Utilização de wetland construído no pós-tratamento de esgotos domésticos pré-tratados em reator UASB

Use of constructed wetland for the post-treatment of domestic sewage anaerobic effluent from UASB reactor

NOTA TÉCNICA

Utilização de wetland construído no pós-tratamento de esgotos domésticos pré-tratados em reator UASB

Use of constructed wetland for the post-treatment of domestic sewage anaerobic effluent from UASB reactor

José Tavares de Sousa^I; Adrianus van Haandel^II; Eduardo Pedroza da Cunha Lima^III; Israel Nunes Henrique^IV

^IProf. Doutor da Universidade Estadual da Paraíba - UEPB. Coordenador do PRODEMA, UFPB/UEPB

^IIProf. Pós-doutorado da Universidade Federal da Paraíba. Coordenador do PROSAB/UFPB

^IIIMestre em Desenvolvimento e Meio Ambiente - PRODEMA UFPB/UEPB

^IVMestrando em Desenvolvimento e Meio Ambiente - PRODEMA UFPB/UEPB

^{Endereço para correspondência}

RESUMO

Este trabalho relata o desempenho de três sistemas wetland, operados com efluente proveniente de reator UASB, no que se refere à remoção de nutrientes, organismos patogênicos e material carbonáceo, durante três anos de monitoramento. A eficiência da remoção de material carbonáceo variou de 70 a 86%; o efluente produzido expresso em DQO manteve-se na média de 60mg.L^-1. A remoção de nitrogênio e fósforo, durante o primeiro ano de operação, foi considerável, 66 e 86% respectivamente O wetland vegetado apresentou maior eficiência na redução de coliformes termotolerantes, quando comparado ao wetland não vegetado, ambos operados com a mesma carga hidráulica (23 mm. dia^-1). No entanto a análise de variância confirma que não há diferença significativa em relação à redução de coliformes entre um e outro.

Palavras-chave:Wetland construído, macrófitas,pós-tratamento, esgoto doméstico

ABSTRACT

In this investigation the performance of three wetland systems, operated with UASB effluent was evaluated with respect to removal of nutrients, pathogens, as well as carbonaceous matter over a three years period. The efficiency of carbonaceous material removal varied from 70 to 86%; the produced effluent maintained an average value of 60mg.L^-1. The removal of nitrogen and phosphorus during the first year of operation was considerable, 66 and 86% respectively. The wetland with vegetation produced effluent with a higher removal efficiency of thermo-tolerant Coliforms than units without vegetation, when both were operated with the same hydraulic load (23 mm d^-1). However, variance analysis confirmed that there was no significant difference between the coliform removal efficiencies in the systems with and without vegetation.

Keywords: Constructed wetland, macrophytes,post-treatment, domestic sewage.

INTRODUÇÃO

O aumento do consumo de água nos centros urbanos gera, simultaneamente, um maior volume de esgotos sanitários. Estes, por sua vez, exigem uma destinação adequada; caso contrário, haverá o risco de poluição do solo e contaminação dos ecossistemas aquáticos. Essa realidade corrobora a necessidade urgente de se desenvolverem e adaptarem tecnologias economicamente viáveis de tratamento de águas residuárias.

Nesse sentido, a utilização do reator anaeróbio de fluxo ascendente com manta de lodo (UASB), em regiões de clima quente, poderá ser uma solução para o tratamento secundário de esgotos, uma vez que esse reator, quando operado adequadamente, remove DQO e DBO₅ com eficiência superior a 60 e 70%, respectivamente, com tempo de detenção hidráulica curto, 0,25 dia. No entanto, é necessário que o efluente advindo do UASB seja submetido a um pós-tratamento a fim de remover, sobretudo, nutrientes (nitrogênio e fósforo) e organismos patogênicos.

Nos vários estudos já realizados na tentativa de pós-tratar efluente anaeróbio, o sistema wetland destaca-se pela sua capacidade de remover carga poluidora, manter a conservação dos ecossistemas terrestres e aquáticos, reduzir o aquecimento global da terra, fixar o carbono do meio ambiente, mantendo o equilíbrio do CO₂, além de conservar a biodiversidade ( Denny, 1997 ).

No contexto de tratamento de águas residuárias, wetland são ecossistemas que funcionam como receptores de águas naturais e águas produzidas por atividades antrópicas. Os wetland naturais são conhecidos como terras úmidas, brejos, várzeas, pântanos, manguezais e lagos rasos.

Os wetland construídos são sistemas artificialmente projetados para utilizar plantas aquáticas (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 águas residuárias (Sousa et al., 2000; Sousa et al., 2003 ).

As macrófitas aquáticas utilizadas nos sistemas wetland construídos podem ser de dois tipos: emergentes e flutuantes. Para escolhê-las, deve-se observar os seguintes critérios: fácil propagação e crescimento rápido; alta capacidade de absorção de poluentes; tolerância a ambiente eutrofizado; fácil colheita e manejo e valor econômico.

Especificamente no Nordeste do Brasil, região onde a irradiação solar é constante durante quase todo o ano, condição que favorece o processo fotossintético das macrófitas, a utilização de sistemas wetland pode ser uma tecnologia viável, já que foram positivos os resultados dos estudos sobre a aplicabilidade de sistemas wetland construídos com fluxos subsuperficiais no pós-tratamento de efluente de reatores anaeróbios (Sousa et al., 2001; Sousa et al., 2003). Os estudos de Ceballos et al. (2000) e Meira (2002) também apresentaram resultados satisfatórios sobre outros sistemas wetland vegetados, construídos com leito de brita, para o tratamento de água superficial poluída.

Esse trabalho apresenta os resultados de desempenho de três sistemas wetland operados com efluentes advindos de reator UASB, no que se refere à remoção de nutrientes (nitrogênio e fósforo), organismos patogênicos e matéria carbonácea remanescente, durante três anos de monitoramento.

MATERIAL E MÉTODOS

O experimento foi instalado e conduzido em área pertencente à Companhia de Águas e Esgotos do Estado da Paraíba (CAGEPA), onde se localiza a Estação de Tratamento Biológico de Esgotos (EXTRABES) e desenvolve-se o Programa de Pesquisa em Saneamento Básico (PROSAB), no município de Campina Grande – PB, situado entre as coordenadas geográficas de 07º 13' S e 35º 52 W, com altitude de 550 m acima do nível do mar.

O sistema de tratamento constituiu-se de duas unidades: para a primeira, foi utilizado um reator anaeróbio de fluxo ascendente com manta de lodo (UASB). Para a segunda, foram construídos três sistemas wetland de alvenaria, revestidos internamente com massa impermeabilizante, com área de 10m² cada um. Com o objetivo de otimizar a distribuição dos fluxos de entrada e saída em cada sistema, depositou-se uma camada de cascalho de 40cm de largura por 60cm de altura, com granulometria variando de 15 a 20 mm.

O efluente proveniente do UASB vinha, por gravidade, até uma caixa de 100L de capacidade e, através de bomba peristáltica, era recalcado para os sistemas wetland onde eram alimentados continuamente de forma subsuperficial. As vazões, que eram controladas no início e no final de cada dia, foram diferenciadas em cada sistema.

Os três sistemas wetland foram monitorados durante trinta e seis meses. Todos continham como substrato, areia lavada com granulometria variando de 2,88 a 4,8mm, formando uma camada de 60cm. Os wetland 2 e 3 eram vegetados com macrófitas do tipo Juncus spp, apresentando uma densidade de 25 propágulos vegetativos por metro quadrado, enquanto o wetland 1 não era vegetado e continha apenas areia. As características físicas e operacionais do reator UASB e dos sistemas wetland, bem como os principais parâmetros do efluente do UASB, são apresentadas nas Tabelas 1 e 2, respectivamente.

Os parâmetros analisados para verificar a eficiência do sistema, durante o monitoramento, foram: temperatura, pH, DQO, N-NH⁺_4, NTK, fósforo total, condutividade elétrica, coliformes termotolerantes e estreptococos fecais. Com exceção da primeira determinação, as demais seguiram métodos de análise descritos pelo APHA (1995).

O wetland 1 (não vegetado) foi tomado como parâmetro para o controle do sistema; por isso o wetland 3 foi alimentado com a mesma carga, conseqüentemente, com o mesmo tempo de detenção hidráulica do wetland 1. Esses procedimentos podem ser observados na Tabela 3. A vegetação (Juncus spp) foi monitorada e controlada no ambiente à medida que crescia e, a cada seis meses, efetuava-se o corte das macrófitas.

A diferença entre as médias da eficiência dos tratamentos dos três sistemas wetland, durante os três anos de monitoramento, foram verificadas através da análise de variância (ANOVA).

RESULTADOS E DISCUSSÃO

Carga aplicada ao sistema wetland

As análises laboratoriais foram realizadas semanalmente, durante os três anos de operação do sistema. A Tabela 4 apresenta os valores médios da carga aplicada de DQO, fósforo e Nitrogênio Total Kjeldhal (NTK) durante todo o período de operação.

Observa-se, nessa Tabela, que a carga aplicada de DQO variou de 5,01 a 9,45g DQO.m^-2. dia ^-1 e a de nitrogênio permaneceu entre 1,16 e 1,93 g NTK.m^-2.dia ^–1 ; já a carga de fósforo oscilou entre 0,15 e 0,22 g P.m^-2.dia ^–1. Cargas superiores foram aplicadas por Batchelor & Loots (1997), Sousa et al. (2001) e Sezerino et al. (2003). Esse último, tratando águas residuárias provenientes de pocilga, aplicou ao sistema wetland cargas de nitrogênio e fósforo dez vezes maiores, e a remoção foi satisfatória.

Fatores hidrológicos como precipitação, infiltração, evapotranspiração, taxa de carregamento hidráulico e profundidade interferem na eficiência do desempenho do sistema wetland. Foi observado que, em alguns meses do ano, quando a temperatura variava entre 30 e 34 º C, cerca de 50% da carga hidráulica afluente se perdia devido à evapotranspiração.

Matéria orgânica

O wetland construído remove satisfatoriamente matéria orgânica e sólidos suspensos. É um sistema de estrutura simples e de fácil manejo, embora apresente obstruções no volume de vazios do substrato, devido à acumulação de lodo durante a operação. A sedimentação e a retenção desse lodo ocorre, geralmente, em razão da baixa velocidade de escoamento da água no sistema wetland.

Observa-se, na Figura 1, que a eficiência da remoção da matéria carbonácea, expressa como DQO, variou de 70 a 86%. Os valores médios da concentração da demanda química de oxigênio dos efluentes nos três sistemas wetland, durante os três anos de monitoramento, não mostraram diferenças significativas (p >0,05) entre eles, embora o efluente produzido no sistema wetland não vegetado tenha apresentado valores de DQO um pouco superiores ao vegetado, mesmo tendo sido operados com a mesma taxa de aplicação hidráulica (23mm. dia^-1). Esse fato permite a constatação de que as macrófitas não tiveram influência significativa na remoção de matéria orgânica.

Destaca-se que as macrófitas (Juncus sp) presentes no sistema wetland necessitavam de manejo (corte) a cada seis meses e, à medida que o corte era realizado, ocorria a invasão de outras plantas, com, por exemplo, papiro. As macrófitas podem ser utilizadas como material para adubação verde na agricultura, uma vez que as mesmas contêm nutrientes, sobretudo, nitrogênio e fósforo.

O custo de construção do sistema wetland é similar ao custo de construção de lagoas de estabilização. A vantagem da utilização do primeiro reside justamente na qualidade do efluente, que apresenta baixa concentração de DQO (60mg. L^-1), alta concentração de nutrientes e pH em torno de 7,5. Efluentes com essas características podem ser utilizados na irrigação da maioria das culturas.

Remoção de Nitrogênio

A Figura 2 apresenta os valores médios dos efluentes do reator UASB e dos três sistemas wetland, durante os três anos de monitoramento. Observa-se que, no primeiro ano de operação, a eficiência de remoção de NTK foi considerável nos dois sistemas vegetados; após esse período, ela diminuiu em ambos os sistemas.

A análise dos dados médios, feita a cada seis meses, mostra que a remoção de nitrogênio não ocorreu de forma linear, mas variou durante o período de monitoramento. Essas oscilações devem-se, supostamente, ao ciclo vegetativo da planta aquática que, na fase de envelhecimento (Juncus sp), não absorve nutrientes com a mesma proporção da sua fase de crescimento (Sousa et al., 2000).

A análise de variância em termo de significância de 5% mostra que há diferença significativa (p<0,05) entre os três sistemas, um não vegetado, dois vegetados. Nos três anos de operação, ficou evidente que a presença de macrófita, sobretudo no sistema wetland 3, teve importância na remoção de nutrientes; no entanto, à medida que aumentou o tempo de operação, diminuiu a eficiência de remoção do NTK, conforme os dados apresentados na Figura 2.

Remoção de Fósforo

A Figura 3 apresenta o comportamento do efluente do reator UASB e dos três sistemas wetland, durante o monitoramento. Observa-se que, nos primeiros seis meses, os efluentes produzidos pelos sistemas wetland apresentavam baixa concentração de fósforo, menos de 0,5 mg P.L^-1 para o wetland 3 e cerca 0,7 mg P.L ¹ para o wetland 2. No entanto, nota-se que a remoção de fósforo não ocorreu uniformemente. No primeiro ano de operação, a remoção foi máxima: 82 e 90% para os wetland 2 e 3 respectivamente, decaindo substancialmente nos anos seguintes, chegando, inclusive, em alguns dias, a produzir efluente com concentração de fósforo maior que a do afluente. Finalmente, no terceiro ano, a eficiência de remoção foi baixa (Figura 3).

A remoção de fósforo no sistema wetland ocorre pela precipitação química, pela adsorção, pela assimilação dos vegetais e biofilmes formados no substrato e no sistema radicular da vegetação.

Sabe-se que o fósforo solúvel é facilmente absorvido pelos sistemas radiculares das plantas aquáticas. Já a fração pouco solúvel associa-se ao ferro, ao alumínio e ao cálcio, tornando-se pouco assimilável pela planta, bem como pelos microrganismos. Durante o experimento, o pH, no sistema vegetado, variou entre 7,0 e 7,5, faixa que favorece a precipitação química de fósforo associado a compostos de cálcio (Metcalf & Eddy, 1991). Dessa forma, a taxa de adsorção de compostos de fósforo é controlada pelo pH e pelo potencial de oxidação do próprio substrato (Reddy & D'Ângelo, 1997; Sousa et al., 2003).

Assim sendo, à medida que aumenta o tempo de operação, a tendência do sistema é tornar-se saturado de compostos de fósforo e, conseqüentemente, ocorre a diminuição da eficiência de remoção. Provavelmente, essa diminuição deve-se à saturação do substrato (areia lavável) com compostos de fósforo precipitados (Tanner et al.,1999; Sousa et al.,2001).

Redução de coliformes termotolerantes

Observa-se, na Figura 4, que, durante o primeiro ano de operação, os wetland 1 e 3, ambos monitorados com a mesma carga aplicada (23 mm/dia), produziram efluentes com coliformes termotolerantes similares, do ponto de vista da ordem de grandeza (10³ UFC/ 100mL). No entanto, a partir desse período, o efluente do sistema não vegetado (wetland 1) manteve-se na média de 10⁴ UFC/ 100mL, enquanto o vegetado (wetland 3) produziu efluente com concentração de coliformes em torno de 10³ UFC/ 100mL.

Essa evidência vem corroborar experiências realizadas por Rivera et al. (1995), Sousa et al. (2001) e Meira, et al. (2001), que constataram a influência da presença de macrófitas na redução de coliformes. Mesmo observada essa redução de coliformes, a análise de variância confirmou que não há diferença significativa (p>0,05) entre o wetland vegetado e o não vegetado.

O mecanismo de redução de coliformes termotolerantes e totais ocorre devido à combinação de fatores físicos, químicos e biológicos. Os fatores físicos incluem: mecanismo de filtração através da densidade das plantas, fixação de biofilme no substrato e nas macrófitas e sedimentação propriamente dita. Já os fatores químicos envolvem oxidação, efeito biocida resultante do material excretado por algumas macrófitas e adsorção da matéria orgânica. Finalmente, o mecanismo biológico, segundo Rivera et al.(1995), inclui produção e efusão de substâncias químicas no ambiente que impedem o desenvolvimento de outros organismos (antibiose), predação por nematóides e parasitas, ataque por lises de bactérias e morte natural.

CONCLUSÕES

No primeiro ano de monitoramento do sistema wetland, constatou-se que a eficiência da remoção de nutrientes foi satisfatória (60 e 80% de nitrogênio e fósforo, respectivamente), provavelmente devido aos fenômenos de adsorção, complexação e precipitação das formas de fósforo e da acumulação de lodo nas frações dos vazios da areia. A partir do segundo ano, observou-se um significativo decaimento da remoção de fósforo, fenômeno que, provavelmente, resulta da saturação do meio por fósforo. Com relação ao decaimento da eficiência do nitrogênio, presume-se que seja uma decorrência do envelhecimento das plantas aquáticas, no momento em que se dá a estabilização da necessidade de nutrientes.

Durante os três anos de monitoramento, a eficiência da remoção de matéria carbonácea, expressa como DQO, variou de 70 a 86% nos três sistemas wetland, não se observando diferenças significativas (p>0,05) entre os sistemas wetland vegetados e o não vegetado.

Nas condições do experimento, a remoção de fósforo em sistema wetland contendo areia lavada como substrato diminuiu, à medida que aumentou o tempo de operação do sistema. Nos meses iniciais, a remoção foi máxima (eficiência de 90%). Entretanto, essa eficiência tendeu a diminuir nos meses subseqüentes.

O wetland vegetado apresentou maior eficiência para a redução de coliformes termotolerantes (da ordem de 4 unidades logarítmicas), ao ser comparado com o wetland não vegetado (da ordem de 3 unidades logarítmicas), ambos operados com a mesma carga hidráulica (23 mm. dia^-1). O efluente produzido durante os três anos no wetland vegetado manteve-se variando entre 800 e 2000 UFC/100 mL. Dessa forma, esse efluente pode ser destinado à irrigação de culturas não consumidas cruas.

Recebido: 08/03/04 Aceito: 05/08/04

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Datas de Publicação

• Publicação nesta coleção
  27 Jul 2005
• Data do Fascículo
  Dez 2004

Histórico

• Aceito
  05 Ago 2004
• Recebido
  08 Mar 2004