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UNIVERSIDADE FEDERAL DE PELOTAS CENTRO DE ENGENHARIAS
CURSO DE ENGENHARIA AMBIENTAL E SANITÁRIA
Trabalho de Conclusão de Curso
Utilização de wetland como pós-tratamento de Biodisco
para lixiviado de aterro sanitário.
Rodrigo Luiz Cruz Corazzari
Pelotas, 2016
RODRIGO LUIZ CRUZ CORAZZARI
Utilização de wetland como pós-tratamento de Biodisco
para lixiviado de aterro sanitário.
Trabalho acadêmico apresentado ao Curso de Engenharia Ambiental e Sanitária, da Universidade Federal de Pelotas, como requisito parcial à obtenção do título de Bacharel em Engenheiro Ambiental e Sanitarista.
Orientador: Prof. Dr. Maurizio Silveira Quadro
Pelotas, 2016
Banca examinadora:
Prof. Dr. Maurizio Silveira Quadro - Centro de Engenharias/UFPel -
Orientador
Prof. Dr. Érico Kunde Corrêa - Centro de Engenharias/UFPel
Prof. MSc. Willian Cézar Nadaleti - Centro de Engenharias/UFPel
AGRADECIMENTOS
Em primeiro lugar gostaria de agradecer a minha família, em especial, aos
meus pais, Wilson Corazzari Junior e Sandra Regina Cruz Corazzari, que me deram
a oportunidade de estudo, sempre me apoiaram e incentivaram a buscar meus
objetivos.
Agradeço a meu orientador, Prof. Dr. Maurizio Silveira Quadro, pelo apoio e
dedicação durante todo o trabalho e sempre disposto a debater sobre os assuntos
da pesquisa.
Agradeço a todos os professores que, de alguma forma contribuíram para a minha formação acadêmica e pessoal.
Agradeço aos amigos do Núcleo de Ensino Pesquisa e Extensão em
Saneamento Ambiental, pelo companheirismo, apoio e sugestões que contribuíram para o desenvolvimento desse trabalho.
Agradeço aos amigos que tive o prazer de conhecer durante a graduação e
que estiveram comigo ao longo desta caminhada.
Enfim, agradeço a todos aqueles que contribuírem de alguma maneira, para o
sucesso da pesquisa ou para minha formação pessoal.
CORAZZARI, Rodrigo Luiz Cruz. Utilização de wetland como pós-tratamento de Biodisco para lixiviado de aterro. 2016. 48f. Trabalho de Conclusão de Curso (TCC). Graduação em Engenharia Ambiental e Sanitária. Universidade Federal de Pelotas, Pelotas.
RESUMO
Os aterros sanitários são a principal uma alternativa de disposição final de resíduos
sólidos urbanos bastante utilizados nos municípios brasileiros. Porém, o principal
problema nesse tipo de tratamento ocorre através da decomposição dos resíduos e
pela produção de lixiviado ou chorume, que é um líquido escuro, malcheiroso e com
alto potencial poluidor. Em vista disto, surgem diversas dificuldades para
proporcionar um tratamento adequado para o lixiviado, o que mostra necessário a
busca de novas alternativas tecnológicas para o seu tratamento. Nesse sentido, este
trabalho apresenta um estudo sobre o uso de wetlands no pós-tratamento de
lixiviado de aterro sanitário. Foi construído um protótipo de wetland utilizando a
macrófita da espécie Typha ssp. para avaliar o lixiviado do aterro sanitário de Rio
Grande – RS. As plantas foram coletadas em seu habitat natural no município de
Pelotas e tiveram um período de adaptação de 3 semanas no laboratório do Núcleo
de Ensino Pesquisa e Extensão em Saneamento Ambiental da Universidade Federal
de Pelotas. O sistema foi operado com uma vazão de, aproximadamente, 2L/dia, um
tempo de detenção hidráulica de 3 dias e os parâmetros analisados foram: pH,
fósforo e DQO. Foram encontradas remoções médias de, aproximadamente, 2 mg/L para o fósforo e 360,5 mg/L para DQO.
Palavras-chave: aterros sanitários; lixiviado; Typha ssp.; wetland
CORAZZARI, Rodrigo Luiz Cruz. Use of wetland as Biodisc post-treatment for landfill leachate. 2016. 48p. Course Conclusion Paper. Graduation in Environmental and Sanitary Engineering. Federal University of Pelotas, Pelotas.
ABSTRACT
The landfills are an alternative of final disposal of solid waste used in Brazilian
cities. However, the main problem in this type of treatment is through the
decomposition of waste and the production of leachate or slurry, which is a dark
liquid, smelly and with high pollution potential. In view of this, there are several
difficulties to provide adequate treatment for leachate which shows necessity to
search for new alternatives for their treatment. This project presents a study on the
use of wetlands in the post-treatment of landfill leachate. Firstly, a wetland prototype
was built using the macrophyte species Typha ssp. to evaluate the leachate from the
landfill of Rio Grande - RS. The plants were collected in their natural habitat in the
city of Pelotas and had a 3-week adaptation period in the Laboratory of Educational
Research and Extension Center in Environmental Sanitation of the Federal University
of Pelotas. The system was operated at a rate of approximately 2 L/day, a hydraulic
retention time of 3 days and the parameters analyzed were: pH, phosphorus and
COD. Removals were found of, approximately, 2 mg/L of phosphorus and 360.5 mg/L COD.
Key-words: landfills; leachate; Typha ssp.; wetland
SUMÁRIO
1. INTRODUÇÃO...................................................................................................... . 11
1.1 OBJETIVOS ........................................................................................................ 13
1.1.1 Objetivo Geral .................................................................................................. 13
1.1.2 Objetivos Específicos ....................................................................................... 13
2. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA .................................................................................. 14
2.1 Resíduos sólidos ................................................................................................. 14
2.2 Aterros Sanitários ................................................................................................ 15
2.3 Geração do Lixiviado ........................................................................................... 19
2.4 Biodisco ............................................................................................................... 22
2.5 Wetland ............................................................................................................... 23
2.6 Plantas utilizadas................................................................................................. 26
3. MATERIAIS E MÉTODOS ..................................................................................... 28
3.1 Localização do Aterro .......................................................................................... 28
3.2 Coleta do lixiviado ............................................................................................... 28
3.3 Análises Físico – Químicas ................................................................................. 29
3.4 Características do efluente .................................................................................. 29
3.5 Construção do sistema de wetland...................................................................... 30
3.6 Operação do sistema .......................................................................................... 34
4. RESULTADOS E DISCUSSÃO ............................................................................. 35
4.1 Caracterização do lixiviado bruto ........................................................................ 35
4.2 Análises Físico-Químicas .................................................................................... 35
4.2.1 pH ..................................................................................................................... 35
4.2.2 Fósforo ............................................................................................................. 37
4.2.3 DQO ................................................................................................................. 39
5. CONCLUSÃO ........................................................................................................ 42
6. REFERÊNCIAS ..................................................................................................... 43
LISTA DE FIGURAS
Figura 1 - Fases de estabilização dos resíduos sólidos urbanos.. ............................ 18
Figura 2 - Fluxo superficial. ....................................................................................... 25
Figura 3 - Fluxo sub-superficial ................................................................................. 25
Figura 4 - Taboa ........................................................................................................ 27
Figura 5 – Localização do Aterro Sanitário................................................................ 28
Figura 6 – Sistema do wetland sem o material filtrante ............................................. 30
Figura 7 – Grade de ferro .......................................................................................... 31
Figura 8 – Brita nº 1 ................................................................................................... 31
Figura 9 – Areia grossa ............................................................................................. 32
Figura 10 - Imagem da espécie Typha spp ............................................................... 32
Figura 11 – Sistema de wetland com a Taboa .......................................................... 33
Figura 12 - Representação gráfica dos valores de pH na entrada e saída do wetland. .................................................................................................................................. 37
Figura 13 - Representação gráfica dos valores de fósforo na entrada e saída do wetland. ..................................................................................................................... 39
Figura 14 - Representação gráfica dos valores de DQO na entrada e saída do wetland. ..................................................................................................................... 41
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LISTA DE TABELAS
Tabela 1 - Dados típicos da composição do lixiviado para novos e antigos aterros .............................................................................................................. 22
Tabela 2 - Valores máximos e mínimosdo efluente após a passagem pelo sistema de biodisco. ......................................................................................... 29
Tabela 3 - Valores máximos e mínimos do lixiviado bruto do aterro. ............... 35
Tabela 4 – Resultados da avaliação de pH ...................................................... 36
Tabela 5 - Resultados na avaliação de fósforo ................................................ 38
Tabela 6 - Resultados na avaliação de DQO ................................................... 40
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LISTA DE ABREVIATURAS
IBGE - Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística
DBO5 – Demanda bioquímica de oxigênio
DQO – Demanda química de oxigênico
h – Horas
L – Litros
m3 – Metros cúbicos
pH – Potencial hidrogeniônico
CONSEMA – Conselho Estadual do Meio Ambiente
P - fósforo
TDH – Tempo de detenção hidráulica
mg/L – Miligramas por litro
L/dia – Litros por dia
R.S.U. – Resíduos sólidos urbanos NPSA - Núcleo de Ensino Pesquisa e Extensão em Saneamento Ambiental
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1. INTRODUÇÃO
A maioria dos municípios brasileiros não apresentam planos de
gerenciamento de resíduos sólidos, assim como infraestrutura para o adequado
tratamento e disposição final dos resíduos sólidos urbanos (R.S.U.), gerando
uma série de problemas ambientais e de saúde pública (ALMEIDA LEITE, 2013).
Segundo a Pesquisa Nacional de Saneamento Básico (PNSB), em 2010,
a população brasileira era de aproximadamente 190 milhões de habitantes, das
quais foram coletadas aproximadamente 173.500 t/dia de R.S.U. Em relação
ao tratamento e a destinação final de resíduos sólidos, distribuídos de acordo
com a população dos municípios, indicam que aproximadamente 51% dos
municípios brasileiros depositam seus resíduos sólidos em “lixões”, somente
27% relatam que utilizam aterros sanitários e 22% dispõem seus resíduos em aterros controlados (IBGE, 2010).
A utilização dos aterros sanitários para resíduos sólidos urbanos tem se
apresentado como a melhor alternativa no ponto de vista ambiental e
econômico. Suas características construtivas permitem minimizar a poluição causada nos recursos hídricos pelo lixiviado (PORTELLA, 2015).
Tchobanoglous (1993), define lixiviado como um líquido escuro e mau
cheiroso que é percolado através dos resíduos sólidos e solubiliza os
elementos presentes no resíduos. A água infiltra na massa dos resíduos
sólidos, solubilizando os seus constituintes, formando o lixiviado. As principais
fontes externas de água em um aterro são: drenagem superficial, precipitação e o líquido produzido a partir da decomposição dos resíduos sólidos.
Uma das principais características de um aterro sanitário é a
impermeabilização de sua base, o que elimina diretamente a infiltração do
lixiviado com o solo e os recursos hídricos do local. Em vista disso e pelo seu
alto potencial poluidor, o lixiviado tem sido o principal problema gerado nos
aterros sanitários e deve ter um tratamento diferenciado (POVINELLI e
SOBRINHO, 2009).
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O lixiviado vem se mostrando um grande desafio para os projetos de
aterros sanitários. O grande problema do tratamento do lixiviado acontece em
função da variabilidade das suas características físico-químicas que variam conforme a idade do aterro (FERREIRA, 2001).
De acordo com Philippi e Sezerino (2004), no início do século XX,
usavam-se zonas úmidas como ponto de descarga para o tratamento de
esgotos. Essas áreas inundáveis, também conhecidas como wetlands naturais,
são ecossistemas de transição entre ambientes terrestres e aquáticos, onde
ocorrem inúmeros processos e interações (animais, plantas, solo, luz e outros)
que recebem, doam e reciclam nutrientes e matéria orgânica. Porém, Metcalf
(1991), mostra que a utilização dos wetlands naturais como ponto de descarga
de esgotos promove grandes alterações na dinâmica natural dos ecossistemas
e, na maioria das vezes, não é recomendado como alternativa ecologicamente
correta. Devido a essa limitação no uso de wetlands naturais, criou-se os
chamados wetlands construídos, onde se impede a dispersão do efluente no
solo e nos corpos hídricos (PHILIPPI E SEZERINO, 2004).
Wetlands construídos são sistemas de baixos custos, feitos para simular
um banhado natural para tratar águas residuárias. Estes sistemas, compostos
principalmente de plantas aquáticas, substratos (solo, areia, etc),
microrganismos e águas residuárias, utilizam diferentes processos que
envolvem mecanismos físicos, químicos e biológicos, a fim de melhorar a
qualidade da água (HOFFMANN, 2011; KAMARUDZAMAN, 2011).
Nesse sentido, o objetivo deste trabalho foi avaliar a utilização de um
wetland construído para o pós-tratamento do lixiviado do aterro sanitário da cidade de Rio Grande, RS.
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1.1 OBJETIVOS
1.1.1 Objetivo Geral
O trabalho teve como objetivo avaliar a utilização e desempenho de um
wetland construído no pós-tratamento do lixiviado do aterro sanitário de Rio
Grande-RS.
1.1.2 Objetivos Específicos
Caracterizar o lixiviado do Aterro Sanitário;
Avaliar o potencial de utilização do wetland construído como pós-tratamento
do lixiviado;
Avaliar a eficiência de remoção de DQO e fósforo presentes no lixiviado.
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2. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
2.1 Resíduos sólidos
Segundo a Lei 12.305 (BRASIL, 2010) que institui a Politica Nacional dos Resíduos Sólidos, entende-se por resíduos sólidos:
“material, substância, objeto ou bem descartado
resultante de atividades humanas em sociedade, a cuja
destinação final se procede, se propõe proceder ou se
está obrigado a proceder, nos estados sólido ou
semissólido, bem como gases contidos em recipientes e
líquidos cujas particularidades tornem inviável o seu lançamento na rede publica de esgotos ou em corpos
d’agua, ou exijam para isso soluções técnicas ou
economicamente inviáveis em face da melhor tecnologia
disponível”.
De acordo com Schalch (1984), a composição dos resíduos sólidos
domiciliares é diferenciada conforme a região em função dos hábitos culturais,
sociais e da situação econômica de cada aglomerado populacional, quer seja
representado por um povoado, um bairro, uma cidade ou uma grande
metrópole. Pode-se dividir sua composição em qualitativa e quantitativa, e essa
divisão pode contribuir muito para o estudo do aproveitamento ou
biodegradabilidade de alguns de seus componentes e a caracterização do seu lixiviado.
Os resíduos sólidos urbanos (RSU) são formados por diferentes tipos de
materiais, resultando numa massa bastante heterogênea, evolutiva e
multifásica (sólidos, líquidos e gases). Gomes (2012), mostra que a fase sólida
pode ser subdividida em 3 grupos de materiais, de acordo com as suas
principais características de comportamento: materiais inertes, deformáveis e
putrescíveis ou biodegradáveis. A fase líquida é constituída pela água que se
infiltra e pelos líquidos resultantes dos processos de biodecomposição, e a fase gasosa por ar e gases resultantes do mesmo processo.
Segundo Gomes (2012), os processos de alteração da matéria orgânica
podem também ser subdivididos em: processos de decomposição em que a
matéria orgânica é transformada em gases e lixiviado por ação dos
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microrganismos, e processos de degradação em que os complexos orgânicos
são transformados noutros mais simples através de reações bioquímicas. A
decomposição da matéria orgânica decorre apenas em determinadas
condições de humidade e temperatura, as quais permitem o desenvolvimento
de inúmeros microrganismos responsáveis pela transformação da matéria orgânica em gases, lixiviado e calor.
2.2 Aterros Sanitários
No Brasil, o lixão, o aterro controlado e o aterro sanitário são as formas
mais comuns de destinação final do resíduo sólido urbano. O lixão consiste na
disposição a céu aberto, sem nenhum tipo de controle de impactos sobre a
água, o solo e a atmosfera, portanto, é considerado uma forma inadequada de
destinação, com alto poder de contaminação. Já no aterro controlado, o
resíduo é recoberto com terra ocasionalmente, evitando a presença de vetores
e uma pequena parcela da emissão de gases, sendo também, uma forma
inadequada de disposição final. Destes três, apenas o aterro sanitário é uma
forma adequada de disposição de resíduo sólido urbano, além de promover a
completa degradação da matéria orgânica do mesmo (TEIXEIRA, 2009).
Segundo a NBR 8419/1992, aterro sanitário é uma técnica de disposição
de Resíduos Sólidos Urbanos (RSU) no solo, que minimiza os impactos
ambientais sem causar danos à saúde pública e sua segurança, utilizando
princípios de engenharia para confinar os resíduos sólidos a menor área
possível e reduzi-los ao menor volume permissível, cobrindo-os com uma
camada de terra na conclusão de cada jornada de trabalho, ou a intervalos menores se for necessário.
As principais vantagens de um aterro sanitário são: Baixo custo de
implantação e operação; é considerado uma forma adequada de disposição do
RSU capaz de receber grande quantidade de resíduo diariamente, evita a
proliferação de vetores e a presença de catadores, propicia um ambiente
favorável à decomposição do resíduo (DE CAMARGO, 2012).
Segundo De Camargo as principais desvantagens são: formação de
gases de efeito estufa, geração continua de lixiviado mesmo após o
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encerramento do recebimento de resíduo e a necessidade de grande
quantidade de material para cobertura diária. Em vista disso, um dos maiores
problemas relacionados à implantação e ao gerenciamento de um aterro do
ponto de vista ambiental e de saúde pública é a geração e o tratamento do
liquido escuro, turvo e malcheiroso (lixiviado), proveniente do armazenamento e tratamento dos resíduos (IPT/CEMPRE, 2000).
Os aterros sanitários devem ser construídos e serem capazes de conter
e minimizar ao máximo as emissões de poluentes, reduzindo os riscos à saúde
pública e ao meio ambiente, destinando-se para estes somente aqueles
resíduos que contêm poluentes passíveis de atenuação no solo, por processos
de degradação ou retenção físico-química (CETESB, 1992). A forma mais
utilizada no mundo para a disposição final de resíduos sólidos urbanos é o
aterro sanitário, porém, em diversos momentos esta técnica é mal empregada (BORZACCONI et al., 1996b).
O aterro sanitário, dentro de áreas da engenharia e normas operacionais
específicas, proporciona o confinamento seguro dos resíduos (normalmente,
recobrindo com argila selecionada e compactada em níveis satisfatórios),
evitando danos ou riscos à saúde pública e minimizando os impactos
ambientais. Essas medidas de engenharia apontadas materializam-se na
impermeabilização prévia do solo e em construção de sistemas de drenagem
periférica e superficial para deslocamento de águas de chuva, de drenagem de
fundo para a coleta de lixiviado, de sistema de tratamento para o lixiviado
drenado e queima dos gases gerados durante o processo de consolidação da matéria orgânica (BIDONE e POVINELLI, 1999).
Os aterros sanitários funcionam como grandes reatores bioquímicos e
tem como os principais componentes de entrada e de alimentação os resíduos
sólidos orgânicos e a água, enquanto o biogás, o lixiviado e a matéria orgânica
mineralizada são os principais componentes de saída ou subprodutos. Eles
funcionam como sistemas abertos onde ocorrem trocas permanentes entre o
reator e o meio ambiente, em particular durante a fase de deposição. São
vários fatores que determinam a velocidade e a intensidade dos processos
bioquímicos, tais como: o teor em água, composição, granulometria, idade e
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densidade dos resíduos, temperatura no interior do aterro e pH dos lixiviados.
O teor de água é o que mais influencia os processos de biodecomposição,
pois, facilitam o transporte e contato entre os nutrientes solúveis e insolúveis e
os microrganismos, estimulando deste modo a atividade microbiana (EHRIG, 1989 e MCBEAN, 1995).
A decomposição da fração orgânica inclui processos de digestão aeróbia
(presença de oxigênio) e anaeróbia (ausência de oxigênio). A fase de
decomposição aeróbia é a de menor duração, que corresponde ao tempo de
consumo do oxigénio disponível nos resíduos durando algumas semanas,
enquanto a fase de decomposição anaeróbia se prolonga por vários anos.
Existem diferentes modelos propostos que descrevem as fases de
estabilização do aterro. O modelo mais simples, voltado para aspectos práticos
de operação das estações de tratamento foi proposto por Reichert (1999). Este autor propôs uma divisão em três fases:
Fase ácida: geração de ácidos graxos voláteis e alta carga
orgânica (aterro jovem);
Fase metanogênica: geração de gás metano, meio levemente
alcalino e níveis mais baixos nas concentrações do lixiviado
(aterro velho);
Fase de maturação: as emissões diminuem até valores
insignificantes (aterro estabilizado).
O acerto dessa divisão está no fato de que delimita bem três contextos
com necessidades de tratamento muito diferentes.
Pohland e Harper (1986) propuseram um modelo composto de 5 etapas
que avaliam a estabilização dos resíduos dispostos no aterro em relação ao tempo (Figura 1):
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Figura 1 - Fases de estabilização dos resíduos sólidos urbanos. Fonte: adaptado de POHLAND
e HARPER, 1986 apud TELLES, 2010.
Fase Inicial: fase aeróbica, de curta duração, onde ocorre
formação de gás carbônico, água e compostos orgânicos
parcialmente degradados.
Fase de Transição: fase anaeróbia, onde se tem aumento do teor
de ácidos orgânicos voláteis (AOV) e da DQO.
Fase de acidificação: Ocorre a diminuição do pH, dissolução dos
metais e a DQO atinge seu valor máximo.
Fase Metanogênica: fase de maior duração, ocorre produção de
metano e dióxido de carbono, a carga orgânica diminui, pH
aumenta e ocorre a diminuição das concentrações de metais
pesados.
Fase de Maturação ou Oxidação: Ocorre o declínio da atividade
microbiológica, diminuição da produção de biogás e da
concentração de nutrientes, produção de substâncias húmicas e aumento na produção de O2 e N2.
A duração de cada uma das fases indicadas anteriormente varia de
aterro para aterro em função da distribuição dos componentes orgânicos dentro
do aterro, da disponibilidade de nutrientes, do teor em água, dos níveis de
percolação e do grau de compactação inicial (POHLAND E HARPER, 1986).
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Dentro de um aterro sanitário é normal verificar, simultaneamente, a
ocorrência das várias fases de decomposição indicadas anteriormente, a
diferentes profundidades ou em distintas zonas e pontos do aterro. Contudo,
nos primeiros anos após o fechamento, as fases anaeróbias tornam-se
dominantes e mantêm-se até o esgotamento dos componentes orgânicos
disponíveis. Quanto menor a taxa de produção de biogás e de lixiviado, maior
será a idade do aterro, ou seja, a sua idade está geralmente associada a uma
diminuição das taxas de produção de biogás e uma variação da composição do
biogás e dos lixiviados. Portanto, o estudo da composição do lixiviado e suas
variações no tempo constituem bons indicadores da fase de decomposição dos
resíduos (GOMES, 2012).
Segundo Povinelli e Sobrinho (2009), para o Brasil, com um ponto de
vista técnico e econômico, o aterro sanitário é considerado a melhor opção de
disposição final de RSU. As características de construção do aterro com
mantas de impermeabilização no fundo e nas laterais e coletores de gás para
queima permitem a minimização dos impactos em potencial, evitando
principalmente a infiltração do lixiviado no solo e a consequente contaminação
dos aquíferos. Este efluente não deve ser lançado diretamente nos corpos
hídricos, devido a sua alta capacidade de impactar o meio ambiente. Ele deve
receber tratamento adequado e este tem sido um dos principais desafios para a engenharia, devido as diferentes características do lixiviado.
2.3 Geração do Lixiviado
Segundo a NBR 8849, o lixiviado pode ser definido como líquido
percolado resultante da decomposição de substâncias contidas nos resíduos
sólidos se caracterizando por sua cor escura, mau cheirosa, elevadas
concentrações de amônia e DBO. Na maioria dos aterros sanitários o lixiviado
sofre ainda interferências de fontes externas, tais como: sistemas de drenagem
superficial, precipitação atmosférica, evapotranspiração, existência de lençol
freático e de nascentes, recirculação dos líquidos gerados, umidade, vegetação, dentre outras (BRASIL-ABNT, 1985).
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Oliveira e Pasqual (2000), descrevem lixiviação como o fenômeno de
solubilização do resíduo que resulta passagem da fase sólida para a fase
líquida. Todavia, o termo lixiviado por si só é pouco esclarecedor e pode ser
usado para diferentes variedades de situações, como nos solos e em
processos industriais, e todos estes efluentes recebem o nome de lixiviado.
Fica então necessário especificar quando se trata de lixiviado de aterro
sanitário (LIBÂNIO, 2002).
A percolação da água através dos resíduos em decomposição lixivia
constituintes orgânicos e inorgânicos que, acrescidos dos produtos resultantes
das reações de biodecomposição. Em vista disso, a percolação de líquidos só
se inicia após os resíduos atingirem a capacidade de campo, o que depende da
quantidade de água de precipitação infiltrada, tipo e umidade inicial dos
resíduos, e de fontes externas de água, como águas superficiais ou subterrâneas (GOMES, 2012).
O lixiviado é formado pela digestão da matéria orgânica sólida, por ação
de exo-enzimas produzidas pelas bactérias. A função dessas enzimas é
solubilizar a matéria orgânica para que possa ser assimilada pelas células
bacterianas (SCHALCH, 1984).
Em suas principais características, o lixiviado de aterro sanitário
apresenta elevadas concentrações de matéria orgânica, bem como
quantidades consideráveis de substâncias inorgânicas (metais pesados). A
quantidade de lixiviado produzido em um aterro depende de diversos fatores
como: condições meteorológicas do local (umidade, precipitação, evaporação,
temperatura e ventos); geologia e geomorfologia (escoamento superficial e/ou
infiltração subterrânea, grau de compactação e capacidade do solo em reter
umidade); condições de operação do aterro (conformação e cobertura das
células, grau de compactação dos resíduos, tipo de equipamento, recirculação
do percolado); idade e natureza dos resíduos sólidos (tipo, umidade, nível de
matéria orgânica, características); topografia (área e perfil do aterro); qualidade
e quantidade de recicláveis e hábitos da população. A composição do líquido
lixiviado geralmente muda de um aterro para outro em função da qualidade e
características dos resíduos sólidos (TORRES et al.,1997). Sarsby (2000)
21
indica que, em função das características do aterro e das condições climáticas, a produção de lixiviado pode variar entre 15 a 55% da precipitação registada.
O teor em água dos resíduos depende de vários fatores, como a
composição e teor de umidade inicial dos resíduos, sua capacidade de reter
água, métodos de gerenciamento do aterro e de pré-tratamento, grau de
decomposição ou idade dos resíduos, relação precipitação-evapotranspiração,
grau de estanqueidade do sistema de cobertura, e capacidade dos sistemas de drenagem de lixiviados e de biogás (GOMES, 2012).
O contato físico e o arraste mecânico da água com os resíduos fazem
com que ocorram mudanças estruturais que auxiliam na decomposição física
envolvendo processos de sorção e difusão. A decomposição química consiste
nas alterações resultantes de mudança de pH, oxidação, redução, dissolução,
precipitação, complexação e outras reações químicas (MCBEAN, ROVERS E
FARQUHAR, 1995). A solubilização pode ocorrer por meio da dissociação
iônica (caso dos sais) ou pela formação de pontes de hidrogênio com a água,
no caso de compostos com grupos funcionais hidrofílicos, como carboxila (–
COOH), hidroxila (-OH) e ácido sulfônico (-SO3H) (CHEN E BOWERMAN, 1974).
Devido ao elevado potencial poluente dos lixiviados, o seu controle e
tratamento são aspectos fundamentais da gestão de aterros sanitários. O
tratamento dos lixiviados é mais complexo do que o tratamento das águas
residuais urbanas. Ibarra (1994), mostra que os níveis de DQO nos lixiviados
podem chegar a ser 200 vezes superior aos das águas residuais, e que a
variabilidade da sua composição e dos volumes produzidos durante a vida de
um aterro é elevada.
Lixiviados novos (fase ácida) são passíveis de diversas formas de
tratamento biológico, pois sua carga orgânica é elevada, porém facilmente
biodegradável. Para lixiviados velhos (fase metanogênica), o tratamento deve
ser diferenciado (MCBEAN, ROVERS E FARQUHAR, 1995).
TCHOBANOGLOUS (1993), descreve que a composição química dos
lixiviados varia muito dependendo da idade do aterro sanitário. Ele analisou
22
lixiviados coletados durante a fase ácida da decomposição e observou altos
valores de DQO, DBO5, nutrientes e metais pesados, e baixos valores de pH.
Por outro lado, lixiviados coletados durante a fase metanogênica, apresentam
valores de pH que podem estar na faixa de 6,5 a 7,5 e valores de DQO, DBO5,
e nutrientes significativamente menores que os da fase ácida. As
concentrações de metais pesados também são bem menores, porque a maioria
dos metais são menos solúveis em pH aproximadamente neutro. O pH dos
lixiviados também pode depender da pressão parcial de CO2 do gás do aterro
que está em contato com o lixiviado e não só dos ácidos presentes no mesmo.
A Tabela 1 a seguir apresenta características presentes no lixiviado para novos
e antigos aterros:
Tabela 1: Dados típicos da composição do lixiviado para novos e antigos aterros, segundo Tchobanoglous, 1993.
* Com exceção do pH, que é adimensional.
2.4 Biodisco
Segundo Von Sperling (2005), os biodiscos são sistemas que consistem
em vários discos separados entre si e fixados por um eixo horizontal no seu
centro, o eixo é rotacionado em meio ao efluente com 50% dos discos
afundados no leito e os outros 50% no ar atmosférico. Com esse mecanismo,
forma-se ao redor dos discos um biofilme, onde a biomassa fica acumulada.
Esse sistema de tratamento é utilizado para que os microrganismos se
Características Valores (mg/l)
Novos aterros (2 anos) Aterros antigos Faixa de variação Típico (mais de 10 anos)
DBO5 2.000-30.000 10000 100-200 COT (carbono orgânico
total) 1.500-20.000 6000 80-160 DQO 3.000-60.000 18000 100-500
Sólidos suspensos totais 200-2.000 500 100-400 Nitrogênio orgânico 10-800 200 80-122
Nitrogênio amoniacal 10-800 200 20-42 Nitrato 5-40 25 5-12
Fósforo total 4-100 30 5-12 PH 4,5-7,5 6 6,6-7,5
Dureza total como CaCO3 300-10.000 3500 200-502
23
acumulem nos discos e que com o movimento aconteça a remoção de material orgânico a partir de um sistema aerado com biofilme.
Essa modalidade de tratamento é bem eficaz na remoção de DBO5, na
nitrificação do processo, e como outras vantagens necessitam de uma pequena
área de instalação, possui pequena perda de carga e os mecanismos dos
equipamentos são muito simples. Por outro modo, suas desvantagens estão
relacionadas à quase nula remoção de coliformes, custos altos para implantar e
operar o sistema, além de depender da temperatura e de ser feito o tratamento e a disposição correta do lodo (VON SPERLING, 2005).
2.5 Wetland
Com relação aos wetlands, esses são ecossistemas naturais que ficam
inundado ou alagado durante pelo menos uma parte do ano. Estes sistemas,
quando naturais, podem ser facilmente identificados por sua característica:
várzeas dos rios, igapós na Amazônia, pântanos, formações lacustres de baixa
profundidade, manguezais, etc. (CAMPOS, 2002).
Da observação desse ecossistema, já existente na natureza, foram
criados os chamados wetlands construídos. Estes são ecossistemas artificiais
com diferentes tecnologias associada a eles que utilizam princípios básicos de
modificação da qualidade da água que ocorre nos sistemas existentes na
natureza (MANNARINO, 2003). Segundo Garcia et al. (1997), eles funcionam
como reatores bioquímicos projetados preferencialmente para tratamento de
efluentes (esgoto, águas de drenagem de campos de agricultura, lixiviados de
aterros e alguns efluentes industriais). Geralmente o tratamento é secundário
ou terciário, complementando um sistema de depuração biológica
convencional.
Ferreira et al. (2001), menciona as principais vantagens dos wetlands
construídos: baixo custo de implantação; alta eficiência de melhoria dos
parâmetros que caracterizam os recursos hídricos; alta produção de biomassa que pode ser utilizada na produção de ração animal, energia e biofertilizantes.
Para a construção de um wetland utilizam-se plantas aquáticas
(macrófitas) em substratos de solo, areia ou cascalho, onde ocorrem
24
agregações de microorganismos com o meio que, através de processos
biológicos, químicos e físicos, tratam diferentes tipos de efluentes (SOUSA et
al., 2000).
No Brasil, os wetlands construídos são um dos métodos de
fitorremediação mais empregados para o tratamento de águas e de efluentes
que proveem de algum pré-tratamento ou de outros sistemas de remediações (FERREIRA et al., 2001).
Accioly e Siqueira, (2000), definem fitorremediação como uma técnica
onde há uma combinação entre as plantas, microbiota e matéria orgânica do
solo, associadas a práticas agronômicas que agem em conjunto, removendo,
amenizando ou tornando os contaminantes menos ofensivos ao meio
ambiente. Nas duas últimas décadas, a fitorremediação tornou-se um método
cada vez mais reconhecido para remoção de contaminantes das águas e solos
rasos, sendo esteticamente agradável (ZHANG et al., 2010).
O wetland construído possui alta eficiência na remoção de DBO5, DQO,
sólidos e alguns nutrientes, por isso se torna uma ótima escolha para pós-tratamento de efluente (CALIJURI et. al., 2009).
Quanto ao tipo de fluxo hidráulico, os wetlands construídos podem ser
de fluxo superficial ou de fluxo sub-superficial (Figuras 2 e 3). O de fluxo
superficial carrega o efluente para toda a área plantada com alta condutividade
hidráulica. O efluente flui acima da superfície do meio filtrante, em média o
nível fica entre as folhas e o caule da macrófita. Para o fluxo sub- superficial o
nível do efluente fica entre o leito filtrante, o que significa uma alimentação mais concentrada para os microrganismos dos biofilmes (SEZERINO, 2006).
25
Figura 2 - Fluxo superficial. Fonte: Adaptado de SALATI, 2009
Figura 3 - Fluxo sub-superficial. Fonte: Adaptado de SALATI, 2009
Ambos os tipos de wetlands podem remover até 90% de DQO tratando
águas residuárias domésticas, com um tempo de detenção de sete dias
(KADLEC e KNIGHT, 1996). Ormonde (2012) verificou uma remoção de
turbidez de 83,88%, e 95,4% para sólidos suspensos.
Esta concepção de wetlands construído como tratamento de águas
residuárias para a remoção de nutrientes vem sendo desenvolvida desde a
década de 70, no século passado. O primeiro sistema de fluxo horizontal entrou
em operação em 1974 na cidade de Othfresen, Alemanha (Kickuth, 1977, apud
Sezerino, 2006). Nos Estados Unidos, as experiências começaram em 1975,
com projetos em Houghton Lake (MI), Florida e Wisconsin (KADLEC e KNIGHT, 1996).
O tempo de detenção hidráulica do efluente em um wetland corresponde
ao tempo em que o efluente fica dentro do sistema. Varia com a vazão que o
enfluente entra e o volume do sistema. O tempo de detenção é uma variável
importante no projeto do processo de wetland, quanto mais o líquido
permanece no sistema, mais efetivo é o tratamento. Segundo Mulamoottil
(1999), o tempo de retenção suficiente para reduzir 90% da matéria orgânica é
26
em torno de 7 dias e para reduzir em 90% os nutrientes (nitrogênio e fósforo), 14 dias.
2.6 Plantas utilizadas
As plantas de wetland, que são geralmente sustentadas por um suporte
preenchido com cascalho e areia, oferecem uma zona de raízes para filtração e
fornecimento de oxigênio e carbono para tratamento de águas. As raízes
oferecem locais de ligação e interação com os microrganismos que consomem
o oxigênio disponível no processo, ajudando na eliminação de poluentes (POH, 2003).
O uso das plantas para remover ou minimizar contaminantes nos solos e
águas é chamado de fitorremediação. Segundo Anselmo e Jones (2005) a
fitorremediação é uma tecnologia totalmente viável aos métodos convencionais
de tratamento, pois as plantas possuem a capacidade de armazenar os
poluentes em seus tecidos ou os metabolizam, tornando-os menos tóxicos.
De acordo com Campos (2002), quanto ao tipo de vegetação
empregada, os wetlands podem ser classificados como sistemas que utilizam
plantas aquáticas flutuantes ou emergentes. As plantas aquáticas flutuantes
são utilizadas em projetos com canais relativamente rasos. Esses canais
podem conter apenas uma espécie de planta ou uma combinação de espécies.
A espécie mais estudada é a Eichornia crassipes, pela suas características de
robustez associada à uma grande capacidade de crescimento vegetativo. As
plantas aquáticas emergentes possuem o sistema radicular preso ao sedimento
e o caule e as folhas parcialmente submersas. A infiltração da raiz permite a
exploração de um grande volume de sedimentos, dependendo da espécie
considerada. A espécie mais utilizada em projetos tem sido a Typha latifolia,
conhecida popularmente por taboa (Figura 4).
27
Figura 4 - Taboa. (Adaptado de Metcalf, 1991).
Bernard (1999) destaca a taboa (Thypha sp.) como excelente alternativa
para utilização em wetlands, pois sua estrutura interna (folhas e raízes) são
formadas por tecidos que contém pequenos espaços abertos e nos rizomas,
possuem aparência esponjosa. Esses espaços abertos permitem o transporte
do oxigênio da atmosfera para as folhas e daí para as raízes e rizomas. Parte
do oxigênio pode ainda sair para a área externa do sistema radicular criando
condições de oxidação para os sedimentos, para decomposição aeróbia da matéria orgânica e para o crescimento de bactérias nitrificantes.
O nitrogênio é um dos o elementos que as plantas necessitam em
grande quantidade e é absorvido pelas raízes na forma de nitrato. O efeito
externo do nitrogênio mais visível é a vegetação verde e abundante. O fósforo
estimula o crescimento das raízes, apressa a maturação, estimula o
florescimento e ajuda a formação das sementes e aumenta a resistência ao frio
(MALAVOLTA, VITTI e SEBASTIÃO, 1989).
O tratamento não exige especifico algum tipo de macrófita, contudo,
para que aconteça o melhor desenvolvimento da planta no sistema, devem-se
observar quais os tipos mais comuns na região, pois terá uma melhor
adaptação para o projeto (VALENTIM, 1999).
28
3. MATERIAIS E MÉTODOS
3.1 Localização do Aterro
O município de Rio Grande está localizado no litoral sul do estado do
Rio Grande do Sul. O aterro sanitário de Rio Grande está localizado na Vila da
Quinta, a margem da BR-471. A localização geográfica situa-se na coordenada
32°01’45” de latitude sul e 52°17’32” de longitude oeste, abrangendo uma área
de 54 hectares (Figura 5).
O município de Rio Grande possui uma população em torno de 207.000
habitantes e é gerado diariamente uma média de 175 toneladas/dia de
resíduos sólidos urbanos (IBGE, 2015).
Figura 5 – Localização do Aterro Sanitário de Rio Grande.
3.2 Coleta do lixiviado
Os efluentes gerados no aterro sanitário são drenados para estação de
tratamento de efluentes (ETE) que conta com dez lagoas anaeróbias, onde, no
mes de maio, foram coletadas as amostras para a avaliação do experimento.
O lixiviado foi coletado da primeira lagoa anaeróbia da ETE do aterro
(com o auxilio de um balde e uma corda), colocado em bombonas de 50L e
encaminhado para o laboratório. As coletas ocorreram nos dias 2,9 e 23 de
maio.
29
No laboratório, o lixiviado foi inserido no biodisco, com o auxílio de uma
bomba peristáltica, que após a passagem pelo sistema, o efluente era
depositado em outra bombona de 50 litros onde era bombeado para o sistema
de wetland.
Foram feitas análises nos dias 23/5, 26/5, 31/5, 03/6, 06/6 e 10/6 na
entrada do sistema de wetland e nos dias 26/5, 30/5, 2/6, 6/6, 10/6 e 13/6 na
saída do sistema. Os parâmetros avaliados foram: pH, DQO e P.
3.3 Análises Físico – Químicas
O afluente e efluente do sistema foram analisados quanto aos
parâmetros: pH, DQO e P. Todas as análises foram executadas de acordo com
a metodologia apresentada no Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (APHA, 2005).
3.4 Características do efluente
A coleta do lixiviado após a passagem pelo biodisco foi feita antes da
entrada do sistema de wetland e as analises realizadas no laboratório do
Núcleo de Ensino Pesquisa e Extensão em Saneamento Ambiental - NPSA. A
Tabela 2 mostram os valores máximos, e mínimos do efluente após a
passagem pelo sistema de biodisco.
Tabela 2: valores máximos e mínimos do efluente após a passagem pelo sistema de biodisco
Parâmetro Mínimo Média Máximo
pH 8,53 8,96 9,22
fósforo 18,22 28,32 38,31
DQO 1142,9 3750,6 4903,9
30
3.5 Construção do sistema de wetland
O protótipo de wetland construído foi instalado no laboratório do NPSA
no prédio da Cotada na Universidade Federal de Pelotas (UFPel) no município
de Pelotas-RS e foi usado como pós tratamento de um Biodisco, instalado no mesmo local.
Foi construído do um sistema utilizando um galão de água de 20L com
um volume de 18,5L. Na saída do sistema foi instalada uma tubulação com
cano de PVC, com o objetivo de controle de vazão, onde, a altura da entrada
ficou igual a de saída (Figura 6). Seu interior foi preenchido com uma grade de
ferro, camada de brita e areia que serviu como meio suporte às plantas, como
mostrado nas figuras 7,8 e 9.
O meio suporte possui uma altura de 32 centímetros, com 20 cm de areia e 12 cm de brita nº 1.
Figura 6 – Sistema do wetland sem o material filtrante
31
Figura 7 – Grade de ferro
Figura 8 – Brita nº 1
32
Figura 9 – Areia grossa
A determinação da porosidade do meio suporte foi realizada seguindo a
NBR 9776 e foi realizada no Laboratório do NPSA na UFPel. Os resultados
obtiveram uma porosidade de 35% no meio filtrante, resultando em um volume
de 6,5 litros aproximadamente.
A Taboa (Typha spp) foi escolhida por ser uma espécie bastante
utilizada em sistemas de wetlands construídos. É uma espécie nativa da região
e altamente adaptável, pois, encontra-se espalhada por todo o mundo. As
plantas foram colhidas no seu habitat natural localizado dentro do município de
Pelotas-RS (figura 10).
Figura 10 - Imagem da espécie Typha spp
33
Para a coleta, foi utilizada uma pá, que ajudou na retirada da planta com
parte da raiz e sacos plásticos para transportar as plantas até o local onde o
sistema foi instalado. As plantas e as raízes foram lavadas com água para a
remoção de restos de solo, plantas e contaminantes. Em seguida duas plantas
foram inseridas no sistema (Figura 11).
Figura 11 – Sistema de wetland com a Taboa
A adaptação das plantas ocorreu durante 3 semanas entre os meses de
abril e maio de 2016 com uma vazão de 2L/dia. Foram utilizadas lâmpadas
fluorescentes para a obtenção de luz, no que ficavam acesas 12 horas por dia.
Na primeira semana foi adicionada apenas água, na segunda semana
25% do efluente bruto e na terceira semana com 50%. Após a fase de
aclimação, uma das plantas apresentou sinal de não adaptação no sistema,
provavelmente devido a algum erro na coleta da mesma, em seu transporte ou a não adaptação à carga de efluente inserida no sistema.
Durante esse período, observou-se a evolução das plantas e o
surgimento de uma nova Taboa. No fim do período de adaptação, foi feito a
poda na parte superior das plantas, pois estavam amareladas. O corte teve como objetivo favorecer a eficiência de remoção das macrófitas.
34
3.6 Operação do sistema
A vazão afluente foi medida pelo método de enchimento de um
recipiente conhecido em um determinado tempo e durante todo o experimento
a vazão foi de, aproximadamente, 2L\dia em cada sistema e garantiu um tempo
de detenção hidráulica de 3 dias.
Foram coletas amostras nos dias 23/5, 26/5, 31/5, 03/6, 06/6 e 10/6 no
afluente dos sistemas e nos dias 26/5, 30/5, 2/6, 6/6, 10/6 e 13/6 no efluente
dos sistemas, onde foram realizadas análises para a caracterização e
avaliação do wetland construído. Os parâmetros avaliados foram: pH, DQO e
P.
35
4. RESULTADOS E DISCUSSÃO
4.1 Caracterização do lixiviado bruto
As análises para a caracterização do lixiviado bruto foram realizadas no
laboratório do NPSA. A Tabela 3 mostram os valores máximos, e mínimos do
lixiviado bruto do aterro.
Tabela 3: valores máximos e mínimos do lixiviado bruto do aterro
Parâmetro Mínimo (mg/L)
Média (mg/L)
Máximo (mg/L)
pH 7,8 8,33 8,67
fósforo 16,38 29,04 38,31
DQO 2602,2 3750,6 5358,3 * Com exceção do pH, que é adimensional.
Observando os dados da caracterização da Tabela 3, mostra-se a
necessidade de um tratamento eficaz antes da passagem pelo sistema de
wetland devido às altas cargas de DQO e fósforo, que estão muito acima dos
padrões estabelecidos pela Resolução do CONSEMA n° 128/2006 que é de no máximo 400 mg/L para a DQO e 4 mg/L para o fósforo.
Nos parâmetros analisados, apenas o pH ficou fora da faixa de variação
encontrada por Tchobanoglous (1993), onde o pH variou entre 4,5 e 7,5 em
aterros no Canadá.
4.2 Análises Físico-Químicas
4.2.1 pH
Os resultados obtidos nas medições de pH estão apresentados na
Tabela 4, onde mostra o monitoramento na entrada e saída do sistema .
36
Tabela 4 – Resultados da avaliação de pH
Amostra Data Entrada Saída 0 23/5 8,53 8,41
1 26/5 8,82 8,99
2 31/5 9,05 9,01
3 03/6 9,19 8,88
4 06/6 9,22 9,02
5 10/6 9,19 9,08
Média 9,00 8,898
Os valores de pH variaram na faixa de 8,53 a 9,22 no lixiviado bruto e
8,41 a 9,08 no lixiviado tratado. De acordo com Toniato (2005), após a
passagem pelo leito, os wetlands tendem a levar os valores de pH à
neutralidade.
Sezerino (2005), obteve resultados semelhantes ao encontrado. Ao
analisar efluentes de lagoas facultativas de uma ETE um pH de em média 8,23
que após a passagem pelo sistema de wetland obteve 7,02 unidades. Sezerino
(2006) também destaca que o processo de fotossíntese das plantas pode
favorecer a elevação do pH.
Plentz (2014), através de um sistema de wetland para tratamento de
chorume, demonstrou uma pequena redução do pH em todas as análises
feitas, onde na entrada do sistema observou uma média de 7,69 e na saída
7,53 unidades. Mostrando que o pH, após passar pelo sistema, tem um
pequena tendência a levar os valores à neutralidade.
No experimento, a maioria das amostras, assim como na média,
mostraram valores de saída menores aos de entrada, como pode ser observado na Figura 12.
37
Figura 12 - Representação gráfica dos valores de pH na entrada e saída do wetland.
Podemos observar no gráfico que apenas no dia 26/5 (amostra 1) o valor
do pH de saída ficou maior ao de entrada. Nas amostras 2,4 e 5 os valores de
pH encontram-se acima da faixa permitida pela Resolução CONSEMA N
128/2006 para emissão de efluentes em águas superficiais, ou seja, entre 5,0 e 9,0.
4.2.2 Fósforo
Os resultados obtidos nas medições de fósforo estão apresentados na
Tabela 5, onde mostra o monitoramento na entrada e saída do sistema.
6
6.5
7
7.5
8
8.5
9
9.5
0 1 2 3 4 5 6
pH
Amostra
entrada
saída
38
Tabela 5 - Resultados na avaliação de fósforo
Amostra Data Entrada (mg/L)
Saída (mg/L)
Eficiência de Remoção (%)
0 23/5 18,22 16,95 7,00
1 26/5 24,65 20,39 17,28
2 31/5 31,89 33,14 -3,94
3 3/6 38,31 34,29 10,48
4 6/6 30,28 30,29 -0,04
5 10/6 26,56 23,04 13,24
Média 28,32 26,35 7,34
Podemos observar na tabela 5, que as amostras 0, 1, 3 e 5 tiveram uma
redução de 1,28 mg/L, 4,26 mg/L, 4,02 mg/L, 3,52 mg/L, respectivamente, com uma eficiência média de remoção de 7,34%.
Valentim (1999) obteve baixa remoção de fósforo operando leitos
cultivados com Typha, com 4,5 dias de tempo de detenção hidráulica, com
remoção entre 13 e 29%.
BORDIN (2010), apresentou uma média de remoção de fósforo
semelhante à encontrada. A autora obteve uma remoção de fósforo de 2,5
mg/L e uma eficiência média de remoção de 15,5%. A autora ainda descreve
que efluentes com altas taxas e cargas de fósforo podem ser impróprios para
serem tratados em wetlands construídos.
ORMONDE (2012), com uma concentração média de fósforo no afluente
do sistema de wetland de 2,54 mg/L, obteve uma remoção média de 1,52 mg/L
com uma eficiência de remoção de 59,79%. A autora notou que as amostras
dos primeiros meses tiveram uma remoção de fósforo maior se comparado aos
últimos meses do experimento. Sousa (2004), observou que nos primeiros
meses, a remoção de fósforo em sistemas de wetland podem chegar a 90%,
39
decaindo significativamente nos meses seguintes, podendo chegar a produzir
efluente com concentrações de fósforo maiores que a do afluente.
Comparando os resultados obtidos com outros autores, podemos
verificar que a remoção de fósforo foi bastante semelhante, porém a eficiência
do sistema ficou abaixo do esperado. Isso pode ter ocorrido devido às altas
cargas de fósforo do efluente, que eram bastante superiores aos outros
trabalhos.
Podemos observar a variação do fósforo na entrada e saída do sistema no gráfico 13:
Figura 13 - Representação gráfica dos valores de fósforo na entrada e saída do wetland.
Os índices de Fósforo tanto no efluente bruto quanto no efluente tratado
apresentaram valores acima dos padrões estabelecidos pela Resolução
CONSEMA nº. 128/2006, não podendo o efluente ser despejado em corpos
hídricos.
4.2.3 DQO
Os resultados obtidos nas medições de DQO estão apresentados na Tabela 4, onde mostra o monitoramento na entrada e saída do sistema.
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
0 1 2 3 4 5 6
mg/L
Amostra
entrada
saída
40
Tabela 6 - Resultados na avaliação de DQO
Amostra Data Entrada (mg/L)
Saída (mg/L)
Eficiência de Remoção (%)
0 23/5 2426,67 2118,38 12,70 1 26/5 2560,00 2367,60 7,52 2 31/5 1142,86 1123,81 1,67 3 3/6 3135,13 2492,21 20,51 4 6/6 3843,61 3239,88 15,71 5 10/6 4903,91 4506,30 8,11 Média 3002,03 2641,363 11,03
Podemos observar na Tabela 6, que as amostras 0, 1, 2, 3, 4 e 5 tiveram
uma redução de 308,29 mg/L, 192,40 mg/L, 19,05 mg/L, 642,92 mg/L, 603,73
mg/L e 397,61 mg/L, respectivamente, com uma eficiência média de remoção de 11,03%.
BORDIN (2010), obteve uma remoção média de 520 mg/L e uma eficiência
média de remoção de 21,5% com um sistema de wetland para tratamento de
lixiviado. O resultado foi semelhante ao encontrado nesse trabalho, porém, com
uma melhor eficiência. O autor descreve que efluentes com altas cargas de
DQO podem ser impróprios para serem tratados em wetlands devido às baixas
remoções verificada pelo sistema.
Wendt (2014), observou uma mudança drástica na remoção de DQO
com diferentes tempos de detenção hidráulica. Com um TDH de 6,7 dias ela
obteve uma remoção média de 606 mg/L com uma eficiência média de
remoção de 70,2%, porém, com um TDH de 3,35 dias ela obteve uma remoção
média de 101,6 mg/L com uma eficiência média de remoção de 17%. Com um
TDH de 3,35 dias, nota-se uma eficiência semelhante às analises desse
trabalho, onde, com um TDH de 3 dias, obteve-se uma eficiência de 11,03%.
ORMONDE (2012), analisou o uso de um wetland para efluentes com
baixas cargas de DQO e observou uma eficiência média de 63% na remoção
de DQO após a passagem pelo sistema, com uma remoção de 134,8 mg/L.
Comparando os resultados obtidos com outros autores, podemos
verificar que a remoção de DQO foi bastante semelhante, porém a eficiência do
41
sistema ficou abaixo do esperado. Isso pode ter ocorrido devido às altas cargas
de DQO do efluente e um baixo TDH no sistema.
Podemos observar a variação de DQO na entrada e saída do sistema no gráfico 14:
Figura 14 - Representação gráfica dos valores de DQO na entrada e saída do wetland.
Os índices de DQO tanto no efluente bruto quanto no efluente tratado
apresentaram valores acima dos padrões estabelecidos pela Resolução
CONSEMA nº. 128/2006, não podendo o efluente ser despejado em corpos
hídricos.
0.00
500.00
1000.00
1500.00
2000.00
2500.00
3000.00
3500.00
4000.00
4500.00
5000.00
0 1 2 3 4 5 6
mg/L
Amostra
Entrada
Saída
42
5. CONCLUSÃO
O sistema mostrou-se eficiente apenas no parâmetro pH, onde os
resultados obtidos tenderam à neutralidade. A remoção de fósforo foi de 2 mg/L
e apresentou valor de remoção igual aos outros estudos, porém com uma baixa
eficiência de 7,3%, devido a elevada carga da substância. O mesmo aconteceu
para a DQO, onde apresentou uma boa remoção média, para wetland, de
360,5 mg/L, porém com baixa eficiência de 11%.
O experimento apresentou resultados abaixo do esperado. Esses
resultados podem estar relacionados com diversos fatores, conforme vistos na
literatura e em outros estudos, como: baixo TDH, pouco tempo para a
aclimação das plantas, elevada carga de poluente no lixiviado, correntes
preferenciais de caminho do lixiviado e mudanças na constância da vazão.
Como sugestão para trabalhos futuros, sugere-se avaliar eficiência de
um sistema de wetland variando tempos de detenção hidráulica e cargas de
poluentes do lixiviado.
43
6. REFERÊNCIAS
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ANSELMO, A.L.F. & JONES, C.M. Fitorremediação de solos contaminados: O estado da arte. XXV Encontro nacional de Eng. de Produção, Porto Alegre, RS 2005.
AQUINO, Sérgio F. de, Silvana de Queiroz Silva, and Carlos AL Chernicharo. "Considerações práticas sobre o teste de demanda química de oxigênio (DQO) aplicado a análise de efluentes anaeróbios." Eng. sanit. ambient 11.4 (2006): 295-304.
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