasfegas também ocorrem as
lavagens das cubas de fermentação (VIEIRA, 2009).
A colagem dos vinhos é uma operação que consiste em introduzir no vinho,
mais ou menos turvo, substâncias capazes de flocular e sedimentar, arrastando as
partículas em suspensão. Essas partículas compõem a borra, também chamada de
lodo. Esse lodo é armazenado e encaminhado para o tratamento de efluentes,
juntamente com os demais efluentes descritos nos parágrafos anteriores. Durante a
colagem e estabilização são formados os tártaros ou tartarato, que é uma camada
salina deixada pelo vinho na parede do tanque de armazenamento. Essa camada é
27
mais um resíduo gerado no processo de vinificação. No engarrafamento, os
efluentes gerados têm origem na lavagem das cubas, das garrafas, das máquinas
de engarrafamento e dos pisos. (COMMISSION, 2003 apud VIEIRA, 2009).
A flutuação físico-química da composição dos efluentes vinícolas, que ocorre
em função do tipo de vinho, do processo utilizado e do volume produzido, pode ser
verificada na compilação feita a partir de alguns estudos e apresentada na Tabela 4.
28
Tabela 4 – Valores médios de composição físico-química obtidos por diferentes autores na caracterização de efluente vinícola.
Autores PETRUCCIOLLI et
al., 2001 BUSTAMANTE et al, 2005
BORIES et
al., 2006 RODRIGUES et al., 2006
VLYSSIDES et al., 2005 ANDREOTTOLA et al., 2005 (b)
Parâmetros Valores médios obtidos para 3
cantinas na Itália
Faixa de valores para 8 vinícolas
na Espanha
Setembro a junho (23 análises)
Colheita (valores
médios após 24 horas)
Vinho branco Vinho tinto
Colheita (valores médios)
Após colheita (valores médios)
pH - 3,6 – 11,8 5,0 4,7 6,0 6,2 3,8 – 8,2 4,0 – 11,4
EC - 0,08 – 0,31 - - - - - -
ORP - (-352) – 181 - - - - - -
ST - 1.602 – 79.635 - - 3.900 4.100 - -
SVT (mg/L) - 661 – 54.952 - 742 3.400 3.750 - -
SS (mg/L) 200 – 1.300 226 – 30.300 3.300 - 140 220 695 – 815 722 – 740
SSV (mg/L) - - - 1.060 128 200 - -
DBO5 (mg/L) - 125 – 130.000 - 8.100 1.740 1.970 - -
DQO (mg/L) 800 – 12.800 738 – 296.119 14.600 14.150 3.112 3.997 7.130 ± 3.533 5.652 ± 4.560
NT (mg-1) - 0,0 – 142,8 - - - - - -
NTK (mg/L) - - - 48,2 67 71 - -
NH4 – N - - - - - - 21,2 – 24,8 18,2 – 27,2
PO43- 0,3 – 35 - - - - - 6,4 – 7,2 6,7 – 7,4
PT (mg/L) 5,0 – 77 3,3 – 188,3 - 5,5 7 8,5 - -
Fe (mg/L) - 1 – 77 - - - - - -
Cu (ug/L) - 200 – 3.260 - - - - - -
Zn (ug/L) - 90 – 1.400 - - - - - -
CFT (mg/L) 13 – 247 29 - 474 - - 280 1.450 - -
Siglas: pH: potencial hidrogeniônico; EC: condutividade; ORP: potencial redox; ST: sólidos totais; SVT: sólidos voláteis totais; SS: sólidos suspensos; SSV:
sólidos suspensos voláteis; DBO5: demanda bioquímica de oxigênio; DQO: demanda química de oxigênio; NT: nitrogênio total; NTK: nitrogênio total Kjeldahl;
NH4 – N: nitrogênio amoniacal; PO43-: fosfato; PT: fósforo total; Fe: ferro; Cu: cobre; Zn: zinco; CFT: compostos fenólicos totais.
29
2.5 Legislação para lançamento de efluentes industriais
O tratamento de efluentes objetiva corrigir determinadas características do
líquido utilizado e descartado, de modo a atender os parâmetros de qualidade
necessários para o lançamento no corpo receptor sem prejudicar seus múltiplos
usos. A legislação ambiental vigente no Brasil estabelece conceitos, padrões,
normas e procedimentos para tratamento e lançamento de esgoto e efluentes nos
corpos hídricos, por meio de vários instrumentos, entre os quais: a classificação dos
corpos de água, o padrão de lançamento e o padrão do corpo receptor (LEME,
2008).
No Brasil, os padrões de lançamento de efluentes em corpos hídricos são
estabelecidos pela Resolução n° 357 de 17 de março de 2005, do Conselho
Nacional do Meio Ambiente – CONAMA, que define valores máximos para pH,
temperatura, DBO (demanda biológica de oxigênio), sólidos em suspensão, entre
outros parâmetros (BRASIL, 2005). Para o Estado do Rio Grande do Sul, é aplicada
a Resolução do Conselho Estadual do Meio Ambiente – CONSEMA nº 128/2006,
que regulamenta o lançamento de efluentes em corpos hídricos. Na Tabela 5,
podem ser visualizados os valores de alguns parâmetros de lançamento exigidos
pela legislação.
Tabela 5 – Parâmetros de lançamento de efluentes exigidos pela Legislação Parâmetro Padrão de emissão
DBO5 ≤ 180 mg/L
Nitrogênio Total 20 mg/L
Fósforo Total 4 mg/L
Temperatura < 40ºC
pH Entre 6,0 e 9,0
Turbidez 100 UNT
Oxigênio dissolvido Não inferior a 5mg/L de O2
Fonte: Adaptado das Resoluções CONSEMA nº128/2006 e CONAMA nº357/2005
30
2.6 Tratamento biológico de efluentes da indústria vinícola
A crescente preocupação mundial com a qualidade do meio ambiente tem
sido sentida com as diversas conferências realizadas sobre o tema em diversos
níveis. Cada vez mais os órgãos ambientais e os consumidores têm pressionado
empresas para que produzam de maneira mais eficiente e limpa. O mesmo ocorre
com a indústria vinícola em todo mundo. De modo a reduzir os impactos causados
pela atividade, algumas alternativas de tratamento têm sido propostas para os
efluentes vinícolas através de experimentos em escala piloto e em escala real para
encontrar uma tecnologia eficiente, de baixo custo e de fácil operação e manutenção
(ANDREOTTOLA, 2005).
Segundo Rochard et al. (1999), diferentes formas de tratamento podem ser
utilizadas para os efluentes vinícolas, dentre elas processos químicos, físicos e
biológicos. No entanto, atualmente são mais expressivas as pesquisas realizadas
com os tratamentos biológicos, podendo-se citar a utilização de digestão anaeróbia
(MOLETTA, 2005), reator com leito de biofilme fixo (ANDREOTTOLA et al., 2005 b),
reatores descontínuos seqüenciais – SBR (RODRIGUES et al., 2006), reator em
bateladas seqüenciais com biofilme – SBBR (ANDREOTTOLA et al., 2002), reator
de lodo ativado tipo jet-loop (PETRUCCIOLI et al., 2001), entre outros.
A Tabela 6 é uma tabela resumo de algumas formas de tratamento relatadas
na Revista Water Science & Tecnology, v. 51, n. 2 de 2005 e v. 56, n. 2 de 2007, em
publicação relacionada aos eventos realizados em Barcelona (2004), Vina del Mar
(2006), 3ª e 4ª International Conference on Sustainable Viticulture, respectivamente.
31
Tabela 6 – Resumo de algumas tecnologias de tratamento utilizadas para o efluente da indústria vinícola
Autores Forma de
tratamento Reator
COV média e/ou DQO média
Neutralização Adição de nutrientes
Eficiência de remoção
Andreotolla et al., (2005) (b)
Tratamento biológico aeróbio
Fixed Bed Biofilm Reactor: Reator de Biofilme em Leito
Fixo
1º estágio: 2,4 kgDQO/m³.dia 2º estágio: 1,3 kgDQO/m³.dia
Sim N e P
1º estágio: 80% de remoção da DQO total
2º estágio: 51% de remoção da DQO total
Brucculeri et al., (2005)
Tratamento biológico aeróbio
Co-tratamento (efluente
municipal): Lodo Ativado
Convencional
Safra: 9 kgDQO/m³ Entressafra: 6,5
kgDQO/m³ - - Safra e entressafra: 90%
de remoção da DQO
Eusébio et al., (2005)
Tratamento biológico aeróbio
Jet-loop Reactor: Lodo Ativado tipo
Jet Loop 19,4 gDQO/L.dia - - 80 a 90% de remoção da
DQO
Mulidzi, A. R. (2007)
Tratamento biológico aeróbio
Constructed Wetland: Wetland
construído - - -
Inverno: 88% remoção DQO
Verão: 77% remoção DQO
Fernández, B. et al., (2007)
Tratamento biológico – anaeróbio e
aeróbio
Anaerobic Filter + Sludge Activated: Filtro Anaeróbio + Lodos Ativados
7,3 kgDQO/m³ - - 98,5 a 99,2% remoção DQO
Melamane, X.L. Tandlich, R. Burgess, J.E., (2007)
Tratamento biológico anaeróbio
Anaerobic Digester: Digestor anaeróbio 4.185 mgDQO/L Sim – CaCO3,
K2HPO4
Fe (NO3) CO (NO3) Ni (NO3)
87% de remoção DQO (média)
Thanikal, J.V. et al., (2007)
Tratamento biológico anaeróbio
Anaerobic Fixed Bed Reactor:
Reator Anaeróbio de Leito Fixo
1,3 a 36 gDQO/L.dia Sim - 85% remoção DQO (média)
Fonte: Adaptado da Revista Water Science & Tecnology v.51, n. 2 de 2005 e v. 56, n. 2 de 2007.
32
2.7 Tratamento com o uso de Wetland construído
Wetlands, ou áreas alagadas, constituem um tipo de ecossistema que passa
significativa parte, ou toda parte do tempo, coberto por água a pouca profundidade
(MITSCH & GOSSELINK,1993).
Observou-se que as wetlands naturais apresentam grande capacidade de
alterar a qualidade das águas que por elas passam, através da ação de diversos
mecanismos físicos, químicos e biológicos. Por esta razão, as wetlands têm sido
introduzidas de maneira artificial, como uma tecnologia de tratamento de águas
poluídas, por diversas formas, sendo estes denominados Wetlands construídos ou
áreas alagadas construídas.
Os Wetlands construídos têm sido empregados no tratamento de águas
residuais domésticas, industriais, agrícolas e do runoff urbano e rural. Do ponto de
vista de remoção de poluentes, Kadlec et al. (1996) relatam que estes apresentam
capacidade de remoção de poluentes tais como: demanda bioquímica de oxigênio
(DBO), organismos patogênicos, material em suspensão, nutrientes, metais pesados
e compostos orgânicos tóxicos.
Áreas alagadas construídas são caracterizadas por serem uma forma de
tratamento de baixa tecnologia em contraposição a outras formas de tratamento
relativamente de alta tecnologia, tais como o processo de lodos ativados,
tratamentos físico-químicos e outros. Desta forma, o custo de tratamento
característico destas tende a ser inferior que o de outras formas de tratamento mais
avançadas, devido à sua simplicidade intrínseca (U.S. EPA, 2000). Todavia, o custo
de implantação de Wetlands construídos pode ser desvantajoso em função da
magnitude das áreas envolvidas para implantá-las e do movimento de terra
associado.
Dentre as aplicações práticas mais citadas estão aquelas referentes ao
tratamento de efluentes caracterizados por vazões relativamente pequenas,
justamente em função do fato de tenderem a ocupar áreas relativamente grandes
para vazões de porte. Assim, tais aplicações tendem a se concentrar no tratamento
33
de efluentes de pequenas comunidades e indústrias, embora não estejam restritas
somente a estes casos.
Os Wetlands construídos, como mostrado na Figura 2, são sistemas
artificialmente projetados para utilizar macrófitas em substratos como areia,
cascalhos ou outro material inerte, onde ocorre a proliferação de biofilmes que
agregam populações variadas de microrganismos os quais, por meio de processos
biológicos, químicos e físicos, tratam efluentes (SOUSA apud HAANDEL et al.,
2004). Esses sistemas visam estimular o uso e melhorar as propriedades dos
Wetlands naturais, relativas à degradação de matéria orgânica, ciclagem de
nutrientes e consequentemente, melhorar a qualidade do efluente (MARQUES apud
COSTA, 2003).
Figura 2 - Esquema de funcionamento de um Wetland construído
Fonte: Adaptado de Debusk (2001)
34
Dentre os numerosos mecanismos que causam essa remoção, destacam-se
a decantação (efeito peneira causado pelo biofilme microbiano aderido às raízes e
ao substrato), a absorção pelas plantas, a nitrificação e desnitrificação, o predatismo
e a competição entre outros microrganismos e eventuais substâncias tóxicas
produzidas pelas plantas e liberadas através de suas raízes (COSTA, 2003). A
Figura 3 mostra os mecanismos de transformação e remoção envolvidos no
funcionamento de um wetland.
Figura 3 - Mecanismos de transformação e remoção de um wetland
Fonte: Adaptado de Debusk (2001)
2.7.1.1 Fatores influentes no desempenho de Áreas Alagadas Construídas
Além da natureza do poluente, podem afetar a eficiência de remoção as
seguintes variáveis: fatores climáticos, solo e geologia, fatores biológicos e as
características das águas afluentes.
Fatores climáticos podem afetar o funcionamento de um Wetland em função
de:
35
Temperatura: afeta taxas de reações físico-químicas e bioquímicas,
reaeração, volatilização e evapotranspiração;
Radiação Solar: afeta a taxa de crescimento da vegetação devido à
fotossíntese, a qual depende também do número de horas de insolação
por dia;
Precipitação: afeta o balanço hídrico das wetlands;
Vento: afeta as taxas de evapotranspiração, trocas gasosas entre a
atmosfera e o meio aquático e o efeito de mistura (turbulência no
escoamento).
Em relação à geologia, parte da capacidade de remoção de poluentes por um
Wetland se dá por processos envolvendo interações poluentes-solo. O fenômeno de
sorção desempenha papel fundamental neste processo e depende das
características do solo e de cada poluente considerado. Também é importante que o
Wetland apresente uma camada de solo que dificulte a percolação dos poluentes
para o lençol freático.
As atividades biológicas que ocorrem dentro das áreas alagadas podem ser
de grande importância para o bom desempenho destas como removedoras de
poluentes. As plantas desempenham papel de primeira importância na melhoria da
qualidade da água, absorvendo vários poluentes, ou então adsorvendo-os em suas
raízes de grande superfície específica e caules submersos. Assim, a seleção e o
manejo da vegetação devem ser cuidadosamente analisados para que sejam
obtidas remoções satisfatórias dos poluentes. Também se deve analisar a
possibilidade de ocorrência do efeito de cargas tóxicas à biota local, para que esta
não deixe de cumprir a função para a qual foi projetada.
Adicionalmente, microrganismos decompositores atuam sobre a matéria
orgânica biodegradável, consumindo a DBO disponível. Com relação à qualidade
dos efluentes, deve-se também verificar a possibilidade de estes estarem
contaminados por organismos patogênicos, neste caso o Wetland de fluxo submerso
é o mais indicado (KADLEC et al, 1996).
36
A vazão que flui através de uma área alagada é uma das principais variáveis
para o dimensionamento geométrico e a escolha dos parâmetros que definem a
capacidade de remoção de poluentes. A vazão apresenta, em geral, variações
diárias e sazonais, devendo o Wetland estar preparado para lidar com estas
variações.
O conhecimento das concentrações dos contaminantes na água a ser tratada
também é um fator de primeira importância para que se elabore um projeto e se
realize um manejo adequado. Novamente, variações temporais de qualidade da
água devem ser bem conhecidas para que se possa projetar o Wetland com
respostas adequadas (KADLEC et al, 1996).
2.7.1.2 Tipos de áreas alagadas construídas
Wetlands construídos para tratamento podem ser edificados acima ou abaixo
da superfície do solo existente, conforme apresentado na Figura 2, o que geralmente
envolve a necessidade de movimento de terra. Podem ser projetados e operados
para que exista uma quantidade adequada de água que permita o estabelecimento
da vegetação. Porém, se a vazão de entrada for limitada ou se esta for variável no
tempo, pode chegar ao ponto de se tornar seco, impossibilitando a fixação da
vegetação. Outro ponto importante que deve ser abordado na etapa de
dimensionamento, em função do estabelecimento das macrófitas aquáticas e o calor
nos meses de verão, é a evapotranspiração, que gera uma perda de água
acentuada, diminuindo o volume de água contida no sistema. Para macrófitas
aquáticas emergentes, a evapotranspiração pode variar de 1,3 a 3,5 vezes a taxa de
evaporação de uma superfície livre adjacente (MOTTAMARQUES, 1999).
Quando é necessário proteger a qualidade da água do lençol freático, então
são adicionadas camadas impermeáveis de solo ou de membranas geosintéticas.
Tais camadas de solo são freqüentemente constituídas de bentonita ou então são
empregadas mantas sintéticas de cloreto de polivinila (PVC) ou de polietileno de alta
densidade (PEAD).
Um componente final para a formação do solo de um Wetland construído para
tratamento é constituído por plantas apresentando propriedades de enraizamento
37
adequadas. O solo tem que permitir amplas raízes para a estabilidade estrutural e
nutrição das plantas. A maioria das plantas de áreas alagadas apresenta um
crescimento lento ou morrem quando colocadas em solos densos ou solos contendo
pedras grandes e angulosas. Uma capa argilosa (tipicamente de 0,2 a 0,3 m de
espessura) é recomendada para que as espécies vegetais prosperem (KADLEC et
al,1996).
São descritas três alternativas de Wetland: fluxo superficial (free water surface
- FWS), fluxo subsuperficial horizontal (horizontal subsuface flow - HSSF) e fluxo
subsuperficial vertical (vertical flow - VF) (KADLEC et al,1996). Um grande número
de variações de projeto existe para cada uma destas alternativas. Além destas três
alternativas, pode-se ainda combiná-las entre si, ou com outras tecnologias naturais
e criar sistemas híbridos que satisfaçam necessidades específicas.
Os Wetlands de fluxo superficial reproduzem o comportamento das áreas
alagadas naturais, especialmente aquelas que apresentam fluxos superficiais rasos.
As plantas são as principais responsáveis pela reciclagem de sais minerais e
também funcionam para remover substâncias contendo metais pesados e
compostos orgânicos tóxicos. Nesse tipo de tratamento podem ser utilizadas plantas
submersas, emergentes ou que flotem sobre a lâmina de água. Possuem
profundidade em torno de 0,3m. Essas áreas proporcionam o desenvolvimento de
habitats para a fauna silvestre, atraindo animais para estes locais, tais como aves e
anfíbios.
Wetlands de fluxo subsuperficial são utilizados para o tratamento de efluentes
pré-tratados, que fluem horizontalmente ou verticalmente pela ação da gravidade,
atravessando o substrato formado por elementos minerais, geralmente seixos, onde
existe um biofilme de bactérias facultativas associado com as raízes das plantas.
Esse tipo de wetland possui profundidade maior em relação às anteriores, em torno
de 0,6m. Por não haver exposição da lâmina de água, as áreas alagadas com fluxo
subsuperficial apresentam maior proteção quanto à exposição à patógenos e odores
desagradáveis.
38
3 CARACTERIZAÇÃO DO SISTEMA DE TRATAMENTO DE EFLUENTES ADOTADO PELA VINÍCOLA EM ESTUDO
A vinícola em estudo possui um sistema de tratamento de efluentes dividido
em tratamento preliminar, tratamento primário, tratamento secundário e tratamento
terciário ou polimento. Estes estão divididos da seguinte forma:
a) Tratamento preliminar: composto de tanque de recebimento do efluente
bruto em concreto com gradeamento mecânico;
b) Tratamento primário: realizado em uma caixa de fibra de 15.000L, que
funciona como decantador primário, onde o efluente recebe tratamento químico com
um produto derivado de um polímero de origem vegetal, que atua como
coagulante/floculante, seguido de sedimentação física das impurezas floculadas.
Nessa etapa do tratamento também é corrigido o pH do efluente por meio da adição
de cal hidratada;
c)Tratamento secundário: ocorre em uma lagoa aerada com dois aeradores
elétricos superficiais. Da lagoa o efluente é bombeado para outra caixa de fibra de
15.000L, que exerce a função de decantador secundário. Durante a realização do
estudo foi instalada mais uma caixa de fibra de 15.000L, para que durante a safra o
tempo de detenção hidráulica nestes decantadores secundários permanecesse o
mesmo. Assim, há duas caixas cumprindo o papel de decantador secundário,
ligadas em paralelo, antes do efluente ser lançado para o tratamento via Wetland;
d) Tratamento terciário ou polimento: antes do lançamento, o efluente é
tratado em um Wetland construído, que faz o polimento final. Na entrada do Wetland
há uma caixa de fibra de 500L para a melhor distribuição do efluente no sistema,
39
bem como na saída, para facilitar o bombeamento para a recirculação ou o
lançamento em solo agrícola. O efluente flui no sistema apenas através da ação da
força da gravidade. Esses dois reservatórios intermediários também facilitam a
coleta de amostras para as análises da qualidade do efluente antes e após o
polimento. Nos dois reservatórios estão instalados hidrômetros que medem a vazão
de entrada e saída no sistema Wetland construído. Após devidamente tratadas e os
parâmetros de lançamento alcançados, as águas residuais da vinícola são utilizadas
para a irrigação dos parreirais. A Figura 4 mostra o croqui da Estação de Tratamento
de Efluentes da indústria.
Figura 4 - Croqui das instalações da ETE da vinícola estudada
Fonte: Adaptado de Tempus Soluções Ambientais e Topográficas
40
3.1.1 Tratamento preliminar – Gradeamento
Os efluentes industriais, além dos componentes dissolvidos, podem conter
parcelas de substâncias não dissolvidas. Entre essas matérias não dissolvidas
encontram-se elementos fibrosos e volumosos, sólidos pesados como areia, limo,
cinzas, cacos, pedras e também sólidos flutuantes como óleos de origem animal ou
mineral, gorduras, partículas de plástico, fibras e pedaços de madeira que, em
função de seu reduzido peso específico, acabam flutuando na superfície da água.
Essas matérias não dissolvidas ocasionam uma poluição visível do efluente e pode
dificultar o funcionamento da canalização, interferir nos processos de depuração
bem como, provocar odores indesejáveis.
O gradeamento é uma operação utilizada para a remoção de material sólido
grosseiro. A abertura das malhas da grade varia de acordo com os objetivos da
operação de remoção desses sólidos. A finalidade fundamental da remoção de
sólidos grosseiros é condicionar os efluentes para posterior tratamento ou
lançamento em um corpo receptor.
A função das grades é reter os sólidos grosseiros que se encontram no
efluente para evitar distúrbios de funcionamento nos componentes subseqüentes da
instalação. A estrutura básica de uma grade é a apresentada na Figura 5. Os
dispositivos de remoção de sólidos grosseiros (grades) são constituídos de barras
de ferro ou aço paralelas, posicionadas transversalmente no canal de chegada dos
esgotos na estação de tratamento, perpendiculares ou inclinadas, dependendo do
dispositivo de remoção do material retido. As grades devem permitir o escoamento
dos efluentes sem produzir grandes perdas de carga. A retenção realizada pelas
grades depende da distância e do formato das barras bem como da velocidade de
impacto do efluente (AZEVEDO, 2012).
41
Figura 5 - Vista e corte de uma grade para a retenção de sólidos
Fonte: Adaptado de Azevedo (2012)
A limpeza de grades, normalmente, realiza-se de forma mecânica ou por um
chamado pente móvel que se encaixa entre as grades. É realizada em períodos
regulares ou, então, quando atingir uma determinada diferença de nível da água, é
desencadeada automaticamente. A Figura 6 mostra o tanque de recepção do
efluente bruto e o gradeamento existente na vinícola em estudo. A desvantagem das
grades repousa no fato de que sólidos finos e fibras podem atravessar seus vãos
flutuando na água.
O gradeamento é a primeira unidade de uma estação de tratamento de
efluente, sendo que essa unidade, só não deve ser prevista, na ausência total de
sólidos grosseiros no efluente a ser tratado (AZEVEDO, 2012).
42
Figura 6 – Tanque de recebimento do efluente bruto e gradeamento
Fonte: Autor
3.1.2 Tratamento primário – Coagulação química
A técnica de tratamento físico-químico por coagulação-floculação-
sedimentação, é amplamente utilizada em sistemas de abastecimento de água e no
tratamento de efluentes urbanos e industriais (CASTILHOS JR,2006).
Segundo Di Bernardo & Dantas (2005) partículas coloidais, substâncias
húmicas e microrganismos em geral apresentam carga negativa na água. Quando
duas partículas coloidais se aproximam, devido ao movimento browniano que as
mantém em constante movimento, atuam sobre elas forças de atração (Forças de
Van der Waals) e forças de repulsão (devido à força eletrostática ou da dupla
camada elétrica), impedindo a agregação entre as partículas e a conseqüente
formação de flocos.
43
A Figura 7 apresenta a formação da dupla camada elétrica também
denominada camada compacta, sua camada difusa, sendo que a distância entre a
superfície do colóide e os íons de carga contrária até o limite da camada difusa
representa o potencial zeta.
Figura 7 - Configuração esquemática da dupla camada elétrica
Fonte: Di Bernardo & Dantas (2005)
Nesse sentido, a coagulação é uma combinação de mecanismos que
favorecem a atração entre as partículas coloidais e conseqüentemente à
desestabilização das cargas negativas por meio da adição de produto químico
apropriado, habitualmente sais de ferro ou alumínio ou de polímeros sintéticos,
seguidos de agitação rápida, com intuito de homogeneizar a mistura.
Ainda segundo Di Bernardo & Dantas (2005), a coagulação resulta de dois
fenômenos: o primeiro, essencialmente químico, consiste nas reações do coagulante
com o líquido a ser tratado e na formação de espécies hidrolisadas com cargas
positivas; o segundo, fundamentalmente físico, consiste no transporte das espécies
hidrolisadas para que haja contato com as impurezas presentes no líquido a ser
44
tratado. Esse processo é rápido e pode variar desde décimos de segundos a cerca
de 100 segundos, dependendo de características como pH, temperatura, quantidade
de impurezas, concentração de coagulantes, etc. O transporte de partículas no
sistema aquoso é essencialmente físico e é acompanhado de fenômenos, tais como
difusão browniana, movimento do fluido e sedimentação, e é controlado por
parâmetros físicos, tais como temperatura, gradiente de velocidade e tamanho da
partícula. A desestabilização é um processo de interação colóide-coagulante
controlado por parâmetros físicos e químicos.
Os mesmos autores consideram a coagulação química como o resultado da
ação combinada de quatro possíveis mecanismos distintos: compressão da camada
difusa; adsorção e neutralização; varredura; adsorção e formação de ponte.
Entretanto, para os coagulantes químicos geralmente empregados como os
sais de ferro ou alumínio, há predominância dos mecanismos de adsorção-
neutralização e varredura. O mecanismo de adsorção-neutralização de cargas é
muito importante quando o tratamento é realizado através de uma das tecnologias
da filtração direta, pois não há necessidade da produção de flocos para posterior
sedimentação ou flotação, mas de partículas desestabilizadas que serão retidas no
meio granular dos filtros. O mecanismo da varredura é recomendado quando se tem
a floculação e a sedimentação (ou flotação) como processo subseqüente. É
caracterizado pela utilização de altas dosagens de coagulante, e em geral, os flocos
obtidos com esse mecanismo são maiores e sedimentam, ou flotam, mais facilmente
do que os flocos obtidos com a coagulação realizada nos mecanismos de adsorção
e neutralização de cargas.
A floculação é um processo físico que ocorre logo em seguida da coagulação.
Baseia-se na ocorrência de choques entre as partículas formadas anteriormente,
objetivando a formação de flocos ainda maiores, com maior volume e densidade.
Para a ocorrência dos choques entre as partículas, é necessário que haja agitação
na água, provocada pelos gradientes de floculação. Esses gradientes devem ser
limitados para que não ultrapassem a capacidade de resistência do cisalhamento
das partículas e não destruam os flocos formados anteriormente (DI BERNARDO &
DANTAS, 2005).
45
A sedimentação é o processo seguinte à floculação e pode ser definida como
um fenômeno físico de separação de fases (sólido-líquido) em que as partículas
apresentam movimento descendente devido à ação da força da gravidade,
propiciando a clarificação do meio líquido (DI BERNARDO et. al. 2002). Numa
estação de tratamento a sedimentação ocorre nos decantadores, cujas principais
variáveis de controle são a taxa de escoamento superficial e o tempo de detenção
hidráulica.
Para auxiliar o processo de floculação e sedimentação, a vinícola em estudo
emprega substâncias conhecidas como polieletrólitos. De acordo com Rivas et al.
(2004), polieletrólitos são substâncias compostas por moléculas orgânicas de cadeia
longa possuindo cargas iônicas em sua estrutura que facilitam a aglutinação das
partículas, aumentando o tamanho dos flocos e, conseqüentemente, diminuindo o
tempo de sedimentação. Comumente são denominadas de floculantes ou polímeros
e podem ser catiônicos, aniônicos ou não iônicos, conforme a carga da cadeia
polimérica.
No caso da vinícola estudada, o produto utilizado para a coagulação e
floculação é derivado de um polímero de origem vegetal, com massa molecular
relativamente alta (2.000 a 4.000). É carregado eletricamente e apresenta grande
mobilidade para a desestabilização do meio, assim como os coagulantes tradicionais
(alumínio e ferro), mas além do mecanismo de coagulação também desempenha
função secundária, ou seja, por ser um polímero natural auxilia na formação dos
flocos.
Di Bernardo e Dantas (2005) descreveram diversas vantagens da utilização
de polímeros como auxiliares no processo de coagulação-floculação-sedimentação
para o tratamento de efluentes: a melhoria da qualidade do efluente tratado; a
redução do consumo de coagulante e possível redução dos gastos totais com
produtos químicos; e o aumento da velocidade de sedimentação das partículas.
A Figura 8 mostra o decantador primário onde é misturado o produto
responsável pela coagulação e floculação e a cal hidratada responsável pela
correção do pH do efluente bruto.
46
Figura 8 - Tratamento primário da vinícola
Fonte: Autor
3.1.3 Tratamento secundário – Lagoa Aerada
Segundo Jordão & Pessôa (1995), as lagoas aeradas são uma modalidade de
sistema de tratamento por lagoas de estabilização onde o suprimento de oxigênio é
garantido por equipamentos eletromecânicos (aeradores). As lagoas aeradas são
classificadas, segundo o comportamento e a cinética do processo, em lagoas
aeradas aeróbias ou de mistura completa e lagoas aeradas facultativas.
De acordo com Von Sperling (1996), as lagoas aeradas de mistura completa
são essencialmente aeróbias e os aeradores garantem a oxigenação do meio e
mantém os sólidos em suspensão. O grau de energia introduzido é suficiente para
garantir a oxigenação da lagoa e manter os sólidos em suspensão e a biomassa
dispersos na massa líquida. Assim, o efluente que sai de uma lagoa aerada de
mistura completa possui uma grande quantidade de sólidos suspensos e não é
47
adequado para ser lançado diretamente no corpo receptor. Para que ocorra a
sedimentação e estabilização destes sólidos é necessária a inclusão de unidade de
tratamento complementar, que neste caso, são as lagoas de decantação
(SPERLING,1996).
Logo, as características do efluente são iguais às da massa líquida em
aeração, pois não há acúmulo de material no fundo da lagoa, segundo Jordão &
Pessôa (1995). Portanto, faz-se necessária a utilização de lagoas de decantação em
seqüência para que haja a sedimentação destes sólidos. O tempo de detenção nas
lagoas aeradas é da ordem de 2 a 4 dias e nas lagoas de decantação da ordem de 2
dias. O acúmulo de lodo nas lagoas de decantação é baixo e sua remoção
geralmente é feita com intervalos de 1 a 5 anos. Este sistema ocupa uma menor
área que outros sistemas compostos por lagoas. Os requisitos energéticos são
maiores que os exigidos por outros sistemas compostos por lagoas
(SPERLING,1996). As vantagens deste processo são a alta eficiência na remoção
da matéria orgânica, boa resistência a variações de carga e reduzidas possibilidades
de maus odores. As lagoas aeradas de mistura completa necessitam de baixos
tempos de detenção, variando entre 2 e 4 dias. Logo, os requisitos de área são
menores.
Nas lagoas aeradas facultativas, os aeradores mantêm o oxigênio dissolvido
na maior parte da massa líquida (camada superficial), contudo não proporcionam a
mistura completa, permitindo que haja sedimentação de parte dos sólidos em
suspensão e sua conseqüente decomposição anaeróbia. O gás sulfídrico liberado na
decomposição anaeróbia do material sedimentado é oxidado pelo oxigênio
dissolvido na camada líquida superior, eliminando a possibilidade de odores
desagradáveis. O tempo de detenção hidráulico das lagoas aeradas facultativas
varia de 5 a 10 dias. Tem-se o elevado custo com energia elétrica e a manutenção
dos equipamentos, que requer equipe capacitada. Além disso, deve haver a
remoção de lodo da lagoa dentro de um período de 2 a 5 anos. Estes dois fatores
constituem as principais desvantagens do processo (SPERLING, 1996).
A função básica de um processo de tratamento biológico de efluentes líquidos
é converter compostos orgânicos a dióxido de carbono, água e células bacterianas,
48
conforme demonstrado na Figura 9. As células podem, então, serem separadas da
água purificada e eliminadas de uma forma concentrada chamada excesso de lodo.
Figura 9 - Remoção de matéria orgânica pela lagoa aerada
Fonte: Autor
Assumindo que lagoas aeradas tem uma eficiência de rendimento de
crescimento de 0,5 mg de peso seco por mg de Demanda Bioquímica de Oxigênio
(DBO), 1kg de DBO removida gera 0,5kg a seco de excesso de lodo. Deve-se
compreender que o excesso de lodo gerado a partir do processo de tratamento
biológico é um desperdício secundário que deve ser eliminado de uma forma
ambientalmente segura. A disposição final do excesso de lodo tem sido e continua a
ser um dos problemas mais dispendiosos para os serviços de tratamento de
efluentes industriais. O tratamento do excesso de lodo pode ser responsável por
25% até 65% do custo total da planta de operação (LIU, 2002).
Em geral, entre os processos biológicos, os aeróbios constituem a grande
maioria dos sistemas desenhados para o tratamento de efluentes com teores de
matéria orgânica na gama classificada como “pouco concentrados” (valores de DQO
inferiores a 2000 mg/L), ou seja, para a eliminação de nutrientes dos efluentes já
pré-tratados por processos anaeróbios. Por outro lado, os efluentes “concentrados”
em matéria orgânica (valores de DQO superiores a 2000 mg/L) são especialmente
indicados para o tratamento anaeróbio. Esta regra deve ser entendida como meio de
simplificar a questão, havendo exceções (RODRIGUES, et al., 2006).
Em indústrias vitivinícolas da Serra Gaúcha é usual serem adotados os
processos aeróbios com lagoas aeradas facultativas, como é o caso da vinícola em
estudo, principalmente quando a qualidade do efluente final deve ser elevada. A
Figura 10 mostra a lagoa aerada instalada na estação de tratamento de efluentes da
vinícola.
49
Figura 10 - Lagoa aerada da vinícola
Fonte: Autor
3.1.4 Tratamento terciário – Wetland construído
A tecnologia de áreas alagadas construídas oferece um sistema com baixo
custo de instalação, pouca manutenção, fácil operação e bons resultados de
eficiência para vinícolas que dispõem de área suficiente para a sua instalação. Essa
tecnologia também possui a vantagem de lidar com flutuações sazonais na emissão
de efluentes sem apresentar efeitos adversos ao funcionamento do sistema de
tratamento (MASI et al., 2002; GRISMER et al., 2003).
Shepherd et al. (2001) propõem que o tratamento com Wetland construído é
uma opção bastante interessante para vinícolas de pequeno e médio porte, devido
ao seu potencial de assimilação de grandes e variáveis cargas orgânicas, bem como
sua baixa manutenção e custos operacionais. Essas áreas alagadas construídas
fazem uso de macrófitas associadas com microorganismos que se instalam em sua
50
zona de raízes para degradar poluentes orgânicos como carboidratos, proteínas e
outras matérias em suspensão à base de carbono que compõem a DBO5 e DQO das
águas residuais.
O Wetland construído avaliado neste estudo é do tipo de fluxo subsuperficial,
com fluxo horizontal, vegetado com taboa (Typhadomingensis) e copo de leite
(ZantedeschiaaethiopicaSpreng), em virtude de suas propriedades de
fitorremediação. Possui camada suporte de 0,85m de espessura de brita nº04 e uma
camada de cobertura de 0,10m de areia grossa, onde as plantas estão fixadas. Uma
foto do local é demonstrada na Figura 11.
Figura 11 - Wetland construído da vinícola em estudo
Fonte: Autor
51
4 METODOLOGIA
O presente trabalho visa avaliar o comportamento de um Wetland construído,
em uma empresa vinícola da Serra Gaúcha, no polimento do efluente dessa
empresa. Como já mencionado anteriormente, a vinícola utilizada neste estudo
prefere manter sigilo sobre sua identidade, no entanto, permitiu a utilização e acesso
às informações e sistema de tratamento de efluentes para a realização do trabalho.
Foram efetuadas visitas periódicas à Estação de Tratamento de Efluentes
desta vinícola, procurando manter uma periodicidade mensal. Durante as visitas
foram coletadas amostras para as análises dos parâmetros e dados sobre a
operação do sistema de tratamento de efluentes, bem como dados de pluviometria
durante os diferentes períodos das análises.
As amostras foram coletadas em três pontos diferentes do sistema de
tratamento da vinícola, assim denominados:
Efluente bruto;
Entrada do Wetland;
Saída do Wetland.
As análises dos parâmetros monitorados foram realizadas nos laboratórios de
biorreatores e de águas e efluentes do curso de Engenharia Ambiental da Univates,
com exceção das análises de teor de nitrogênio e fósforo, que foram realizadas por
laboratório contratado, seguindo a metodologia da Standard Methods for the
Examination of Water and Wastewater, 21st Edition, 2005. A Figura 12 apresenta as
dimensões e a estrutura física do Wetland estudado.
52
Figura 12 - Dimensões e cortes do Wetland construído
Fonte: Adaptado de Tempus Soluções Ambientais e Topográficas
4.1 Período da amostragem
A coleta de amostras para as análises dos parâmetros de monitoramento
ocorreu entre os meses de outubro de 2012 até abril de 2013, totalizando sete
meses de monitoramento. Dessa forma objetivou-se monitorar o funcionamento do
sistema Wetland na pré-safra, durante a safra e na pós-safra, uma vez que a safra
ocorreu entre os meses de janeiro a março, com quantidades e cargas de efluentes
maiores que o restante do ano.
53
4.2 Procedimento para a coleta e conservação das amostras
A coleta e preservação das amostras procederam conforme as
recomendações constantes na publicação associada da American Public Health
Association, American Water Works Association e Water Environment Federation -
APHA (1995). Para as análises físico-químicas, as amostras foram coletadas em
frascos de vidro âmbar previamente limpos, com capacidade de 1L.
4.3 Parâmetros analisados
Nos locais das coletas foi analisada a temperatura, com um termômetro de
coluna de álcool com corante vermelho. Em laboratório os parâmetros analisados
foram: oxigênio dissolvido, eletrocondutividade, turbidez, pH, sólidos totais, fixos e
voláteis, DBO5, nitrogênio e fósforo total. A evapotranspiração foi avaliada mediante
a coleta de dados sobre a vazão de entrada e saída do Wetland, realizada através
de hidrômetros localizados nestes pontos, e informações sobre as condições
climáticas e precipitações ocorridas nos períodos, coletadas através de um
pluviômetro instalado no local. Estes dados foram aplicados a uma equação
específica que forneceu os resultados, que estão apresentadas na seção de
resultados deste trabalho.
4.3.1 Temperatura
A temperatura é um parâmetro importante a ser analisado, pois está
diretamente relacionado com o metabolismo dos microrganismos. Quanto maior for a
temperatura maior será a taxa metabólica, acelerando o processo de biodegradação
da matéria orgânica, a assimilação de nutrientes e o consumo do oxigênio dissolvido
do corpo aquático (APHA, 2005).
4.3.1.1 Aparelhagem
Termômetro de coluna de álcool com corante vermelho, com escala de
0 a 60°C;
54
Jarro plástico de 1,5L.
4.3.1.2 Metodologia
Após a coleta, mergulhar o termômetro na amostra;
Esperar estabilização da temperatura;
Fazer leitura com o bulbo do termômetro imerso na amostra;
Anotar o resultado.
4.3.2 Oxigênio dissolvido
O oxigênio dissolvido (OD) é fundamental para a sobrevivência dos
organismos aeróbios. A concentração de OD na água varia de acordo com a altitude
local, a temperatura e a salinidade da água, havendo aumento da solubilidade do
oxigênio com a redução da altitude local, da temperatura e da salinidade. A variação
diária do OD está ligada ao processo de fotossíntese, de respiração e de
decomposição da matéria orgânica (KUBITZA,1998). Bactérias aeróbias, quando da
decomposição de material orgânico presente no meio aquático, são os grandes
consumidores de OD. Além disso, algumas reações químicas se dão com consumo
de oxigênio, como é o caso da nitrificação e da oxidação de sulfetos (MATOS,
2001). A Figura 13 mostra uma medição de OD sendo realizada no local da coleta
da amostra.
55
Figura 13 - Medição de oxigênio dissolvido e temperatura no local da coleta
Fonte: Autor
4.3.2.1 Aparelhagem
Medidor de oxigênio dissolvido portátil e digital, marca Instrutherm,
modelo MO-910;
Becker de 200mL.
4.3.2.2 Metodologia
Após a coleta, mergulhar o medidor na amostra;
Esperar estabilização da leitura;
Fazer leitura com o medidor imerso na amostra;
Anotar o resultado.
56
4.3.3 Eletrocondutividade
Condutividade é a medida da habilidade de uma solução aquosa, para
transportar uma corrente elétrica. Esta habilidade é indicada pela presença de sais,
pois quanto maior a concentração total, e a valência desses íons, maior será a
condutividade elétrica. Valores elevados de condutividade no efluente alteram o
transporte de elementos químicos entre o meio e o interior das células microbianas
responsáveis pelo tratamento do efluente, provocando mudanças no metabolismo e
efeitos inibitórios (DAN et al, 2003). As medições de condutividade elétrica foram
realizadas no laboratório de águas e efluentes da Univates, conforme mostrado na
Figura 14.
Figura 14 – Equipamento para a medição da eletrocondutividade da amostra
Fonte: Autor
4.3.3.1 Aparelhagem
Medidor de condutividade digital marca Bel, modelo W12D;
Becker de 200mL.
57
4.3.3.2 Metodologia
Colocar 200mL da amostra no becker;
Imergir os eletrodos na amostra e esperar estabilizar a medição;
Fazer a leitura diretamente no display do aparelho.
4.3.4 Turbidez
A turbidez representa o grau de interferência com a passagem da luz através
da água, conferindo uma aparência turva à mesma. Os constituintes responsáveis
são os sólidos em suspensão. A presença de partículas na forma coloidal, em
suspensão, matéria orgânica e inorgânica finamente dividida, plâncton e outros
organismos microscópicos causam a turbidez das águas. A turbidez está associada
ao controle da qualidade da água no ambiente e para o consumo humano
(FERREIRA et al, 2006). A Figura 15 mostra o equipamento utilizado para a medição
da turbidez.
Figura 15 - Aparelho turbidímetro e amostra do efluente analisada
Fonte: Autor
58
4.3.4.1 Aparelhagem
Turbidímetro digital marca Digimed, modelo DM-TU.
4.3.4.2 Metodologia
Inserir uma amostra no equipamento;
Aguardar a leitura;
Fazer a leitura diretamente no display do aparelho.
4.3.5 Potencial hidrogeniônico
A condição ácida ou básica o meio líquido refere-se à concentração de íons
de hidrogênio (H+) em uma solução. Condições muito ácidas ou muito básicas
afetam o desenvolvimento dos organismos presentes. Para a grande maioria das
bactérias o pH ótimo de crescimento se localiza entre 6,5 e 7,5. As variações
máximas e mínimas, para a maior parte delas, estão entre pH 4 e 9. Porém, se
cultivadas em meio ajustado a um pH determinado, é provável que este pH se altere,
como resultado dos metabólicos produzidos, que podem ser tanto ácidos como
alcalinos (CAMPOS et al, 2006). A Figura 16 mostra o pHmetro utilizado no estudo.
59
Figura 16 - Equipamento utilizado para medir o pH da amostra
Fonte: Autor
4.3.5.1 Aparelhagem
pHmetro digital marca Digimed, modelo DM-20
Becker de 200mL
4.3.5.2 Metodologia
Colocar 200mL da amostra no becker;
Imergir os eletrodos na amostra e esperar estabilizar a medição;
Fazer a leitura diretamente no display do aparelho.
4.3.6 Sólidos Totais
Para a realização das análises dos sólidos totais foi utilizada a metodologia da
Association of Official Analythical Chemistry,Official Methods of Analysis (AOAC,
1995). Para o cálculo dos sólidos totais na amostra utilizou-se a seguinte equação:
60
(1)
Onde:
A = Peso do cadinho + amostra ao sair da estufa (g)
B = Peso do cadinho cerâmico vazio (g)
C = Peso do cadinho + amostra antes da estufa (g)
4.3.6.1 Aparelhagem
Cadinhos cerâmicos calcinados;
Balança de precisão marca Shimadzu, modelo AW220;
Estufa marca SP Labor, modelo SP-400.
4.3.6.2 Metodologia
Identificar um cadinho;
Pesar o cadinho vazio;
Anotar o valor;
Colocar a amostra no cadinho;
Pesar o cadinho com a amostra;
Anotar o valor;
Regular a estufa em 105ºC;
Colocar o cadinho com a amostra na estufa por 24h;
Retirar o cadinho com a amostra da estufa e pesá-lo novamente;
Anotar o valor;
Aplicar a equação de cálculo de percentual de sólidos totais.
4.3.7 Sólidos Fixos e Voláteis
Para a realização das análises dos sólidos fixos e voláteis foi utilizada a
metodologia da Association of Official Analythical Chemistry,Official Methods of
61
Analysis (AOAC, 1995). Para o cálculo dos sólidos totais na amostra utilizou-se a
seguinte equação:
(2)
Onde:
A = Peso do cadinho + amostra ao sair da estufa (g)
B = Peso do cadinho cerâmico vazio (g)
D = Peso do cadinho + amostra ao sair do forno mufla (g)
O teor de sólidos voláteis foi calculado pela relação entre o teor de sólidos
volatilizados na mufla e o teor de sólidos presentes na amostra ao sair da estufa. A
soma dos sólidos fixos e voláteis é igual à quantidade de sólidos totais presentes na
amostra.
4.3.7.1 Aparelhagem
Cadinhos cerâmicos com amostras provenientes da estufa;
Balança de precisão marca Shimadzu, modelo AW220;
Forno mufla.
4.3.7.2 Metodologia
Pesar o cadinho vindo da estufa;
Anotar o valor;
Regular o forno mufla em 500ºC;
Colocar o cadinho com a amostra na mufla por 8h;
Retirar o cadinho com a amostra da mufla e pesá-lo novamente;
Anotar o valor;
Aplicar as equações de cálculo de percentuais de sólidos fixos e
voláteis.
62
4.3.8 Demanda Bioquímica de Oxigênio
Quando lançados no ambiente, os efluentes sofrem transformações, devido à
atividade de microrganismos, até sua completa mineralização. Quanto maior for a
quantidade de matéria orgânica biodegradável lançada em um corpo d’água, maior
será a demanda de oxigênio para ser utilizada na respiração dos organismos
aquáticos, especialmente, das bactérias decompositoras. Como esta demanda é
resultado de uma atividade bioquímica, diz-se que houve uma Demanda Bioquímica
de Oxigênio – DBO. Quanto maior a DBO, mais elevado é o teor de matéria orgânica
presente no efluente. Também a eficiência de um sistema de tratamento pode ser
medida pela redução obtida em termos de DBO (DACACH, 1990). Assim, MAZZINI
(2003) define a DBO5 (5 dias a 20°C) como um teste que avalia a quantidade de
matéria orgânica biodegradável presente em uma amostra. A Figura 17 exibe as
amostras dentro da incubadora com o aparelho de medição de DBO conectado.
Figura 17 - Equipamento Oxitop, utilizado para a análise de DBO5
Fonte: Autor
63
4.3.8.1 Aparelhagem
Aparelho digital medidor de DBO marca WTW, modelo Oxitop, para
medições de até 400.000mg/L de DBO5;
Frascos padrão DBO;
Incubadora de DBO.
4.3.8.2 Metodologia
Verificar provável faixa de DBO da amostra e, a partir deste dado,
estipular a quantidade de amostra a ser utilizada, conforme Tabela do
fabricante;
Colocar uma gota de inibidor de nitrificação na amostra;
Colocar duas pastilhas de NaOH (hidróxido de sódio) dentro do
recipiente que fica na parte superior da garrafa;
Conectar o display digital;
Iniciar a medição pressionando as teclas S e M simultaneamente
durante 2 segundos;
Colocar os frascos sobre a bandeja da incubadora;
Ligar a bandeja na incubadora, a 20ºC, e aguardar 5 dias;
A medição é realizada diretamente no display do aparelho.
4.3.9 Evapotranspiração
Em áreas alagadas construídas as perdas de água são superiores às de uma
lagoa devido à presença de plantas, que contribuem para uma redução da massa de
água como resultado da transpiração. Em regiões onde o verão se apresenta quente
e seco a evapotranspiração pode ser responsável por uma redução significativa do
total de efluente gerado, contribuindo para a redução da vazão de lançamento em
corpos hídricos (WALLACE et al., 2006).
Entre os principais fatores que afetam a evapotranspiração estão os
climáticos, tais como radiação incidente, umidade relativa do ar, velocidade do vento
64
e temperatura; além da cobertura vegetal e condições ambientais da vegetação
(ALLEN et al., 1998).
A precipitação pode aumentar a vazão de lançamento de efluentes,
arrastando poluentes associados, como também pode provocar o efeito de diluição
destes poluentes. Por outro lado, o aumento da evapotranspiração ocorrida em
sistemas Wetland potencializa o aumento na concentração de poluentes, devido à
redução de massa de água no efluente. Entretanto, este efeito é compensado pelo
aumento no Tempo de Detenção Hidráulica, o que permite uma maior degradação
da massa poluente (WALLACE et al., 2006).
As Figuras 18, 19 e 20 mostram os hidrômetros de medição de entrada e
saída do Wetland construído, os quais forneceram os dados de entrada e saída do
sistema para o cálculo do balanço hídrico e estimativa da evapotranspiração
ocorrida, e as caixas de coleta de amostras.
Figura 18 - Hidrômetro de medição de entrada no Wetland construído
Fonte: Autor
65
Figura 19 - Caixa de coleta de amostras na entrada do Wetland construído
Fonte: Autor
Figura 20 - Hidrômetro e caixa de coleta de amostras de saída do Wetland construído
Fonte: Autor
66
Para determinar a quantidade de efluente evapotranspirado no Wetland
construído foi montada uma equação baseada no balanço hídrico, ou seja, a
quantidade de líquido que entra no sistema deve ser a mesma que sai ao final do
tratamento, o que se perde no tratamento é evapotranspirado. Para verificar a vazão
de entrada e saída do sistema foram instalados dois hidrômetros, um na entrada do
Wetland e outro na saída, mostrados nas Figuras 18 e 20. Estes valores foram
aplicados à seguinte equação:
(3)
Onde:
EV = Evapotranspiração (%)
Qsf = Vazão de saída no final do período (lida no hidrômetro de saída) (m³)
Qsi = Vazão de saída no início do período (lida no hidrômetro de saída) (m³)
Qef = Vazão de entrada no final do período (lida no hidrômetro de entrada)
(m³)
Qei = Vazão de entrada no início do período (lida no hidrômetro de entrada)
(m³)
P = Precipitação no período (m³)
4.3.9.1 Aparelhagem
Pluviômetro com escala de 0 a 40mm/m², marca Incoterm;
Um hidrômetro analógico de medição de vazão de entrada marca
Elster;
Um hidrômetro analógico de medição de vazão de saída marca Elster.
67
4.3.9.2 Metodologia
Todas as precipitações foram registradas em planilha de controle, com
datas e com os resultados obtidos no pluviômetro;
A cada visita foram coletadas as vazões de entrada e saída do sistema;
Aplicação da equação do percentual de evapotranspiração.
68
5 RESULTADOS E DISCUSSÕES
Durante a realização deste estudo verificou-se que o sistema de tratamento
utilizado na vinícola funciona com uma vazão flutuante em que ocorrem lançamentos
intermitentes, ou seja, há períodos com lançamento e outros em que não há vazão.
Essas variações decorrem das etapas do processo de vinificação. Além da variação
no fluxo de lançamento, as características químicas também oscilam. A Figura 21
mostra a caixa de recebimento do efluente bruto e denota, através da cor, a variação
que ocorre no efluente nos diferentes lançamentos.
Figura 21 - Variação na composição do efluente bruto lançado para a ETE
Fonte: Autor
69
Devido a essas circunstâncias, o efluente tratado e lançado ao final do
polimento muitas vezes não possuía características semelhantes às do efluente
bruto que está entrando no tratamento. Essas variações no efluente bruto podem ser
comprovadas nos resultados das análises apresentados nas Tabelas 7, 8, 9, 10, 11,
12, 13, 14 e 15, onde parâmetros como oxigênio dissolvido, eletrocondutividade,
turbidez, teor de sólidos, pH e DBO demonstram grandes variações nas diferentes
coletas realizadas.
Essa instabilidade nos parâmetros do efluente pode gerar dificuldades e
distorções na discussão dos resultados das análises. Algumas vezes foi verificado
que parâmetros do efluente que deveriam apresentar redução apresentaram
aumento, ou vice-versa, ao atravessarem o polimento via Wetland construído.
Também alguns percentuais de redução se mostraram muito otimistas, podendo ter
sido influenciados por características iniciais do efluente bruto mais favoráveis ao
tratamento.
Outra constatação que se faz necessária diz respeito ao crescimento das
macrófitas durante o período do estudo, fator que influencia no crescimento da zona
de raízes, rizosfera, e no aporte de nutrientes pelas plantas. Inicialmente os
indivíduos apresentavam-se em estágio inicial de crescimento. Desenvolveram-se
até florescerem e gerarem sementes e ao final do período do estudo muitos
exemplares já se apresentavam em fase final, com novos indivíduos brotando. A
Figura 22 mostra as diferentes fases de desenvolvimento da vegetação durante o
estudo.
As próximas seções deste capítulo apresentam os resultados das análises
realizadas nas amostras coletadas entre os meses de outubro de 2012 e abril de
2013. Durante o período procurou-se manter uma regularidade de visitas mensais. A
vinícola parou suas atividades entre os dias 24 de dezembro de 2012 e 13 de janeiro
de 2013. Neste período não houve lançamento de efluentes e também não houve
monitoramento da pluviometria, o que comprometeu o cálculo da evapotranspiração
ocorrida no sistema entre dezembro e fevereiro.
70
Figura 22 - Desenvolvimento da vegetação do Wetland construído
Fonte: Autor
5.1 Temperatura
A temperatura no sistema manteve-se próxima à temperatura ambiente
durante todo o período do estudo. Na coleta realizada no dia 16/10/2012, a
71
temperatura apresentou-se elevada na saída do sistema Wetland, porque o efluente
estava parado há cerca de 60 minutos dentro do reservatório de saída, e teve sua
temperatura alterada pela ação do sol em contato com o reservatório de 500L de
fibra de vidro. O mesmo fato ocorreu com as coletas dos dias 22/11/2012,
19/12/2012 e 06/02/2013, com o efluente de entrada, que estava parado no
reservatório de entrada do Wetland em torno de 60 minutos até o momento da
coleta. Salvo essas ocorrências, foi possível comprovar que o Wetland construído
equaliza a temperatura do efluente com a temperatura ambiente antes do
lançamento, conforme demonstram os resultados da Tabela 7. Todas as amostras
atenderam a exigência legal de temperatura inferior a 40°C para o lançamento de
efluentes.
Tabela 7 - Temperaturas medidas no Wetland (em °C) Local da coleta
Data da coleta Efluente Bruto
Entrada Wetland
Saída Wetland Temp.
Ambiente
16/10/2012 21,0 20,5 26,0 24,0
22/11/2012 25,0 25,5 23,5 24,0
19/12/2012 26,5 30,0 26,5 27,0
06/02/2013 23,0 25,0 23,0 23,5
21/02/2013 24,0 24,5 24,0 24,0
27/03/2013 19,0 19,5 19,0 19,0
23/04/2013 19,0 19,0 18,5 19,0
Fonte: Autor
5.2 Oxigênio Dissolvido – OD
A variação do teor de oxigênio dissolvido no efluente demonstra a atividade
das plantas e microorganismos presentes no Wetland construído. O fornecimento de
oxigênio a sistemas alagados de fluxo subsuperficial é atribuído principalmente ao
transporte do gás pela planta ao seu sistema de raízes e vizinhanças através de seu
tecido parenquimoso (PRIDE et al., 1990 e STOTTMEISTER et al., 2003).
De acordo com Brix (1997), aumentos no teor de OD são verificados pela
ação das raízes das plantas, as quais liberam oxigênio para a massa líquida. É
72
razoável admitir que este processo explique o aumento da concentração de OD no
efluente do Wetland construído em comparação com as concentrações na entrada,
pois os vegetais encontram-se vistosos e em grande densidade.
Ao observar os resultados das análises durante o período, demonstrados na
Tabela 8, fica evidente que, após o polimento no Wetland, os índices de OD foram
aumentados. Apenas na amostra do dia 23/04/2013 este comportamento não ocorre.
Por apresentar um resultado muito diferente das demais amostras, esta foi
desconsiderada para a discussão dos resultados.
Em média, os teores de OD na saída do Wetland encontraram-se 36,15%
mais altos do que na entrada. A variação foi desde 3,90% no dia 19/12/2013,
chegando a 61,54% na amostra coletada no dia 06/02/2013. Na amostra coletada no
dia 22/11/2012, apesar do tratamento ter demonstrado uma elevação de 46,56% no
teor de OD, ainda assim não atendeu o mínimo exigido pela legislação para
lançamento em corpos receptores, que é de 5mg/L. No caso da vinícola em estudo
este efluente é lançado para incorporação em solo agrícola, o que não corresponde
ao lançamento em corpos hídricos, portanto, a eficiência atingida é satisfatória. Os
resultados das análises de concentração de oxigênio dissolvidos estão expressos na
Tabela 8.
Tabela 8 - Teores de Oxigênio Dissolvido no Wetland (em mg/L) Local da coleta
Data da coleta Efluente Bruto Entrada Wetland Saída Wetland
16/10/2012 2,9 4,8 7,6
22/11/2012 1,96 3,2 4,69
19/12/2012 1,33 5,89 6,12
06/02/2013 3,8 3,9 6,3
21/02/2013 4,8 3,9 5,5
27/03/2013 3,59 5,95 6,28
23/04/2013 - - -
Fonte: Autor
73
5.3 Eletrocondutividade – EC
A eletrocondutividade, ou condutividade elétrica, é a expressão numérica da
habilidade de uma solução aquosa transmitir corrente elétrica. Esta capacidade
depende da presença de íons, da concentração total deles, mobilidade, valência,
concentrações relativas e da temperatura.
Nas amostras analisadas verificou-se redução nesse parâmetro após o
efluente passar pelo polimento. Essa redução variou desde 1,29% na amostra
coletada em 19/12/2012 até 67,70% na amostra coletada no dia 16/10/2012. Em
média foi registrada uma redução de 18,90% neste parâmetro, o que sinaliza que há
uma redução no número de sais presentes no efluente pela ação das plantas
através de suas raízes, que utilizam estes minerais como nutrientes para o seu
crescimento. A maior redução de eletrocondutividade foi verificada na primeira
amostra, conforme se pode verificar na Tabela 9, o que pode estar relacionado ao
fato das plantas estarem em estágio inicial de crescimento e, por este motivo,
necessitando maior aporte de nutrientes.
Tabela 9 - Eletrocondutividade no Wetland (μs) Local da coleta
Data da coleta Efluente Bruto Entrada Wetland Saída Wetland
16/10/2012 1753 1579 510
22/11/2012 956 1717 1595
19/12/2012 1520 1552 1532
06/02/2013 1384 1542 1439
21/02/2013 865 1726 1589
27/03/2013 1354 1763 1389
23/04/2013 875 1612 1284
Fonte: Autor
5.4 Turbidez
Sistemas de tratamento por Wetlands construídos são bastante eficazes na
remoção de sólidos em suspensão, e conseqüentemente da turbidez, e muitos
estudos têm comprovado tal eficiência (PRIDE et al., 1990; GREEN & UPTON, 1994;
74
KADLEC et al., 1997; GSCHLÖBL et al., 1998; NERALLA et al., 2000; CAMPOS et
al., 2002; AL-OMARI & FAYYAD, 2003; HENCH et al., 2003; MANNARINO, 2003;
SOLANO et al., 2004).
Esse sucesso é devido principalmente a processos físicos que retêm desde
colóides a partículas milimétricas contidas nos efluentes. O meio suporte de pedras
torna-se mais efetivo com o desenvolvimento do sistema de raízes das plantas no
processo de filtração e a formação do biofilme. Após retidos na matriz porosa, a
parte orgânica dos sólidos em suspensão sofre a ação de microrganismos e se torna
solúvel. O desenvolvimento das raízes no meio também estabiliza o leito evitando a
formação de caminhos preferenciais de fluxo que afetariam muito a eficiência do
tratamento.
O efeito filtrante proporcionado pelo meio suporte e pelas raízes das
macrófitas emergentes plantadas no Wetland confere a clarificação dos efluentes. A
qualidade na turbidez do efluente demonstra a capacidade que os sistemas com
áreas alagadas construídas possuem para a melhoria deste parâmetro, conforme é
possível verificar nas Figuras 23, 24 e 25.
Figura 23 - Amostras coletadas no dia 06 de fevereiro de 2013
Fonte: Autor
Efluente Bruto Entrada Wetland Saída Wetland
75
Figura 24 - Amostras coletadas no dia 27 de março de 2013
Fonte: Autor
Figura 25 - Amostras coletadas no dia 23 de abril de 2013
Fonte: Autor
A redução da turbidez no efluente após passar pelo polimento no Wetland
construído variou de 80,42% a 97,82%, resultados excelentes no que se refere à
clarificação de águas residuais, atendendo com larga margem de segurança o limite
de 100UNT determinado pela resolução CONAMA nº357 de 2005. É interessante
observar que no dia 27/03/2013 essa exigência legal só foi cumprida devido à ação
do sistema de polimento, conforme demonstra a Tabela 10. Em média, a turbidez
apresentou redução de 91,45% com o polimento do efluente.
Efluente Bruto Entrada Wetland Saída Wetland
Efluente Bruto Entrada Wetland Saída Wetland
76
Tabela 10 - Turbidez no Wetland (UNT) Local da coleta
Data da coleta Efluente Bruto Entrada Wetland Saída Wetland
16/10/2012 380 81,8 16,02
22/11/2012 1014 71,2 11,2
19/12/2012 140 43,8 1,26
06/02/2013 1043 71,4 1,56
21/02/2013 366 87,2 2,41
27/03/2013 496 117 7,15
23/04/2013 447 32,2 3,42
Fonte: Autor
5.5 Potencial Hidrogeniônico – pH
Sistemas Wetland ao receberem efluentes de lagoas de estabilização em
faixa de pH alcalino, levam-no à neutralidade (GSCHLÖBL et al., 1998) e no pós-
tratamento de efluentes primários, onde a produção de ácidos orgânicos torna o pH
do meio ácido, o efluente também é neutralizado em torno da faixa 7.0 – 7.4
(KADLEC et al., 1997; KASEVA, 2004).
Este parâmetro apresentou-se ácido no efluente bruto na maior parte das
amostras coletadas. Nas coletas realizados nos dias 19/12/2013 e 23/04/2013 a
vinícola estava desenvolvendo a limpeza de seus maquinários e não estava
produzindo vinho. Por utilizar produtos de limpeza alcalinos, o efluente apresentou-
se menos ácido.
De maneira geral, o pH do efluente foi corrigido já nas etapas anteriores do
tratamento, inclusive pela adição de cal virgem antes do efluente passar pela lagoa
aerada. A estabilização do pH se manteve durante o polimento do efluente via
Wetland construído, conforme pode ser observado na Tabela 11. Todas as amostras
atenderam os requisitos legais para lançamento.
77
Tabela 11 - Potencial Hidrogeniônico no Wetland – pH Local da coleta
Data da coleta Efluente Bruto Entrada Wetland Saída Wetland
16/10/2012 4,31 7,93 8,03
22/11/2012 4,96 7,99 7,9
19/12/2012 6,44 8,55 7,46
06/02/2013 4,06 7,76 7,48
21/02/2013 4,66 7,53 7,26
27/03/2013 4,11 7,03 7,12
23/04/2013 6,04 8,1 8,52
Fonte: Autor
5.6 Sólidos Totais, fixos e voláteis
Da mesma forma que os resultados deste estudo demonstraram a grande
eficiência do Wetland construído para a remoção da turbidez, também
demonstraram que ao passar pelo polimento o efluente é clarificado e os sólidos
presentes ficam retidos na rizosfera e no leito mineral filtrante. Os sólidos totais
apresentam redução em todas as amostras coletadas, que varia desde 7,14% em
19/12/2012 até 61,54% em 16/10/2012, sendo a média de redução igual a 27,10%
no período do estudo. A Tabela 12 apresenta os resultados das análises.
Tabela 12 - Sólidos Totais no Wetland (%) Local da coleta
Data da coleta Efluente Bruto Entrada Wetland Saída Wetland
16/10/2012 0,44 0,13 0,05
22/11/2012 0,36 0,14 0,12
19/12/2012 0,21 0,14 0,13
06/02/2013 0,49 0,13 0,10
21/02/2013 0,30 0,19 0,15
27/03/2013 0,41 0,17 0,10
23/04/2013 0,35 0,14 0,11
Fonte: Autor
A redução dos sólidos voláteis, que são compostos por partículas de matéria
orgânica degradável que sofre decomposição durante o tratamento, também é
78
confirmada pelos resultados. Durante o estudo observou-se esse comportamento,
exceto nas coletas realizadas em 16/10/2012 e 22/11/2012. Nessas duas
oportunidades o percentual de sólidos voláteis aumentou após o tratamento de
polimento. Acredita-se que este comportamento inverso deva-se a variações no
efluente bruto recebido que, conforme já comentado anteriormente, na indústria
vinícola possui características muito variáveis.
De modo geral, nas demais coletas realizadas houve redução no percentual
de sólidos voláteis, variando desde 15,42% em 23/04/2013 até 56,06% em
27/03/2013. Em média, a redução foi de 11,89%, considerando todas as amostras
analisadas. A Tabela 13 apresenta os resultados das análises de sólidos voláteis.
Tabela 13 - Sólidos Voláteis no Wetland (%) Local da coleta
Data da coleta Efluente Bruto Entrada Wetland Saída Wetland
16/10/2012 68,98 25,68 39,34
22/11/2012 74,10 35,11 35,30
19/12/2012 63,75 46,54 37,93
06/02/2013 78,97 44,12 30,29
21/02/2013 80,45 55,05 46,46
27/03/2013 72,11 43,29 19,02
23/04/2013 79,40 39,95 33,79
Fonte: Autor
O percentual de sólidos fixos no efluente ao passar pelo polimento
acompanha as variações do percentual de sólidos voláteis e os resultados podem
ser observados na Tabela 14.
79
Tabela 14 - Sólidos Fixos no Wetland (%) Local da coleta
Data da coleta Efluente Bruto Entrada Wetland Saída Wetland
16/10/2012 31,02 74,31 60,66
22/11/2012 25,90 64,89 64,70
19/12/2012 36,25 53,46 62,07
06/02/2013 21,03 55,88 69,71
21/02/2013 19,55 44,95 53,54
27/03/2013 27,88 56,70 80,97
23/04/2013 20,60 60,05 66,21
Fonte: Autor
5.7 Demanda Bioquímica de Oxigênio – DBO5
A análise por qual caminho a matéria orgânica solúvel é degradada em um
sistema Wetland construído é altamente dependente da disponibilidade de oxigênio
no meio. Alguns trabalhos referem que condições aeróbias devido à disponibilidade
de O2 que ocorrem junto às raízes e suas vizinhanças, favorecem uma significativa
redução da DBO pelos microrganismos (AL-OMARI & FAYYAD, 2003; SOLANO et
al., 2004; PRIDE et al., 1990; REED & BROWN, 1992) e que a DQO é removida por
processos preferencialmente físicos (SOLANO et al., 2004).
A concentração de matéria orgânica biodegradável, DBO5, apresentou
considerável redução, variando desde 20,00% na amostra coletada no dia
16/10/2012 até 92,31% na amostra coletada no dia 21/02/2013. Essa redução
expressiva na DBO5 destaca os papéis da rizosfera juntamente com o leito e o
biofilme microbiano formado na retenção de matéria orgânica. O biofilme ainda
exerce outra função, que é a biodegradação de parte dessa matéria orgânica. O
percentual médio de redução de DBO5 foi de 66,95% e todas as amostras
atenderam com grande margem de segurança ao limite de 180mg/L imposto pela
legislação vigente para lançamento em corpos receptores.
80
Tabela 15 - Demanda Bioquímica de Oxigênio no Wetland - DBO5 (mg/L) Local da coleta
Data da coleta Efluente Bruto Entrada Wetland Saída Wetland
16/10/2012 8000 25 20
22/11/2012 7000 100 30
19/12/2012 2200 10 2
06/02/2013 5000 75 25
21/02/2013 - 130 10
27/03/2013 2800 55 15
23/04/2013 3150 30 10
Fonte: Autor
5.8 Concentração de nitrogênio total – N
O teor de nitrogênio analisado nas amostras coletadas refere-se ao nitrogênio
na forma orgânica e amoniacal, também conhecido como nitrogênio total Kjeldahl.
Ainda é possível encontrar nitrogênio na forma de nitrato no sistema de tratamento,
o qual não foi quantificado nas análises. Tratamentos secundários aerados
geralmente possuem baixos teores de nitrogênio orgânico, sendo a maior parte
composta de nitrogênio amoniacal ou na forma de nitrato. Acredita-se que
nitrificação seguida pela desnitrificação biológica são a via principal de remoção de
nitrogênio amoniacal no sistema Wetland construído (EPA, 2003).
Ainda de acordo com EPA (2003), a remoção de nitrogênio para níveis muito
baixos é possível caso haja Tempo de Detenção Hidráulica (TDH) e oxigênio (O2)
suficientes para que as reações de nitrificação e desnitrificação ocorram. A
nitrificação transforma o nitrogênio amoniacal (NH4+) em nitritos e nitratos (NOX) na
presença de O2. A desnitrificação ocorre na ausência de O2, onde os
microorganismos quebram as moléculas de NOX para consumir energia e liberam o
nitrogênio (N2) para a atmosfera. O nitrogênio orgânico (R–NH2) é, em sua maior
parte, convertido a NH4+ devido aos processos de decomposição e mineralização.
Plantas tendem a acentuar a remoção de nitrogênio em wetlands: diretamente
através da assimilação de NH4+ e NOX; e fornecendo O2 para o processo de
nitrificação – desnitrificação (McBRIDE & TANNER, 2000).
81
A remoção de nitrogênio no sistema mostrou-se bastante satisfatória. Os
percentuais de remoção variaram de 18,17% nas amostras de 06/02/2013 até
96,77% nas amostras de 22/11/2012. Em média o percentual de remoção de
nitrogênio foi de 69,09%. A retirada periódica das plantas contribui para o aumento
da capacidade de redução de nitrogênio no processo, e é indicada, inclusive, em
determinados casos, mais de uma vez ao ano (EPA, 2003).
Tabela 16 - Concentração de nitrogênio total – N (mg/L) Local da coleta
Data da coleta Entrada Wetland Saída Wetland
16/10/2012 - -
22/11/2012 7,1300 0,2300
19/12/2012 4,1664 2,0832
06/02/2013 6,1100 5,0000
21/02/2013 22,2300 2,2200
27/03/2013 11,6700 1,1100
23/04/2013 3,8900 2,2200
Fonte: Autor
5.9 Concentração de fósforo total – P
Muitos estudos têm relatado que a remoção de fósforo através da assimilação
pelas plantas é baixo comparado às cargas usuais deste nutriente entrando em
sistemas de alagados (DRIZO et al., 1997; STOTTMEISTER et al., 2003 e NERALLA
et al., 2000).
A remoção de fósforo se deve principalmente a precipitação das formas
solúveis com metais como ferro e alumínio principalmente (MERZ, 2000), e adsorção
de partículas ao material constituinte do leito, como argila, silte, pedras, entre outros
(DRIZO et al., 1997; MERZ, 2000). Por conseqüência, a capacidade de retenção e
remoção de fósforo em um Wetland construído é limitada e exaure após um certo
tempo que varia em função principalmente, das características químicas do meio
suporte. A não retirada regular das plantas também contribui para um baixo
rendimento desse processo.
82
Neste estudo o percentual de remoção de fósforo variou desde 49,52% nas
amostras do dia 22/11/2012 até 95,35% nas amostras coletadas no dia 27/03/2013.
Em média, o percentual de remoção de fósforo no sistema foi de 77,12%. Esse
percentual demonstrou resultados muito satisfatórios na remoção deste nutriente.
Tabela 17- Concentração de fósforo total – P (mg/L) Local da coleta
Data da coleta Entrada Wetland Saída Wetland
16/10/2012 - -
22/11/2012 0,5170 0,2610
19/12/2012 0,3320 0,1370
06/02/2013 0,5030 0,0660
21/02/2013 1,4190 0,0690
27/03/2013 0,7960 0,0370
23/04/2013 0,1720 0,0860
Fonte: Autor
5.10 Evapotranspiração – EV
A evapotranspiração no sistema foi calculada considerando-se o balanço
hídrico do sistema. A massa líquida que entra no sistema provém das etapas
anteriores do tratamento e da água da chuva, estimada de acordo com a
precipitação do período multiplicada pela área superficial do Wetland, que não
dispõe de cobertura. Os percentuais de evapotranspiração variaram de 34,412% no
período de 06/02/2013 a 21/02/2013, quando a vazão média diária atingiu seu pico
de 11,745m³/dia, até 80,674% no período de 16/10/2012 a 22/11/2012, em que a
vazão média diária esteve em 6,467m³/dia.
Quando calculada a evapotranspiração ocorrida em todo o período do estudo,
utilizando-se como referência as marcações dos hidrômetros de entrada e saída no
início e no final do período, e considerando a contribuição de toda a chuva ocorrida
entre a data de início e final do estudo, a evapotranspiração encontrada foi de
62,4%, e a vazão média diária de 6,88m³/dia.
83
No período de 19/12/2012 a 11/01/2013 a vinícola esteve em férias, por isso a
vazão média diária ficou próxima a zero. Este período será desconsiderado para a
análise e discussão de resultados. O percentual médio de evapotranspiração dos
períodos analisados foi de 60,34%, que ficou bem próximo ao percentual médio
calculado utilizando-se os dados de início e final do período do estudo.
Outra forma de expressar o valor de evapotranspiração ocorrida no sistema é
através da unidade de volume por unidade de área. Se calculada dessa forma, é
possível afirmar que a evapotranspiração média do Wetland instalado na vinícola foi
de 17,85L/m².dia.
Ao todo, 908,537m³ de efluentes deixaram de ser lançados durante a
realização deste estudo, ou seja, foi possível, em média, evitar o lançamento de
4,8m³/dia de efluente gerado no processo produtivo da vinícola, graças à tecnologia
de Wetland construído aplicada.
Tabela 18 - Percentuais de perda por evapotranspiração (%)
Período Vazão média diária (m³/dia)
Precipitação (mm)
Evapotranspiração (%)
16/10/2012 a 22/11/2012 6,467 65,000 80,674
22/11/2012 a 19/12/2012 8,437 0,000 66,963
19/12/2012 a 11/01/2013 - - -
11/01/2013 a 06/02/2013 10,037 29,700 73,717
06/02/2013 a 21/02/2013 11,745 69,900 34,412
21/02/2013 a 27/03/2013 7,676 0,000 35,161
27/03/2013 a 23/04/2013 4,607 65,000 71,114
Fonte: Autor
84
6 CONSIDERAÇÕES FINAIS
O tratamento de polimento de efluente vinícola com o uso de Wetland
construído é uma biotecnologia técnica e economicamente viável para ser aplicada
às vinícolas da região da Serra Gaúcha. Por ser um setor com grande
representatividade no estado, conforme apresentado no capítulo 2, com mais de
460.000L de vinhos e derivados produzidos no ano de 2011, de acordo com os
dados do Instituto Brasileiro do Vinho – Ibravin, essa tecnologia vem ao encontro da
necessidade de tratamento do efluente gerado por este tipo de empreendimento.
Os resultados mais significativos, que mais justificam a aplicação dessa
tecnologia para o polimento dos efluentes da indústria, estão relacionados aos
parâmetros turbidez, demanda bioquímica de oxigênio, remoção de nitrogênio e
fósforo. As médias de redução de 91.45% na turbidez e de 66,95% da DBO5 do
efluente após o polimento garantem a redução dos impactos do lançamento de
efluentes em corpos hídricos e a melhoria da qualidade das suas águas,
especialmente no aspecto relacionado à promoção da vida aquática e à redução do
processo de assoreamento.
A remoção de nitrogênio e fósforo, com percentuais médios de 69,09% e
77,12% respectivamente, contribuem para a preservação do equilíbrio destes
nutrientes na natureza e também para a promoção da vida aquática, uma vez que o
lançamento destes promove o enriquecimento de nutrientes e ocasiona o processo
chamado eutrofização, o qual é responsável pelo desenvolvimento descontrolado de
algas e conseqüente esgotamento do oxigênio disponível, levando à mortandade
peixes e outros seres que dependem dele e estão presentes nos recursos hídricos.
85
O crescimento das plantas mostrou-se adequado durante o experimento e
indica a necessidade de corte pelo menos uma vez ao ano. É recomendado que o
corte seja feito logo após o inverno, para evitar que as plantas sejam afetadas pela
ocorrência de geadas e temperaturas negativas naquela região do estado durante
essa época, podendo levá-las à morte. Como a safra da uva ocorre no verão, essas
baixas temperaturas não influem de forma significativa na eficiência do sistema de
polimento.
A evapotranspiração ocorrida no período demonstrou resultados coerentes e
encorajadores para a utilização de áreas alagadas construídas em
empreendimentos vinícolas de pequeno e médio porte. Com disponibilidade de área
e o cálculo adequado, considerando vazão média diária e evapotranspiração por
unidade de área, é possível projetar sistemas de tratamento que façam a
evapotranspiração de todo o efluente gerado pelo empreendimento, evitando seu
lançamento em solo ou recursos hídricos. Mesmo com a redução da massa líquida
as concentrações dos parâmetros não se mostraram acima do limite estabelecido
pela legislação, devido ao aumento no tempo de detenção hidráulica e à eficiência
do tratamento realizado pelas plantas e microorganismos.
Espera-se que diante da situação de procura por soluções de disposição e
tratamento de efluentes com baixo custo de implantação e manutenção, baixa
exigência técnica e características de sustentabilidade, a tecnologia de tratamento
via Wetlands construídos possa ser difundida e utilizada para a melhoria das
condições de tratamento dos efluentes deste ramo da indústria e para a proteção
dos corpos receptores e meio ambiente em geral.
6.1 Sugestões para os próximos trabalhos
Para os próximos trabalhos de estudo a serem desenvolvidos nessa mesma
unidade de tratamento de efluentes é sugerido que se faça o monitoramento dos
parâmetros diariamente, em um período mínimo de 10 dias na pré-safra, 10 dias na
safra e outros 10 dias na pós-safra. Essa análise diária é necessária para permitir a
avaliação dos parâmetros do efluente durante a entrada e as etapas do tratamento
86
até seu lançamento, uma vez que esse tipo de indústria produz um efluente de
características muito flutuantes ao longo dos dias.
Também é sugerido que seja avaliado o Tempo de Detenção Hidráulica –
TDH, com acompanhamento da vazão diária de entrada e de saída, com a
quantidade de água proveniente da chuva que entra no sistema, para maior precisão
da avaliação deste parâmetro e correlação da eficiência do sistema com o TDH
durante os períodos de pré-safra, safra e pós-safra. Outro parâmetro que pode ser
avaliado é a taxa de condutividade hidráulica do leito, principalmente para avaliar a
precipitação e adsorção de nutrientes como o fósforo durante o polimento.
A evapotranspiração deve ser analisada com dados provenientes do uso de
uma estação meteorológica que forneça dados precisos sobre a quantidade de água
precipitada, temperatura ambiente, umidade relativa do ar, velocidade dos ventos e
ponto de orvalho. Como a taxa de evapotranspiração exercida pelas plantas é um
fator de forte influência sobre o sistema Wetland construído e, pela grande perda
líquida ocasionada pelo fenômeno, a concentração de alguns constituintes pode até
mesmo se ver aumentada. É recomendável que seja realizado o balanço de massa
e remoção por carga dos principais parâmetros analisados.
O nitrogênio deve ser avaliado na forma de nitrogênio orgânico e amoniacal,
através da análise de nitrogênio total Kjeldahl, e na forma de nitritos e nitratos, para
que seja possível uma análise mais detalhada de onde ocorrem os fenômenos de
nitrificação e desnitrificação no sistema, inclusive pode ser avaliada a presença de
nitrogênio amoniacal não ionizado (NH3), e com esses dados determinar quais as
principais vias de remoção de nitrogênio presentes no Wetland e na Estação de
Tratamento de Efluentes da vinícola.
A remoção de patógenos em sistemas alagados também é conhecida e
estudada em outros trabalhos, e ocorre principalmente por sedimentação e filtração
para aqueles incorporados aos sólidos suspensos e morte por predação e
competição com outros microrganismos. Estudos futuros podem incluir a análise de
parâmetros microbiológicos para a avaliação deste aspecto, apesar do efluente
tratado na vinícola, pelas características de suas fontes de geração, não apresentar
indícios da presença destes organismos.
87
7 REFERÊNCIAS
ALLEN, R.; PEREIRA, L.; RAES, D.; SMITH, M. Crop Evapotranspiration. Guidelines for computing crop water requirements – FAO Irrigation and Drainage paper 56. FAO, Rome, 1998. AL-OMARI, A., FAYYAD, M. Treatment of domestic wastewater by subsurface flow constructed wetlands in Jordan. Desalination, 155, 27 – 39, 2003. ANDREOTOLLA, G. et al. Treatment of winery wastewater in o sequencing batch biofilm reactor. Water Science & Technology, v. 45, n. 12, p. 347-354, 2002. ANDREOTTOLA, G. et al. (a) Método respirométrico para monitoramento de processos biológicos. Engenharia Sanitária e Ambiental, v.10, n.1, p.14-23, 2005. ANDREOTTOLA, G. et al. (b) Treatment of winery wastewater in a full-scale fixed bed biofilm reactor. Water Science & Technology, v. 51, n. 1, p. 71–79, 2005. ANDREOTOLLA, G. et al. Heavy metal removal from winery wastewater in the case of restrictive discharge regulation. Water Science & Technology, v. 56, n. 2, p. 111–120, 2007. APHA; AWWA; WPCF. Standard methods for the examination of water and wastewater. 22th ed. Washington: American Public Health Association, 2005. AZEVEDO, J. C. R. Tratamento de Efluentes Industriais. Disponível em: <http://pessoal.utfpr.edu.br/jcrazevedo/arquivos/Aula-02-Gradeamento-peneiras.pdf> Acesso em 16 nov. 2012. BELLIO M.G.; KINGSFORD, R.T.; KOTAGAMA S.W. Natural versus artificialwetlands and their waterbirds in Sri Lanka. Biological Conservation, 142 3076 – 3085. 2009. BORIES, A.; SIRE, Y.; COLIN, T. Odorus compounds treatment of winery and distillery effluents during natural evaporation in ponds. Water Science & Technology, v. 51, n. 1, p. 129 –136, 2005. BRASIL. Resolução (2005). Resolução CONAMA nº 357, de 17 de março de 2005.
88
Resolução do Conselho Nacional do Meio Ambiente. Brasília, 2005. Disponível em: <http://www.mma.gov.br/port/conama/res/res05/res35705.pdf>. Acesso em 29 set. 2012. BRIX, H. Functions of macrophytes in constructed wetlands. Water Science Technology, Vol.29, nº4, pág. 71-78. 1994. BRIX, H. Do Macrophytes play a role in constructed treatment wetlands? Water Science Technology, Vol.35, n° 5, pág. 11-17.1997. BURBA, G. G., S. B. Verma, J. Kim. Surface energy fluxes of Phragmites australis in a prairie wetland. Agricultural and Forest Meteorology 94 (1), 31-51, 1999. BUSTAMANTE, M.A et al. Uses od winery and distillery effluents in agriculture: characterization of nutrient and hazardous components. Water Science & Technology, v. 51, n. 1, p. 145 –151, 2005. CALHEIROS C. S. C.; RANGEL, A. O. S. S.; CASTRO P. M. L. Constructed wetland systems vegetated with different plants applied to the treatment of tannery wastewater. Water research 41: 1790 – 1798. 2007. CAMARGO, A. P.; CAMARGO, M. B. P. Revisão analítica da evapotranspiração potencial. Bragantia, Campinas, v. 59, n. 02, p. 125-137, 2000. CAMPOS, J.C. ; FERREIRA, J.A.; MANNARINO, C.F.; SILVA, H.R.; BORBA, S.M.P. Tratamento do chorume do aterro sanitário de Piraí (RJ) utilizando wetlands. In: VI Simpósio Ítalo Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, Anais, Vitória-ES: Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental, 2002. CAMPOS C. M.; CARMO, F. R.; BOTELHO, C. G.; COSTA, C. C. Development and operation of an upflow anaerobic sludge blanket reactor (UASB) treating liquid effluent from swine manure in laboratory scale. Revista Ciência e Agrotecnologia, v.30, p.140-147, 2006. CASTILHOS JUNIOR, A. B. (org). Gerenciamento de Resíduos Sólidos Urbanos com Ênfase na Proteção de Corpos d’água: Prevenção, Geração e Tratamento de Lixiviados de Aterros Sanitários. 1 ed. Rio de Janeiro: ABES, 2006. Projeto PROSAB. CHANDRA, R.; YADAV S.; BHARAGAVA, R.N.; MURTHY R.C. Bacterial pretreatment enhances removal of heavy metals during treatment of postmethanated distillery effluent by Typha angustata L. J Environ Manage. 88(4):1016-24. 2008. COSTA, L. L.; CEBALLOS, B. S. O.; MEIRA, C. M. B. S.; CAVALCANTI M. L. F. Eficiência de Wetlands construídos com dez dias de detenção hidráulica na remoção de colifagenos e bacteriófogos. Revista de Biologia e Ciências da Terra 3, (1). 104-112. 2003.
89
DACACH, Nelson Gandur. Saneamento básico. 3ª Ed. Ver. Rio de Janeiro. 1990. DAN H; IMASEKI H; WASTENEYS GO; KAZAMA H. Ethylene stimulates endoreduplication but inhibits cytokinesis in cucumber hypocotyl epidermis . Plant Physiology, 2003. DEBUSK, Thomas A. et al “Wetlands for Water Treatment”: Applied Wetlands Science and Technology. Editor Donald M. Kent. Boca Raton: CRC Press LLC,2001. DI BERNARDO, L. Métodos e técnicas de tratamento de água. v.1. Rio de Janeiro: ABES, 1993. DI BERNARDO, L.; Di BERNARDO A.; CENTURIONE, P.L.F. Ensaios de tratabilidade de água e dos resíduos gerados em estações de tratamento de água. São Carlos: RiMa, 2002. DI BERNARDO, L. DANTAS, A. D. Métodos e técnicas de tratamento de água. 2 ed. Rio de Janeiro: ABES, RiMa, 2005. v.1. DRIZO, A., FROST, C. A.. SMITH, K. A., GRACE, J. Phosphate and ammonium removal by constructed wetlands with horizontal subsurface flow, using shale as a substrate. Water Science and Technology, 35, (5), 95 – 102, 1997. EPA – United States Environmental Protection Agency. Subsurface Flow Constructed Wetlands for Wastewater Treatment – A Technology Assessment. Washington, DC. 2003. EPA – South Australian Environment Protection Authority. EPA Guidelines for Wineries and Distilleries. EPA, Adelaide, 2004. Disponível em: <http://www.apal.com.au/site/DefaultSite/filesystem/documents/artilces%20and%20papers/EPAguidelines.pdf > Acesso em: 29 set. 2012. FAULWETTER, J. L.; GAGNONB, V.; SUNDBERGC, C.; CHAZARENCD, F.; BURRA M. D.; BRISSONB J., CAMPERA A. K.; STEINA O. R. Microbial processes influencing performance of treatment wetlands: A review. Ecological Engineering 35: 987–1004. 2009. FERREIRA FILHO, S. S.; MARCHETTO, M. Otimização multi-objetivo de estações de tratamento de águas de abastecimento: remoção de turbidez, carbono orgânico total, gosto e odor. Engenharia Sanitária e Ambiental, v. 11, n. 1, p. 7-15, 2006. FORNES F.; CARRIÓN C.; GARCÍA-DE-LA-FUENTE, R.; ROSA P.; ABAD M. Leaching composted lignocellulosic wastes to prepare container media: Feasibility and environmental concerns. Journal of Environmental Management. 91: 1747-1755. 2010. GARCIA, M.; FÉLIX S.; GONZÁLES, J. M.; BÉCARES, E. A comparison of bacterial removal efficiencies in constructed wetlands and algae-based
90
systems. Ecological Engineering 32: 238–243. 2008. GERSBERG, R.M.; LYON, S.R.; BRENNER, R.; ELKINS, B.V. Fate of viruses in artificial wetlands. Appl. Environ. Microbiol. 53: 731-742. 1987. GSCHLÖBL, T., STEINMANN, C., SCHLEYPEN, P., MELZER, A. Constructed wetlands for effluent polishing of lagoons. Water Research, 32, (9), 2639 – 2645, 1998. GREEN, M. B., UPTON, J. Constructed reed beds: A cost – effective way to polish wastewater effluents for small communities. Water Environment Research, 66, (3), 188 – 192. 1994. GRISMER, M.E., CARR, M.A., SHEPHERD, H.L. Evaluation of constructed wetland treatment performance for winery wastewater. Water Environment Research, 75, (5), 412–21. 2003. HAANDEL, Adrianus V.; HENRIQUE, Israel N.; LIMA, Eduardo P. C.; SOUSA, José T. Utilização de Wetland Construído no pós-tratamento de esgotos domésticos pré-tratados em reator UASB. 2004, vol. 9, nº 4, p. 540-545. Disponível em: <http://www.scielo.br/pdf/esa/v9n4/v9n4a03.pdf>. Acesso em: 16 set. 2012. HABERL, R. Constructed wetlands: a chance to solve wastewater problems in developing countries. Water Science Technology, v. 40, n. 3, p. 11-17, 1999. HEGEMANN, W. Natural wastewater treatment systems in Germany – constructed wetland and lagoons. In: CHERNICHARO, C. A. L. e Von SPERLING, M. Seminário Internacional: Tendências no tratamento simplificado de águas residuárias domésticas e industriais. Belo Horizonte. p. 81-104. 1996. HENCH, K. R., BISSONNETTE G.K., SEXSTONE A. J., COLEMAN, J. G., GARBUTT, K., SKOUSEN, J.G. Fate of physical, chemical, and microbial contaminants in domestic wastewater following treatment by small constructed wetlands. Water Research, 37, 921-927, 2003. HERBST, M., Kappen, L. The ratio of transpiration versus evaporation in a reed belt as influenced by weather conditions. Aquatic Botany 63, 113-125,1999. IBGE. Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística. Levantamento Sistemático da Produção Agrícola. 2013. Disponível em: <http://www.ibge.gov.br/home/estatistica/indicadores/agropecuaria/lspa/lspa_201302.pdf>. Acesso em: 20 abr. 2013. IBRAVIN. Instituto Brasileiro do Vinho, A viticultura Brasileira. Disponível em: <http://www.ibravin.org.br/brasilvitivinicola.php>. Acesso em: 22 set. 2011. IMHOFF, K. K. R. Manual de tratamento de águas residuárias. 4ª ed. São Paulo - Edgard Blücher, 1996.
91
JORDÃO, E. P. e PESSÔA, C. A. Tratamento de esgotos domésticos. Rio de Janeiro: ABES, 3. ed. 1995. KADLEC, R. H.; KNIGHT, R. L. Treatment wetlands. Boca Raton: Lewis Publishers, 1996. 893 p. KADLEC, R.H., BURGOON, P. S., HENDERSON, M. E. Integrated natural systems for treating potato processing wastewater. Water Science and Technology, 35, (5), 263 – 270, 1997. KADLEC, R. H.; WALLACE S. Treatment wetlands. Boca Raton: Taylor & Francis Group, 2. ed., 2008. KASEVA, M. E. Performance of a sub-surface flow constructed wetland in polishing pre-treated wastewater – a tropical case study. Water Research, 38, 681 – 687, 2004. KUBITZA, F. Qualidade da água na produção de peixe – Parte III – Panorama da Aqüicultura. Vol. 8, nº47, 35-43p, maio/junho, 1998. LEME, Edson José A. Manual prático de tratamento de águas residuárias. 595 p. São Carlos: EdUFSCar, 2008. LIBÂNIO, P. A. C.; CHERNICHARO, C. A. L.; NASCIMENTO, N. O. A dimensão da qualidade de água: Avaliação da relação entre indicadores sociais, de disponibilidade hídrica, de saneamento e de saúde pública. Engenharia Sanitária e Ambiental, 10, (3): 219 – 228. 2005. LIU Y., TAY J.H. Strategy for minimization of excess sludge production from the activated sludge process. Biotechnology Advances 19:97-107. 2002. MACÊDO, J. A. B. Métodos laboratoriais de análises físico-químicas e microbiológicas. 2. ed. Belo Horizonte – MG. CRQ-MG, 2003. MALTAIS, G.L., MARANGER, R., BRISSON, J., CHAZARENC, F., Nitrogen transformations and retention in planted and artificially aerated constructed wetlands. Water Research, 2008. MANNARINO, C. F. Uso de Wetland Sub-Superficial no Tratamento de Efluente de Estação de Tratamento de Chorume Por Lodos Ativados. Dissertação de Mestrado: Programa de Pós-graduação em Engenharia Ambiental – UERJ, Rio de Janeiro, 91 pp, 2003. MASI, F., CONTE, G., MARTINUZZI, N., PUCCI, B. Winery high organic content wastewaters treated by constructed wetlands in Mediterranean climate. In: Proc. 8th International Conference Wetland Systems for Water Pollution Control, University of Dar-es-Salaam, Tanzania and IWA, p. 274-282. 2002. MATOS, A.T. Poluição ambiental e seus efeitos. Brasília: ABEAS; Viçosa. DEA/UFV. 101p. 2001.
92
MAZZINI, A. L. de A. Dicionário educativo de termos ambientais. Belo Horizonte. 384 p. 2003. McBRIDE, G. B., TANNER, C. C. Modelling biofilm nitrogen transformations in constructed wetland mesocosms with fluctuating water levels. Ecogical Engineering, 14, 93 – 106, 2000. MELLO, Loiva Maria Ribeiro de. Vitivinicultura brasileira – panorama setorial em 2010. 2010. Disponível em: <http://www.cnpuv.embrapa.br>. Acesso em: 22 set. 2012. MELO A. S.; BINI L. M.; SIDINEI T.; Assessment of methods to estimate aquatic macrophyte species richness in extrapolated sample sizes. Aquatic Botany. 86 377–384. 2007. MERZ, S. K. Guidelines for Using Free Water Surface Constructed Wetlands to Treat Municipal Sewage. Department of Natural Resources, Queensland, Australy, 2000. MIERZWA, J. C., HESPANHOL, I. Água na indústria: uso racional e reuso. São Paulo: Oficina de Textos, 2005. MITSCH, W. J. e GOSSELINK, J. G. Wetlands. 4th Edition. Washington, D.C., USA. Wiley & Sons Inc. 582p. 2007. MOLETTA, R. Winery and distillery wastewater treatment by anaerobic digestion. Water Science Technology, 51 (1), 137–144. 2005. MOTTA MARQUES. Terras Úmidas Construídas de Fluxo Subsuperficial. In: Campos, J. R., Tratamento de Esgotos Sanitários por Processo Anaeróbio e Disposição Controlada no Solo. Rio de Janeiro: ABES/PROSAB, 409 - 435, 1999. MULIDZI, A. R. Winery and distillery wastewater treatment by constructed wetland with short retention time. Water Science & Technology, v. 61, n. 10, p. 2611-2615, 2010. MUSEE, N.; LORENZEN, L.; ALDRICH, C. Cellar waste minimization in the wine industry: a systems approach. Journal of Cleaner Prodution, v. 15, p. 417 – 431. 2005. NERALLA, S., WEAVER, R. W., LESIKAR, B. J., PERSYN, R. A. Improvement of domestic wastewater quality by subsurface flow constructed wetlands. Bioresource Technology, 75, 19-25, 2000. NETTO, José M. A.; RICHTER, Carlos A. Tratamento de água.1. ed. São Paulo: EDGAR BLÜCHER LTDA, 1991.
93
PETRUCCIOLI, M. et al. Aerobic treatment of winery wastewater using a jet-loop activated sludge reactor. Process Biochemistry. Vol. 37, n. 8, p. 821 -829. 2001.
PRIDE, R. E., NOHRSTEDT, J. S., BENEFIELD, L. D. Utilization of created wetlands to upgrade small municipal wastewater treatment systems. Water, Air, and Soil Pollution, 50, 371 – 385, 1990. PROTAS, José Fernando da Silva; CAMARGO, Umberto Almeida. Vitivinicultura Brasileira: Panorama Setorial em 2010. Brasília, 110p., 2011. RIVAS, F. J.; BELTRÁN, F.; CARVALHO, F.; ACEDO, B.; GIMENO, O. Stabilized leachates: sequential coagulation–flocculation + chemical oxidation process. Journal of Hazardous Materials, v. B116, p. 95-102, 2004. ROCHARD, J. Cahier Scientifique et Technique - Gestion des effluents de cave et de destillerie. Office Internacional de la Vigne et du Vin, Françe, Paris, 1999. RODRIGUES, A. C. et al. Tratamento de efluentes líquidos na indústria alimentar: o caso dos sectores vinícola e cervejeiro. 2º Seminário de Engenharia Ambiental e dos Recursos Naturais: novos desafios para o século XXI, UTAD, Vila Real, Portugal: Outubro, 2004. RODRIGUES, A.C., et al. Tratamento de efluentes vitivinícolas; um caso de estudo na região dos vinhos verdes. Indústria e Ambiente, n 40, p. 20-25, 2006. SALATI, Eneas. Controle de qualidade de água através de sistemas wetland construídos. FBDS – Fundação Brasileira para o Desenvolvimento Sustentável. Rio de Janeiro – RJ: FBDS, 2010. SANTOS, M. S. dos. Cervejas e refrigerantes. São Paulo: CETESB, 58 p., 2005. Disponível em : <http://www.cetesb.sp.gov.br>. Acesso em 16 dez 2008 SCHNEIDER S. Macrophyte trophic indicator values from a European perspective. Limnologica. doi:10.1016/ j.limno. 2007. SHEPHERD, H.L., GRISMER, M.E., TCHOBANOGLOUS G. Treatment of high-strength winery wastewater using a subsurface flow constructed wetland. Water Environment Research 73, (4), 394–403. 2001. SHIPIN, O. et al. Integrated natural treatment systems for developing communities: low-tech N-removal through the fluctuating microbial pathways. In: International Conference on Waste Stabilization Ponds, 6; International Conference on Wetland Systems, 9, 2004, Antony Cedex. Communications of common interest. Antony Cedex: Cemagref. p. 75-84. 2004. SOLANO, M.L., SORIANO, P., CIRIA, M.P. Constructed wetlands as a sustainable solution for wastewater treatment in small villages. Biosystems Engineerig, 87, (1), 109-118, 2004.
94
STOTTMEISTER, U., WIEßNER, A., KUSCHK, P., KAPPELMEYER, U., KÄSTNER, M., BEDERSKI, O., MÜLLER, R.A., MOORMANN, H. Effects of plants and microorganisms in constructed wetlands for wastewater treatment. Biotechnology Advances, 22, p. 93 – 117, 2003. TSUTIYA, M. T. Abastecimento de Água. 3ª São Paulo: Departamento de Engenharia e Hidraúlica e Sanitária da Escola Politécnica da Universidade de São Paulo, 2006. 643 p. TUNDISI, J. G. Água no século XXI: Enfrentando a escassez. São Carlos: Rima, 2003. 248 p. U.S. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY - EPA. Constructed wetlands treatment of municipal wastewater. Office of research and development. EPA/625/R-99/010, 2000. VAN DER LEEDEN,F; TROISE, F. L; TOLD, D,K. The water encyclopedia. 2 ed. Michigan: Lewis Publishers, 1990. In: Água na indústria: uso racional e reuso. MIERZWA, J. C., HESPANHOL, I. São Paulo: Oficina de Textos, 2005. VIEIRA, Richard Miguel G. Contribuição para o tratamento de efluentes da indústria vinícola. 2009. Disponível em: <http://run.unl.pt/bitstream/10362/3351/1/Vieira_2010.pdf>. Acesso em: 16 set. 2012. VLYSSIDES A. G; BARAMPOUTI E. M.; MAI S. Wastewater characteristics from Greek wineries and distilleries. Water Science & Technology, v. 51, n.1, p. 53-60, 2005. VOGEL, A. I. Química analítica qualitativa. 5. ed. São Paulo: Mestre Jou, 1981. VON SPERLING, M.. Introdução à qualidade das águas e o tratamento de esgotos. 2ª ed. Belo Horizonte: Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental; Universidade Federal de Minas Gerais, 1996. VON SPERLING, M. Princípios básicos do tratamento de esgotos.v. 2. 1. ed. Belo Horizonte: DESA – UFMG, 1996. VON SPERLING, Marcos. Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos. 3 ed. Belo Horizonte: Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental; Universidade Federal de Minas Gerais; 2005. WALLACE, S. E KNIGHT, R. Small-Scale Constructed Wetland Treatment Systems: Feasibility, Design Criteria and O&M Requirements. Water Environment Research Foundation e IWA Publishing. London, United Kingdom, 2006.