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Avaliação do desempenho de leitos de macrófitas face à
aplicação de cargas orgânicas crescentes
Miguel Marques Santos Soares
Dissertação para obtenção do Grau de Mestre em
Engenharia Civil
Júri
Presidente: Prof. António Jorge Silva Guerreiro Monteiro
Orientador: Profa Ana Fonseca Galvão
Vogais: Prof. José Manuel de Saldanha Gonçalves Matos
Outubro de 2012
Agradecimentos
É com satisfação que finalizo mais uma importante etapa da minha vida e que culmina com
este trabalho desenvolvido ao longo de todo um ano.
Embora, pela sua finalidade, seja um trabalho individual, houve colaborações de diversa
natureza que contribuíram para este resultado final.
Não posso de deixar de expressar a minha gratidão e apreço à professora e orientadora Ana
Galvão, pelos ensinamentos e disponibilidade que sempre me dispensou
Aos professores António Monteiro, Eduardo Ribeiro de Sousa e Filipa Ferreira que, embora não
tenham colaborado directamente para esta dissertação, foram também muito importantes na
transmissão de conhecimentos base, tendo sido um estímulo permanente para o meu
progressivo aperfeiçoamento académico.
Por fim, queria também agradecer o forte apoio da família e amigos, que tornaram toda esta
caminhada mais fácil.
Este estudo foi desenvolvido no âmbito do projecto TRUST – Transitions to the Urban Water
Services of Tomorrow, financiado pelo 7º Programa Quadro.
“The aim of science is not to open the door to infinite wisdom, but to set a limit to infinite error.”
Bertolt Brecht
Resumo
A utilização de leitos de macrófitas constitui uma alternativa sustentável para o tratamento de
águas residuais, sendo frequentemente recomendada para utilização em pequenos
aglomerados. Esta tecnologia tem vindo também a ser recomendada, nomeadamente para
aplicação em locais com caudais e cargas poluentes muito variáveis, como as que decorrem da
exploração de parques de campismo e de hotéis, sendo descrita como robusta e resiliente para
fazer face a essas variações.
O objectivo da presente dissertação consiste em estudar a influência da carga orgânica no
desempenho de leitos de macrófitas de escoamento sub-superficial horizontal, tendo para isso
sido analisado o desempenho de uma instalação experimental face ao aumento sucessivo das
cargas orgânicas afluentes.
Verificou-se uma boa resposta do sistema a esses aumentos, o que evidencia que estes leitos
poderão ser utilizados com sucesso para eventos de maior carga orgânica afluente, quando
comparado com os valores normalmente mencionados na literatura.
O estudo demonstra também que as plantas poderão ter um contributo importante na remoção
de matéria orgânica, com especial destaque para os dias após o aumento de carga orgânica
afluente.
Palavras-chave: leitos de macrófitas, biofilme, carga orgânica, eficiência de remoção.
Abstract
The use of constructed wetlands is a sustainable alternative for the treatment of wastewater and
they are often recommended for using in small settlements. This technology has also been
recommended for application in locations were flow rates and pollutant loads vary widely, such
as those arising from the exploitation of campsites and hotels, and it is being described as
robust and resilient to cope with those variations.
The objective of this work consists of studying the influence of the organic load in the
performance of constructed wetlands with subsurface horizontal flow. It was analysed the
performance of three experimental constructed wetlands when increasing the organic load
applied to the system.
The study showed a good response of the system to the increase of the affluent organic load,
which indicates that these beds can be used successfully for high organic load events when
compared with the values usually mentioned in the literature.
The study also demonstrates that plants may have an important contribution to the removal of
organic matter, with particular emphasis on the days after the affluent organic load increase.
Keywords: constructed wetlands, biofilm, organic load, removal efficiency.
i
Índice do texto
1. Introdução ....................................................................................................................... 1
1.1. Motivação do tema e objectivos ............................................................................ 1
1.2. Estrutura da dissertação ........................................................................................ 3
2. Caracterização dos leitos de macrófitas....................................................................... 5
2.1. Classificação ........................................................................................................... 5
2.1.1. Escoamento superficial ................................................................................... 6
2.1.2. Escoamento sub-superficial ........................................................................... 7
2.1.3. Sistemas híbridos ............................................................................................ 9
2.2. Vantagens face aos sistemas convencionais ..................................................... 10
3. Leitos de macrófitas de escoamento sub-superficial horizontal ............................... 11
3.1. Remoção de matéria orgânica ............................................................................. 11
3.1.1. Principais mecanismos envolvidos .............................................................. 11
3.1.2. Influência da temperatura ............................................................................. 13
3.2. Remoção de azoto ................................................................................................ 18
3.3. Remoção de fósforo ............................................................................................. 19
3.4. Remoção de microrganismos patogénicos ........................................................ 20
3.5. Principais características dos leitos .................................................................... 20
3.5.1. Meio de enchimento ...................................................................................... 20
3.5.2. Impermeabilização ........................................................................................ 22
3.5.3. Inclinação do fundo ....................................................................................... 23
3.5.4. Razão entre comprimento e largura ............................................................ 23
3.5.5. Profundidade do meio de enchimento e do nível de água ........................ 23
3.5.6. Tubagem de entrada e saída ....................................................................... 24
3.5.7. Importância das plantas................................................................................ 25
3.6. Colmatação ........................................................................................................... 30
3.7. Impactos da evapotranspiração e precipitação .................................................. 31
3.8. Métodos de dimensionamento ............................................................................. 32
4. Estudo da influência da carga orgânica no comportamento de leitos de macrófitas
37
4.1. Notas introdutórias ................................................................................................ 37
4.2. Descrição da instalação experimental ................................................................ 41
4.3. Operação da instalação experimental................................................................. 42
ii
4.3.1. Cronograma das actividades experimentais ............................................... 42
4.3.2. Descrição das diferentes fases de alimentação e composição do esgoto
sintético 42
4.3.3. Monitorização ..................................................................................................... 45
4.4. Discussão e análise dos resultados .................................................................... 45
4.4.1. Parâmetros físico-químicos .......................................................................... 45
4.4.2. Evolução da CQO ......................................................................................... 50
4.4.3. Comparação com outros estudos ................................................................ 61
4.4.4. Qualidade da água - viabilidade da tecnologia leitos de macrófitas ......... 69
5. Conclusões ................................................................................................................... 73
Referências bibliográficas ................................................................................................... 77
Anexos .................................................................................................................................. 85
iii
Índice de Figuras
Figura 1- Tipos de macrófitas (adaptado do website
http://www.ufscar.br/~probio/info_macrof.html) .................................................................... 5
Figura 2- Perfil esquemático de um leito de macrófitas de escoamento superficial de
profundidade variável (adaptado de USEPA, 2000).................................................................... 6
Figura 3- Perfil esquemático de um leito de macrófitas emergentes de escoamento superficial,
de profundidade constante (adaptado de Wallace e Knight, 2006). ........................................... 7
Figura 4- Perfil esquemático de um leito de macrófitas flutuantes de escoamento superficial,
de profundidade constante (adaptado de Wallace e Knight, 2006). ........................................... 7
Figura 5-- Perfil esquemático de um leito de macrófitas submersas de escoamento superficial,
de profundidade constante (adaptado de Wallace e Knight, 2006). ........................................... 7
Figura 6- Perfil esquemático de um leito de macrófitas de escoamento sub-superficial vertical
(adaptado de Mavioso, 2010).................................................................................................... 8
Figura 7- Perfil esquemático de um leito de macrófitas de escoamento sub-superficial
horizontal (adaptado de Mavioso, 2010). .................................................................................. 9
Figura 8 – Ciclo sazonal de sólidos suspensos totais, SST e CBO num leito de macrófitas
(adaptado de USEPA, 2000) .................................................................................................... 15
Figura 9 – CQO efluente dos diferentes leitos do estudo, em função da temperatura e para TRH
de 1,6 e 20 dias, adaptado do estudo de Stein et al (2006). ..................................................... 17
Figura 10 – CQO efluente dos diferentes leitos em função do TRH e para uma temperatura de 4
e 24oC, adaptado do estudo de Taylor et al (2010). ................................................................. 17
Figura 11- Perfil esquemático de um leito de macrófitas de escoamento sub-superficial
horizontal (adaptado de USEPA, 2000) .................................................................................... 22
Figura 12- Impermeabilização com tela de polietileno, Sistema da Covilhã, 2000 (Seco, 2008) 23
Figura 13- Typhas (em cima, à esquerda), Juncus (em cima, à direita), Scirpus (em baixo, à
esquerda) e Phragmites (em baixo, à direita). ......................................................................... 25
Figura 14 – Leitos de macrófitas de Salamonde (2005), em cima, e de Rossas (2005), em baixo
(Oliveira, 2007) ....................................................................................................................... 27
Figura 15 – Taxa de crescimento de microorganismos, , em função do substrato disponível, S
(adaptado de
http://www.hypertextbookshop.com/biofilmbook/v004/r003/contents/chapters/chapter002/
section002/black/page001.html). ........................................................................................... 34
Figura 16 – Evolução da concentração efluente com o aumento do TRH, do estudo de Taylor et
al (2010). ................................................................................................................................ 38
Figura 17 - Evolução da concentração efluente com o aumento do TRH, do estudo de Stein et al
(2006). .................................................................................................................................... 38
Figura 18- Instalação experimental constituída por um leito sem plantas (esq), um leito
plantado com Phragmites Australis (centro) e um leito plantado com Scirpus Lacustris (dir). .. 41
Figura 19- Tubagem de distribuição do afluente ...................................................................... 41
iv
Figura 20- Evolução da concentração da matéria orgânica afluente ao longo da actividade
experimental .......................................................................................................................... 44
Figura 21- Evolução da temperatura ao longo da actividade experimental .............................. 46
Figura 22- Evolução do oxigénio dissolvido ao longo da actividade experimental .................... 46
Figura 23- Evolução da condutividade eléctrica ao longo da actividade experimental .............. 47
Figura 24- Evolução do pH ao longo da actividade experimental ............................................. 48
Figura 25- evolução da CQO ao longo da actividade experimental ........................................... 50
Figura 26 – Percentagem de remoção adicional em relação ao leito sem plantas, para o leito
plantado com Scirpus e com Phragmites, para cada fase. ........................................................ 59
Figura 27- Concentrações efluentes medidas após estabilização dos sistemas em função da
carga orgânica aplicada ........................................................................................................... 63
Figura 28- Todos os valores de concentração efluente obtidos em função da carga aplicada ... 63
Figura 29- Evolução da eficiência com o aumento de carga (adaptado de Matos et al 2010) ... 65
Figura 30- Evolução de todos os valores de eficiência obtidos em função da carga aplicada ao
longo da actividade experimental ........................................................................................... 65
Figura 31- Taxa de remoção em função da carga orgânica aplicada, ao longo da actividade
experimenta ........................................................................................................................... 67
Figura 32- Taxa de remoção média em função da carga orgânica média afluente obtida em
vários estudos ......................................................................................................................... 68
v
Índice de Tabelas
Tabela 1- Concentrações dos diversos constituintes usados na preparação do esgoto sintético e
concentração teórica da CQO, azoto e fósforo. ....................................................................... 43
Tabela 2- Taxa de evapotranspiração, e em percentagem do caudal afluente, registada para o
mês de Julho de 2012.............................................................................................................. 49
Tabela 3- CQO afluente médio para cada fase e eficiências de remoção no início de cada fase e
após estabilização. .................................................................................................................. 51
Tabela 4- Concentrações efluentes máximas, eficiências mínimas e tempo decorrido até ser
alcançada a concentração efluente máxima, para cada fase. ................................................... 52
Tabela 5- Concentrações efluentes mínimas, concentrações médias após estabilização e tempo
até estabilização, para cada fase. ............................................................................................ 52
Tabela 6- Importância das plantas na fase1 ............................................................................. 58
Tabela 7- Importância das plantas na fase 2 ............................................................................ 58
Tabela 8- Importância das plantas na fase 3 ............................................................................ 58
Tabela 9- Importância das plantas na fase 4 ............................................................................ 58
Tabela 10- Concentrações efluentes e eficiência para duas cargas orgânicas afluentes
crescentes, em leitos de macrófitas plantados com Phragmites Australis (Caselles Osorio e
Garcia, 2006; Caselles Osorio et al, 2007). ............................................................................... 61
Tabela 11- Concentrações efluentes e eficiências obtidas para diferentes cargas orgânicas
afluentes em leitos de macrófitas plantados com Phragmites australis (Caselles Osorio e
Garcia, 2007 b). ....................................................................................................................... 62
Tabela 12- Evolução das concentrações efluentes e eficiências após um aumento de carga
orgânica afluente em Janeiro 2008 e uma diminuição em Julho 2008 (Hijosa-Valsero et al,
2010) ...................................................................................................................................... 62
Tabela 13- Taxa de remoção média observada neste estudo para cada fase ............................ 68
Tabela 14- Requisitos para as descargas provenientes das estações de tratamento de águas
residuais urbanas sujeitas às disposições do DL 152/97 ........................................................... 69
vi
1
1. Introdução
1.1. Motivação do tema e objectivos
A água é um bem essencial à vida e à sobrevivência de todos os seres vivos. O grande
crescimento populacional tem vindo a evidenciar que esta se tornará um bem escasso a nível
mundial que urge racionar e reaproveitar. Neste contexto, o tratamento de águas residuais
adquire grande importância por ser essencial à manutenção da qualidade das águas e sua
reutilização, bem como para a manutenção da vida dos organismos desses ambientes.
As águas residuais produzidas nas habitações, comércio e indústria são fontes de poluição que
contém elevadas quantidades de matéria orgânica, não compatíveis com os níveis de
autodepuração da maior parte dos meios receptores. As águas residuais poderão também
conter quantidades elevadas de certos nutrientes tais como o azoto e fósforo, que podem
conduzir à eutrofização das massas de água, microorganismos patogénicos ou produtos
tóxicos (principalmente no caso de águas residuais industriais).
Neste sentido, e para solucionar os problemas de degradação ambiental que têm surgido nos
cursos de água, o conselho europeu rectificou a Directiva 91/271/CEE que foi transposta para a
ordem jurídica interna através do Decreto Lei 152/97, relativamente à recolha, tratamento e
descarga de águas residuais urbanas no meio aquático. A directiva impõe requisitos para a
descarga das águas residuais e a obrigação para as aglomerações de implementar um sistema
colector das águas residuais obrigatoriamente ligado a um sistema de tratamento das mesmas
águas (salvo algumas excepções). Mais recentemente a elaboração do 2º Plano Estratégico de
Abastecimento de Água e Saneamento de Águas Residuais (PEAASAR II) tem como principal
desafio até 2013 servir 90% da população total do país com sistemas públicos de saneamento
e águas residuais.
Perante estas medidas torna-se necessário planear o tratamento das águas residuais
aplicando tecnologias que permitam efectuar o tratamento de uma forma sustentável. Apesar
de existirem inúmeras tecnologias de tratamento de águas residuais adequadas aos grandes
aglomerados, a sua utilização em pequenos aglomerados acarreta geralmente elevados custos
per capita (Seco, 2008). Por este motivo, tem sido habitual nos pequenos aglomerados o uso
de fossas sépticas como órgão de tratamento das águas residuais, normalmente
complementado por um sistema de filtração e/ou infiltração (Seco, 2008).
Uma tecnologia de tratamento de águas residuais que se tem revelado apropriada para
pequenos aglomerados é a dos leitos de macrófitas, pois representa uma solução de
tratamento sustentável, com baixos custos de instalação e manutenção, um perfeito
enquadramento paisagístico e uma boa eficiência. Esta tecnologia procura reproduzir os
processos que ocorrem em sistemas húmidos naturais.
2
De entre os vários tipos de leitos de macrófitas existentes, os mais utilizados em Portugal e na
Europa são os de escoamento sub-superficial horizontal. Neste tipo de leitos o afluente é
descarregado numa das extremidades de um leito preenchido com material poroso,
deslocando-se num movimento predominantemente horizontal. A superfície do leito encontra-
se colonizada por plantas denominadas macrófitas, que se desenvolvem em solos com elevado
teor de água. Estes tipos de leitos apresentam eficiências de remoção de matéria orgânica,
frequentemente caracterizada através da Carência Bioquímica de Oxigénio (CBO) e Carência
Química de Oxigénio (CQO), e sólidos suspensos totais (SST), compatíveis com um grau de
tratamento secundário mas eficiências de remoção de azoto e fósforo geralmente reduzidas.
A purificação da água residual resulta de uma combinação entre a acção das bactérias e o
meio de enchimento, complementado pelas plantas (Truu et al., 2009), sendo os principais
mecanismos de remoção a sedimentação, precipitação, adsorção, decomposição
microbiológica e assimilação microbiológica (Wallace e Knight, 2006).
Em Portugal existe já uma quantidade significativa de ETAR que utilizam os leitos de
macrófitas de escoamento sub-superficial horizontal no tratamento de águas residuais
domésticas tendo-se registado valores médios de remoção de 85% para CBO, de 77% para
CQO e 82% para SST (Seco, 2008). Face à eficiência desta tecnologia, a sua aplicação em
Portugal torna-se atractiva, sobretudo em zonas rurais, uma vez que no nosso país existe um
grande número de pequenos aglomerados dispersos, onde a construção de sistemas
centralizados com ETAR convencionais é mais onerosa.
A matéria orgânica removida nos leitos de macrófitas pode ser analisada através da carga
orgânica. A carga orgânica representa a matéria orgânica presente na água por unidade de
área superficial do leito e por unidade de tempo.
O objectivo deste estudo consistiu na análise da influência da carga orgânica aplicada no
desempenho de leitos de macrófitas de escoamento sub-superficial horizontal. As experiências
foram realizadas em laboratório, utilizando microcosmos que reproduzem os leitos reais.
Apesar de os leitos de macrófitas serem identificados como sistemas de tratamento robustos,
recomendados para o tratamento de efluentes de parques de campismo ou hotéis, onde a
variabilidade de caudais e concentrações pode ser significativa (Masi et al., 2007), ou para
efluentes de suiniculturas, com elevadas cargas orgânicas (Lee et al., 2004), a compreensão
do desempenho e capacidade de adaptação destes sistemas face a elevadas cargas
orgânicas, com aumentos significativos de caudais e cargas poluentes, encontra-se ainda
numa etapa inicial de desenvolvimento, dado que a maioria dos estudos não aborda a resposta
do sistema, face a períodos de variação de condições operacionais (Galvão e Matos, 2010).
Em Portugal, eventos semelhantes ocorrem em pequenas povoações, onde as variações
significativas de caudal e de cargas orgânicas, num curto período de tempo, normalmente
resultam da contribuição de populações flutuantes em determinadas épocas do ano (Natal,
3
Páscoa, período de verão) (Galvão e Matos, 2010). Deste modo, o estudo de seguida
apresentado poderá contribuir para uma melhor compreensão do desempenho dos leitos de
macrófitas face ao aumento sucessivo de cargas afluentes.
A análise da carga orgânica aplicada torna-se também importante porque, para além de ter
influência na eficiência de tratamento, constitui um dos critérios de dimensionamento propostos
na literatura (USEPA 2000; Wood, 1995; TVA, 1993, citado por USEPA, 2000). A consideração
de valores mais elevados de carga orgânica afluente que os mencionados na literatura, para o
dimensionamento dos leitos, poderá originar reduções significativas da sua área de
implantação, um factor importante a considerar, visto estes leitos serem normalmente
associados a grandes extensões de terreno, sendo que muitas das vezes essa área não está
disponível ou é onerosa.
1.2. Estrutura da dissertação
Para apresentação deste estudo organizou-se a dissertação em 5 capítulos:
No capítulo 1 efectuou-se um enquadramento geral do tema e destacou-se o objectivo deste
trabalho.
No capítulo 2 efectua-se uma descrição dos vários tipos de leitos de macrófitas existentes e as
suas vantagens face aos sistemas de tratamento convencionais.
No capítulo 3 efectua-se uma caracterização mais pormenorizada dos leitos de macrófitas de
escoamento sub-superficial horizontal, sobre os quais incidiu o trabalho de investigação
realizado.
O capítulo 4 visa explicar e discutir a influência da carga orgânica no comportamento dos leitos
de macrófitas de escoamento sub-superficial horizontal, assunto que constitui o objecto de
estudo do trabalho de investigação. Neste capítulo são apresentados e discutidos os resultados
do trabalho experimental, bem como de outros estudos de outros autores.
Por fim, no capítulo 5 são resumidas as principais conclusões obtidas através do trabalho
experimental efectuado.
4
5
2. Caracterização dos leitos de macrófitas
Nas últimas décadas tem vindo a adquirir importância, no tratamento de águas residuais, a
tecnologia de zonas húmidas construídas, também designadas por leitos de macrófitas, lagoas
de macrófitas ou Fito-ETAR. Esta tecnologia baseou-se nos processos que ocorrem nas zonas
húmidas naturais. As zonas húmidas naturais têm sido provavelmente utilizadas no tratamento
das águas residuais desde que estas são recolhidas por sistemas colectores, havendo
documentação dessa utilização que remonta a 1912 (Kadlec e Knight,1996).
Os leitos de macrófitas são colonizados por plantas denominadas macrófitas, que se
desenvolvem em solos com elevado teor de água. As macrófitas podem-se classificar em
emergentes, submersas ou flutuantes (Figura 1).
Figura 1- Tipos de macrófitas (adaptado do website http://www.ufscar.br/~probio/info_macrof.html)
2.1. Classificação
De acordo com a Environmental Protection Agency (USEPA, 2000) existem dois tipos de leitos
de macrófitas, que diferem quanto à localização da linha piezométrica:
Escoamento superficial, ou em superfície livre;
Escoamento subsuperficial;
Existem ainda os sistemas híbridos que resultam numa combinação dos dois tipos referidos
anteriormente, ou duma combinação de subtipos dos anteriores.
Seguidamente apresenta-se uma descrição das principais características de cada tipo de leito
de macrófitas enunciado anteriormente.
emergentes
6
2.1.1. Escoamento superficial
Os leitos com escoamento superficial são os que mais se assemelham às zonas húmidas
naturais. São constituídos por pequenas depressões escavadas no terreno, com um fundo
impermeável e com uma profundidade de água variável ou constante, apresentando a
superfície livre da água exposta ao ar. Possuem uma conduta à entrada que distribui o
escoamento, e uma conduta à saída, que recolhe o efluente.
De acordo com USEPA (2000) estes leitos apresentam tipicamente uma conjugação de zonas
com menores profundidades, constituídas essencialmente por plantas emergentes e flutuantes
onde predominam mecanismos de remoção anaeróbios, com zonas com maiores
profundidades, constituídas essencialmente por plantas submersas e onde predominam
mecanismos de remoção aeróbios (Figura 2). Nas zonas de maiores profundidades, a ausência
de uma cobertura vegetal permite um maior rearejamento da massa de água e a fotossíntese
(por parte das plantas submersas) permite a libertação de quantidades adicionais de oxigénio.
Consoante o tipo de tratamento pretendido, estes leitos poderão ser dimensionados de modo a
predominarem reacções aeróbias ou anaeróbias.
No caso de sistemas de escoamento superficial em que não exista uma combinação dessas
zonas, e caso se pretenda a remoção de azoto, devem ser utilizados tratamentos
complementares, pois para que ocorra remoção de azoto é necessário a existência de zonas
aeróbias intercaladas com zonas anaeróbias (USEPA, 2000).
A Figura 2 ilustra um perfil esquemático típico destes sistemas com profundidade variável.
Figura 2- Perfil esquemático de um leito de macrófitas de escoamento superficial de profundidade variável (adaptado de USEPA, 2000).
Os leitos com escoamento superficial podem ainda ser classificados de acordo com o tipo de
plantas utilizadas, em sistemas de macrófitas emergentes (Figura 3), sistemas de macrófitas
flutuantes (Figura 4) ou sistemas de macrófitas submersas (Figura 5).
7
Figura 3- Perfil esquemático de um leito de macrófitas emergentes de escoamento superficial, de profundidade constante (adaptado de Wallace e Knight, 2006).
Figura 4- Perfil esquemático de um leito de macrófitas flutuantes de escoamento superficial, de profundidade constante (adaptado de Wallace e Knight, 2006).
Figura 5-- Perfil esquemático de um leito de macrófitas submersas de escoamento superficial, de profundidade constante (adaptado de Wallace e Knight, 2006).
2.1.2. Escoamento sub-superficial
Este tipo de sistemas consiste em escavar no solo uma depressão, que é impermeabilizada e
enchida com um material poroso, natural ou artificial, e no qual circula a água residual, que tem
de atravessar o leito desde a estrutura de entrada até à estrutura de saída. O enchimento serve
de suporte para fixação de plantas macrófitas emergentes.
Este tipo de leitos deve ser precedido por um pré-tratamento como gradagem e fossa séptica
de modo a remover a maior partes dos sólidos de maiores dimensões e assim diminuir o
problema da possível colmatação do meio de enchimento.
Os leitos de macrófitas com escoamento sub-superficial são geralmente classificados em
função da direcção predominante do escoamento em:
sub-superficial vertical;
sub-superficial horizontal.
8
Escoamento sub-superficial vertical
Neste tipo de leitos o afluente é distribuído, intermitentemente, pela superfície do leito num
escoamento predominantemente vertical, através do meio poroso (Figura 6). A distribuição do
afluente deve ser tal que permita que entre cada fase saturada, o oxigénio tenha tempo para se
difundir e espalhar pelos espaços vazios entre o meio de gravilha. Devido à existência de
oxigénio, as reacções que ocorrem são predominantemente aeróbias (Guia UE, 2001).
A base do leito dispõe de um sistema de drenagem, geralmente tubagens perfuradas,
destinadas a recolher o efluente tratado e a conduzir para uma caixa de saída.
Figura 6- Perfil esquemático de um leito de macrófitas de escoamento sub-superficial vertical (adaptado de Mavioso, 2010)
Menos usuais são os leitos de escoamento sub-superficial vertical ascendente. Neste tipo de
sistemas o leito é constituído da base para o topo por cascalho médio, gravilha e solo. Na parte
inferior do leito estão distribuídos tubos que por meio de um sistema electromecânico injectam
a água residual nesse mesmo leito. O escoamento ocorre por contra percolação e por
capilaridade (Dias et al, 2000).
Escoamento sub-superficial horizontal
Nos leitos de macrófitas de escoamento sub-superficial horizontal o afluente é descarregado
numa das extremidades do leito, deslocando-se num movimento predominantemente
horizontal, percolando através do meio poroso e da rizosfera, apresentando geralmente uma
pequena inclinação. O efluente é depois recolhido na outra extremidade por uma conduta com
a tubagem de saída invertida, para permitir a regulação da altura de água no interior do leito
(Figura 7).
Neste tipo de leitos, e ao contrário dos leitos de escoamento sub-superficial vertical, o leito
encontra-se permanentemente preenchido com o afluente com uma altura inferior à do meio de
enchimento. As fontes de oxigénio nestes leitos estão limitadas a algumas zonas superficiais
que sofrem rearejamento, e algumas áreas junto às raízes devido ao transporte de oxigénio
pela planta até às raízes.
9
Deste modo as reacções predominantes nestes leitos são anaeróbias. Valores típicos de
oxigénio dissolvido nestes sistemas são geralmente muito baixos, inferiores a 1 mg/L (USEPA,
2000).
Figura 7- Perfil esquemático de um leito de macrófitas de escoamento sub-superficial horizontal (adaptado de Mavioso, 2010).
Os leitos de escoamento superficial apresentam algumas desvantagens relativamente aos
leitos de escoamento sub-superficial, tais como condições mais propícias à existência de
odores e um risco de transmissão de doenças mais elevado, seja pelo contacto directo entre os
seres humanos e a água exposta, ou através da elevada concentração de mosquitos que são
atraídos pela existência de uma superfície de água. Algumas das espécies de mosquitos
podem ser um veículo transmissor de doenças para os humanos, principalmente nos países
mais quentes. No caso dos leitos de escoamento sub-superficial estes problemas não se
colocam uma vez que a água residual não se encontra exposta, sendo esta a sua principal
vantagem.
Além disso nos leitos de escoamento sub-superficial o meio de enchimento funciona como um
isolamento térmico face a temperaturas mais reduzidas, o que constitui uma vantagem em
áreas onde, pelo menos em parte do ano, ocorrem temperaturas negativas.
2.1.3. Sistemas híbridos
Diversas conjugações de leitos de macrófitas podem ser utilizadas de modo a obter maiores
eficácias no processo de tratamento, especialmente para a remoção de azoto. Os sistemas
híbridos combinam na maior parte das vezes leitos de escoamento sub-superficial vertical com
leitos de escoamento sub-superficial horizontal (Vymazal, 2007).
Os leitos de escoamento sub-superficial vertical providenciam condições para que predominem
reacções aeróbias enquanto os leitos de escoamento sub-superficial horizontal providenciam
condições para que predominem reacções anaeróbias. A combinação de leitos de escoamento
sub-superficial vertical seguidos de leitos de escoamento sub-superficial horizontal permite uma
maior eficácia na remoção de azoto por providenciarem condições para a ocorrência da
nitrificação (reacção aeróbia), seguida de desnitrificação (reacção anaeróbia). A maior parte
destes sistemas híbridos são derivados de sistemas híbridos desenvolvidos por Kate Seidel,
10
considerada pioneira na aplicação de leitos de macrófitas ao tratamento de águas residuais, e
estão a ganhar cada vez maior importância um pouco por todo o mundo (Vymazal, 2007).
Outros sistemas híbridos foram introduzidos por Johansen e Brix consistindo em leitos de
escoamento sub-supericial horizontal seguido de leitos de escoamento sub-superficial vertical
(Vymazal 2007). Estes sistemas são bons para remoção da amónia, no entanto demonstraram
taxas de remoção de azoto total baixas, uma vez que quase não ocorre desnitrificação devido à
falta de nitrato disponível nos leitos de escoamento sub-superficial horizontal.
2.2. Vantagens face aos sistemas convencionais
Os leitos de macrófitas apresentam baixos custos de construção, operação e manutenção
(Ribeiro, 2007):
Custos de construção
Referem-se maioritariamente ao valor de aquisição dos terrenos de implantação, das
terraplanagens e escavações necessárias e das estruturas de controlo hidráulico.
Custos de exploração
O facto de não se recorrer ao uso de reagentes químicos em qualquer fase do
processo de tratamento, bem como o reduzido recurso (ou mesmo ausência) de
equipamentos electromecânicos que consumam energia eléctrica, são factores que
baixam consideravelmente os custos de exploração quando comparados com os
sistemas convencionais
Manutenção
Manutenção relativamente simples, pois constituem sistemas de baixa tecnologia,
podendo ser mantidos por pessoal sem necessidade de especialização e dispensando
o supervisionamento a tempo integral, contrariamente aos restantes sistemas, que
requerem um acompanhamento técnico persistente, devido à tecnologia utilizada.
Apresentam também um perfeito enquadramento paisagístico e um bom desempenho. É ainda
de referir que os leitos proporcionam a criação de um habitat para inúmeras espécies da fauna
local, estabelecendo-se ao fim de pouco tempo um ecossistema próprio.
11
3. Leitos de macrófitas de escoamento sub-
superficial horizontal
Os leitos de macrófitas mais utilizados são os de escoamento sub-superficial horizontal. É
sobre este tipo de leitos que incidiu o trabalho de investigação, e toda a informação que a
seguir se apresenta é referente a este tipo de leitos.
Os leitos de escoamento sub-superficial são muito eficientes na remoção de matéria orgânica e
sólidos suspensos mas pouco eficientes na remoção de azoto e fósforo (Mitchell and McNevin,
2001, Kuschk et al., 2003; Vymazal, 2007).
3.1. Remoção de matéria orgânica
O objectivo principal de um tratamento biológico é a remoção da matéria orgânica
quimicamente oxidável, quantificável pela Carência Química de Oxigénio (CQO) e da matéria
orgânica biodegradável, quantificável pela Carência Bioquímica de Oxigénio (CBO).
3.1.1. Principais mecanismos envolvidos
Nos leitos de macrófitas de escoamento sub-superficial ocorrem diversos mecanismos e
processos de tratamento de natureza físico-química e biológica. A purificação da água residual
resulta duma combinação entre a acção das bactérias e o meio de enchimento,
complementado pelas plantas (Truu et al, 2009).
A matéria orgânica particulada é essencialmente removida por processos físicos de
sedimentação e filtração (USEPA, 2000). A remoção de matéria orgânica particulada através
destes processos é a grande responsável pela redução de matéria orgânica nestes leitos
(Mitchell and McNevin, 2001; Garcia et al 2005). A matéria orgânica particulada retida no leito
irá sofrer hidrólise gerando compostos solúveis (USEPA, 2000). Estes compostos, em conjunto
com os compostos solúveis do afluente, são em grande parte absorvidos por colónias de
bactérias, designadas de biofilme, raízes das plantas, resíduos vegetais acumulados e pelo
meio de enchimento (USEPA, 2000). Os compostos absorvidos pelo sistema são
posteriormente degradados. Além da degradação da matéria orgânica que entra no leito, o
sistema também contribui internamente para a produção de matéria orgânica, seja pela
decomposição dos resíduos vegetais ou pela decomposição da biomassa. A presença de
matéria orgânica no efluente de saída resulta sobretudo de matéria degradada/convertida ou
internamente produzida pelo sistema, e não tanto à contribuição dos compostos existentes no
afluente e que atravessam o leito sem serem absorvidos (USEPA, 2000).
De referir que grande parte da remoção de carga orgânica ocorre na zona de entrada do
afluente, essencialmente devido à filtração e sedimentação (Bavor et al, 1989, Fisher, 1990, in
USEPA, 2000; Kadlec and Knight 1996; Vymazal, 2003, Garcia et al, 2005; Akratos e
12
Tshirintzis, 2007). Foi também verificado que a frente de acumulação de sólidos estabiliza ao
fim de um ano, não avançando mais (Bavor et al, 1989, Fisher, 1990, in USEPA, 2000). O
material retido no meio irá degradar-se com o tempo. No entanto a verdadeira remoção dessa
matéria ocorre quando esta é convertida anaerobicamente por processos biológicos para
produtos finais gasosos (USEPA, 2000; Ojeda et al 2008).
Nos processos de tratamento biológicos, as bactérias desempenham um papel muito
importante, existindo mecanismos de remoção aeróbios, anaeróbios e anóxicos. O
metabolismo aeróbico necessita de oxigénio dissolvido e resulta na decomposição mais
eficiente de matérias biodegradáveis (USEPA, 2000). As reacções anóxicas (presença de
quantidades residuais de oxigénio) ou anaeróbias (ausência total de oxigénio) utilizam os
nitratos, carbonos ou sulfatos como aceitadores de electrões em detrimento do oxigénio e são
menos eficientes. As reacções anaeróbias apresentam a grande vantagem da reduzida
produção de lamas (quando comparado com as reacções aeróbias) o que contribui para
prevenir uma possível colmatação do leito (Lee et al, 2004).
Nos leitos de escoamento sub-superficial horizontal, as fontes de oxigénio estão limitadas a
algumas zonas superficiais que sofrem rearejamento, e algumas áreas junto às raízes devido
ao transporte de oxigénio pela planta até às raízes. Nestas zonas poderão ocorrer algumas
reacções aeróbias. A quantidade de oxigénio transferido da atmosfera para o meio de
enchimento é reduzido (IWA, 2000; Vymazal, 2003) bem como o libertado pelas raízes
(USEPA, 2000; Tanner, 2001). Deste modo, predominam as reacções anaeróbias, entre as
quais a metanogénese, a redução de sulfato e a desnitrificação (USEPA, 2000; Ojeda et al,
2008)
Numa primeira fase as bactérias anaeróbias e facultativas convertem a matéria orgânica, por
fermentação, em ácidos orgânicos voláteis e álcoois. Durante esta fase a redução de CBO é
praticamente nula (Sousa, 2001).
Numa segunda fase, outro grupo de bactérias estritamente anaeróbias converte os ácidos
orgânicos voláteis em gases como o gás metano, dióxido de carbono ou hidrogénio –
metanogénese. No caso da presença de sulfatos, também poderá haver bactérias que através
da redução do sulfato produzam compostos como dióxido de carbono e sulfureto. No caso da
presença de nitratos certas bactérias dão origem a um processo designado por desnitrificação
que compreende a redução dos nitratos a azoto gás e óxido nitroso. A metanogénese, a
redução de sulfato e a desnitrificação são responsáveis pela remoção da matéria orgânica. A
metanogénese é inibida para temperaturas abaixo de 10º, estimando-se que a redução de
sulfato predomine durante os meses mais frios (USEPA, 2000).
É importante referir que a remoção total da matéria orgânica só ocorre quando esta é
convertida para produtos finais gasosos. Por exemplo, a existência de biofilmes muito
desenvolvidos em que predominem bactérias nitrificadoras ou bactérias fermentadoras não
conduz à eliminação completa da matéria orgânica, pois as reacções de nitrificação e
13
fermentação libertam produtos finais orgânicos. A existência de certos tipos de bactérias (como
as bactérias desnitrificadoras, as bactérias responsáveis pela metanogénese ou as
responsáveis pela redução de sulfato) que convertem esses produtos finais orgânicos em
produtos gasosos é essencial para a remoção efectiva da matéria orgânica nestes leitos
(USEPA, 2000).
3.1.2. Influência da temperatura
As reacções biológicas acima mencionadas são dependentes da temperatura e por isso é
expectável que o processo de degradação diminua nos meses mais frios e aumente nos meses
mais quentes (USEPA, 2000).
Muitos autores (Reed et al, 1995, Metcalf e Eddy, Relvão, 1999 in Seco, 2008) descrevem que
a remoção de matéria orgânica nos leitos de macrófitas de escoamento sub-superficial
horizontal pode ser aproximada segundo uma equação cinética de 1ª ordem (1), designado por
modelo simplificado. Este modelo inclui a remoção biológica e física num único parâmetro (K) e
prevê que a concentração de matéria orgânica efluente tende assimptoticamente para zero.
Em que:
Ce –concentração de matéria orgânica do efluente (mg/l);
Ca –concentração de matéria orgânica do afluente (mg/l);
K –constante cinética de primeira ordem (dias-1);
t – tempo médio do escoamento no leito (dias);
O valor de K pode ser calculado através da expressão de Arrhenius (2), que contabiliza os
efeitos da temperatura.
Em que:
– constante cinética de primeira ordem de referência;
– constante adimensional;
T – temperatura média de funcionamento (oC);
Tr – temperatura média de referência (oC) (temperatura referente ao parâmetro Kr, geralmente de 20ºC);
Para o modelo cinético simplificado (1), valores de superiores à unidade indicam uma relação
positiva entre o parâmetro K e a temperatura, isto é, um aumento de remoção com a
temperatura, enquanto valores de inferiores à unidade indicam que a remoção de matéria
orgânica aumenta com a diminuição da temperatura (Stein et al, 2006).
14
De acordo com os autores Metcalf e Eddy (1995), Reed et al (1995) e Relvão (1999), a
remoção de matéria orgânica aumenta com a temperatura, com estes autores a apresentarem
valores de de 1.035, 1.06 e 1.06, respectivamente, para a remoção de CBO.
Vários manuais de projecto (WPCF, 1990, USEPA, 1998, in Stein et al, 2006) transferiram os
modelos padrão de tratamento de águas residuais baseados nos processos cinéticos
microbiológicos para os leitos de macrófitas. Os modelos padrão reportam a existência de uma
relação positiva entre o parâmetro K e a temperatura, logo assumem um aumento de remoção
de matéria orgânica com o aumento de temperatura. (Stein et al, 2006).
Alguns estudos suportam esta hipótese (Reed and Brown, 1995, Griffin et al., 1999, in Stein et
al 2006) mas outros não (Bavor et al.,1989, Gumbricht, 1992, Jenssen et al., 1994, in Stein et al
2006).
De acordo com USEPA (2000), o desempenho dos leitos não varia tanto como seria de esperar
com a temperatura e as estações do ano. Segundo USEPA, uma provável explicação deve-se
ao facto de a matéria orgânica particulada fisicamente removida nos meses mais frios ser mais
lentamente degradada, acumulando-se. Assim que a temperatura começa a aumentar a taxa
de degradação das partículas retidas também aumenta, o que conduz a uma redução dos
sólidos acumulados e libertação de CBO na coluna de água (Figura 8). Isto explica o facto de
no verão a taxa de remoção, baseada na carga afluente, não parecer maior que no inverno,
apesar de a taxa de degradação ser mais elevada (USEPA, 2000).
15
Figura 8 – Ciclo sazonal de sólidos suspensos totais, SST e CBO num leito de macrófitas (adaptado de USEPA, 2000)
Estudos mais recentes de Stein et al (2006) (baseado em dados recolhidos de microcosmos
estudados por Allen et al, 2002 e Hook et al, 2003) e Taylor et al (2010), concluíram que a taxa
de remoção de matéria orgânica depende significativamente da temperatura.
A influência da temperatura variou expressivamente consoante a espécie de plantas utilizada e
o tempo de retenção hidráulico, TRH, que representa a duração média de permanência do
afluente no leito.
Estes estudos apresentam conclusões semelhantes:
As maiores diferenças no desempenho de remoção de matéria orgânica entre os
diferentes leitos foram registadas para a temperatura de 4ºC, tendo o leito sem
vegetação apresentado o pior desempenho em relação aos leitos com plantas;
Para a temperatura de 24ºC as diferenças na remoção entre os diferentes leitos com e
sem plantas foram menores;
16
No leito sem plantas a remoção de matéria orgânica diminuiu com a diminuição da
temperatura;
Nos leitos com plantas a variação de temperatura teve menos uma influência na
remoção de matéria orgânica. Em algumas espécies de plantas foi verificado um
aumento na remoção de matéria orgânica com o aumento de temperatura, noutras
espécies foi verificado uma diminuição na remoção com o aumento de temperatura,
enquanto noutras parece não haver uma dependência da temperatura na remoção.
No estudo de Stein et al (2006) foi observado que com o aumento de temperatura as
diferenças de remoção entre os vários leitos tendem a diminuir (Figura 9). Nos leitos plantados
com Typha e nos leitos sem vegetação (controlo) as taxas de remoção aumentaram
significativamente com o aumento de temperatura para tempos de retenção hidráulicos
superiores ou iguais a seis dias, com maior destaque para o leito sem plantas. Para um tempo
de retenção hidráulico de um dia a influência da temperatura na remoção não é significativa
(Figura 9). Por outro lado, nos leitos plantados com Carex e Schoenoplectus, para um tempo
de retenção hidráulico de um dia, registou-se um aumento significativo da remoção com a
diminuição da temperatura. Para tempos de retenção hidráulico superiores ou iguais a seis dias
o aumento da remoção com a diminuição de temperatura não é significativo (Figura 9).
No estudo de Taylor et al (2010) verificou-se que, para a temperatura de 24ºC, cerca de
metade dos leitos com plantas apresentaram eficiências melhores que as dos leitos sem
plantas (controlo), enquanto a outra metade apresentou eficiências piores (Figura 10). A
variação de temperaturas de 24ºC para 4ºC levou a uma redução muito significativa de
eficiência no leito sem plantas de 93% para 62%, para um TRH de 20 dias. O leito com plantas
que apresentou um aumento da remoção da matéria orgânica com o aumento de temperatura
foi o leito plantado com a espécie Iris missouriensis Nutt, enquanto os leitos com plantas que
apresentaram uma diminuição da remoção da matéria orgânica com o aumento de temperatura
foram os leitos plantados com a espécie Carex nebrascensis e Carex utriculata Boott. Foi
também verificado que os leitos que apresentaram maiores remoções de matéria orgânica a
temperaturas mais reduzidas, apresentaram também uma eficiência um pouco superior para
temperaturas mais elevadas.
17
Figura 9 – CQO efluente dos diferentes leitos do estudo, em função da temperatura e para TRH de 1,6 e 20 dias, adaptado do estudo de Stein et al (2006).
Figura 10 – CQO efluente dos diferentes leitos em função do TRH e para uma temperatura de 4 e 24oC, adaptado do estudo de Taylor et al (2010).
18
3.2. Remoção de azoto
As remoções de azoto e fósforo poderão também ser necessárias e decisivas na escolha do
tipo de tratamento a utilizar, por serem potenciais responsáveis pela eutrofização de rios e
albufeiras. De seguida são apresentados resumidamente os processos que levam à eliminação
do azoto. O processo principal de remoção de azoto nos leitos de macrófitas é a nitrificação
seguida da desnitrificação.
Nitrificação
Na nitrificação ocorre a transformação, por oxidação, da amónia, NH3, a nitrato, NO3- (USEPA,
2002).
A nitrificação é feita por bactérias nitrificadoras (geralmente as Nitrossomonas e Nitrobacter) e
requerem disponibilidade de oxigénio dissolvido (ambiente aeróbio). As bactérias Nitrobacter
são inibidas para valores de pH acima de 9.5 enquanto as Nitrosomonas são inibidas para
valores de pH abaixo dos 6. A temperatura óptima para a nitrificação é de 30ºC, não se
verificando qualquer actividade abaixo dos 5ºC e acima dos 40ºC (Sousa, 2001).
Desnitrificação
A desnitrificação compreende a redução dos nitratos, NO3-, a azoto gás, N2 (Metcalf e Eddy,
1979, in USEPA, 2007).
A desnitrificação ocorre em condições anaeróbias por bactérias desnitrificadoras, não se
verificando qualquer actividade abaixo dos 5ºC (Sirivedhin and Gray, 2006).
Em leitos de escoamento sub-superficial horizontal recebendo efluentes nitrificados, o factor
limitante para a desnitrificação é a quantidade de carbono orgânico biodegradável disponível
(Liehr et al., 2000, in USEPA, 2000). A decomposição de resíduos vegetais pode ser uma fonte
adicional de carbono orgânico biodegradável, com uma maior importância caso o afluente
contenha baixos níveis de carbono orgânico biodegradável. Num estudo efectuado em leitos de
macrófitas tratando afluentes nitrificados, a remoção de azoto aumentou de 30 para 80%
quando resíduos vegetais foram adicionados no topo do meio (Gersberg et al., 1983, in
USEPA, 2000).
19
Os leitos de escoamento sub-superficial horizontal são geralmente pouco eficientes na
remoção de azoto porque as reacções de nitrificação são pouco significativas, devido à
ausência de oxigénio necessário a esta etapa. Para que nestes leitos haja uma eficiente
remoção de azoto é necessário a existência de afluentes nitrificados. Neste caso a adopção de
sistemas híbridos, tal como já referido, pode constituir uma solução viável.
As plantas poderão também contribuir para a remoção de azoto através da assimilação de
compostos azotados inorgânicos (amónia e nitratos). Contudo essa taxa de assimilação é
reduzida quando comparada com a carga típica dos afluentes (USEPA, 2000) além de que
ocorre essencialmente apenas durante o período de crescimento das plantas (primavera e
verão). Durante o período de senescência (outono e inverno) a decomposição dos resíduos
vegetais leva a que quantidades significativas de azoto possam ser libertadas e introduzidas na
coluna de água.
3.3. Remoção de fósforo
A remoção de fósforo ocorre essencialmente por absorção das plantas e através da
precipitação e adsorção por parte do meio de enchimento, incluindo os detritos (Akratos e
Tshirintzis, 2007).
Contudo, a remoção de fósforo por parte das plantas, tal como no caso do azoto, está limitada
ao seu período de crescimento (durante o período de senescência, outono e inverno, não
existe qualquer captação de fósforo; além disso nesse período a decomposição dos resíduos
vegetais liberta para a coluna de água quantidades de fósforo significativas). Já o meio tem
uma capacidade limitada de adsorção, e quando esse limite é ultrapassado a adsorção é muito
reduzida.
Deste modo a remoção de fósforo poderá ser muito grande no início de operação do sistema
(quando o meio ainda não atingiu a capacidade de adsorção), reduzindo-se drasticamente com
o passar dos anos. Também é comum a existência de flutuações nos níveis de remoção deste
nutriente consoante as fases de vida da planta (maior consumo na fase de crescimento e
consumo nulo na senescência).
De referir que no caso dos leitos de escoamento sub-superficial a escolha dum tipo de
enchimento rico em ferro e alumínio promove maior remoção de fósforo mas uma vez mais é
de ressalvar que isto apenas ocorre nos primeiros meses de operação, até atingir a sua
capacidade máxima de adsorção (USEPA, 2000).
Concluindo, estes sistemas são pouco eficazes na remoção de fósforo a médio-longo prazo.
Deste modo caso seja necessário a remoção de fósforo é necessário proceder a tratamentos
complementares.
20
3.4. Remoção de microrganismos patogénicos
Os microrganismos patogénicos presentes nas águas residuais poderão constituir um perigo
para a saúde pública caso haja contacto directo entre os seres humanos e a água
contaminada. Assim, no caso de se pretender uma reutilização da água tratada ou caso o
destino final do efluente tratado seja uma zona costeira frequentada por banhistas, o controlo
destes elementos adquire grande importância.
Os microrganismos patogénicos incluem bactérias, protozoários, vírus e fungos. Uma vez que o
controlo directo destes organismos não é recomendado por ser oneroso e pouco eficaz
(Monteiro, 2000), são utilizados indicadores indirectos da sua presença, sendo os mais
utilizados as bactérias pertencentes ao grupo dos Coliform Totais e ao grupo dos Streptococci
fecais (Monteiro, 2000). A presença destes indicadores por si só não apresenta quaisquer
perigos para a saúde pública, no entanto a presença destes indicadores em determinadas
quantidades indiciam indirectamente a possível existência de microrganismos patogénicos
(Monteiro, 2000).
A separação dos microrganismos patogénicos da massa de água ocorre por filtração pelo meio
e fixação nas plantas ou no biofilme, o que não significa que estes sejam eliminados pois
podem ser novamente libertados para a coluna de água. Para fins de projecto uma redução de
dois log no valor da concentração de microrganismos patogénicos é uma estimativa razoável
para o caso de um leito de escoamento sub-superficial (USEPA, 2000). No entanto, caso se
pretenda uma remoção eficiente destes microrganismos compatível com o destino final do
efluente, deverá proceder-se a tratamentos complementares para a sua eliminação. Um deles
poderá ser a utilização de lagoas de maturação a jusante do leito.
3.5. Principais características dos leitos
3.5.1. Meio de enchimento
A constituição do leito, frequentemente designado de meio de enchimento, desempenha
diversas funções:
constitui um material de fixação para as plantas;
ajuda a distribuir e a recolher uniformemente o escoamento;
providencia área superficial para o crescimento microbiológico;
filtra e retém as partículas.
Para o eficaz estabelecimento de plantas deve ser incluída uma camada superficial propícia ao
desenvolvimento das raízes. É recomendado que o meio de plantação não exceda os 20 mm
de diâmetro, e com uma profundidade mínima de 10 mm (USEPA, 2000).
21
Granulometria
O meio de enchimento tem variado desde solo a material rochoso até 100 mm de diâmetro.
Experiências efectuadas com meios de areia ou solo demonstraram que são muito susceptíveis
à ocorrência de colmatação mesmo que o afluente contenha concentrações mínimas de sólidos
suspensos totais. Contudo, meios rochosos de granulometria intermédia têm sido utilizados
com sucesso (USEPA, 2000). A escolha da granulometria deve atender ao compromisso entre
evitar a colmatação do meio de enchimento (que depende principalmente da granulometria e
da carga de sólidos suspensos totais do afluente) e melhorar a eficiência do processo de
filtração/adsorção/sedimentação, desenvolvimento do biofilme, e facilitar a operação de
construção e manutenção. Meios com menores granulometrias maximizam o processo de
filtração e adsorção, permitem um maior desenvolvimento do biofilme devido ao aumento da
área superficial, e facilitam o processo de construção e manutenção dos leitos, contudo
favorecem o processo de colmatação.
É usual a utilização de uma mesma granulometria em todo o leito, no entanto USEPA (2000)
sugere a utilização de granulometrias diferentes ao longo do leito com o objectivo de melhorar
a eficiência e minimizar a ocorrência de colmatação. A USEPA (2000) sugere a divisão dos
leitos de macrófitas em quatro zonas: a zona de entrada, a zona de saída, e duas zonas
intermédias (zona 1 e zona 2), que constituem a zona de tratamento. A zona 1 (zona inicial de
tratamento) situa-se a seguir à zona de entrada e ocupa cerca de 30% da área total da zona de
tratamento do leito, realizando-se aqui a maior parte do tratamento. É a zona com maior
decréscimo da condutividade hidráulica. A zona 2 (zona final de tratamento) ocupa cerca de
70% da área total da zona de tratamento do leito, situa-se antes da zona de saída e é onde
ocorre o tratamento final e existe um pequeno decréscimo da condutividade hidráulica.
Para as zonas de entrada e saída é sugerida uma granulometria entre 40 a 80 mm desde o
topo até à base, de modo a minimizar a colmatação do leito. Em relação à restante zona (zona
de tratamento) os valores recomendados para a granulometria, de modo a respeitar o
compromisso entre a eficiência do processo de filtração/adsorção e o problema de colmatação
referido anteriormente, situam-se no intervalo compreendido entre os 10 e os 60 mm. Dentro
deste intervalo, a opção por uma dado valor parece não trazer clara vantagem na remoção de
poluentes. Deste modo USEPA (2000) aconselha valores intermédios entre os 20 a 30 mm.
Na Figura 11 apresenta-se um perfil esquemático sugerido pela USEPA (2000) de um leito de
macrófitas de escoamento sub-superficial horizontal.
22
Figura 11- Perfil esquemático de um leito de macrófitas de escoamento sub-superficial horizontal (adaptado de USEPA, 2000)
Tipo de material utilizado no enchimento
Diversos estudos têm sido realizados para aferir qual o tipo de material a utilizar como meio de
enchimento. Muitos desses estudos incidem sobre a remoção de fósforo, que depende do tipo
de meio, uma vez que os principais mecanismos de remoção são a precipitação e adsorção
(Akratos e Tshirintzis, 2007). Os minerais que promovem maior eficiência destes mecanismos,
e consequentemente uma maior eficiência na remoção, são o ião ferro, o hidróxido de alumínio
e minerais calcários (Drizo et al, 1999; Arias eta al, 2001). Contudo, para ocorra uma suficiente
remoção de fósforo na presença destes minerais é necessário determinados intervalos de pH:
presença de minerais calcários aliados a um ambiente alcalino, e presença de ião ferro e
hidróxido de alumínio aliado a um ambiente ácido (Kadlec e Knight,1996).
A desvantagem da utilização de materiais de origem calcária está relacionada com a sua
potencial fracturação e dissolução face ao ambiente fortemente redutor dos leitos, que pode
conduzir à colmatação (USEPA, 2000).
3.5.2. Impermeabilização
Poder-se-á dispensar a impermeabilização do fundo, nos locais em que o solo onde se
pretende implantar os leitos de macrófitas seja de origem argilosa (Relvão, 1999) ou com uma
permeabilidade inferior a 10-6
cm/s (USEPA, 2000).
Para outro tipo de solos algum tipo de revestimento é necessário de modo a impedir a
contaminação das águas subterrâneas próximas e permitir que as macrófitas tenham sempre
nutrientes para se poderem desenvolver (Relvão, 1999). Alguns tipos de revestimento
utilizados consistem em telas sintéticas como PVC ou PEAD (Figura 12), revestimentos com
asfalto, utilização de camadas de solos argilosos ou bentonite (mistura de argilas com grão
muito fino), ou aplicação de um tratamento químico ao solo de modo a diminuir a sua
23
permeabilidade. Em alguns casos também é possível alcançar uma permeabilidade desejada
através duma compactação dos solos existentes.
Figura 12- Impermeabilização com tela de polietileno, Sistema da Covilhã, 2000 (Seco, 2008)
3.5.3. Inclinação do fundo
A inclinação do fundo do leito deve ser determinada com o objectivo de facilitar a drenagem do
sistema quando é necessário algum tipo de manutenção. Adopta-se uma inclinação uniforme
na direcção preferencial do escoamento desde a tubagem de entrada até à tubagem de saída.
Poucos estudos foram efectuados de modo a determinar a inclinação ideal, contudo uma
inclinação de 0.5 a 1% é recomendada para uma adequada drenagem e uma mais fácil
execução (Chalk and Wheale, 1989, in USEPA, 2000). Deve ser tomado um cuidado especial
aquando da nivelação do fundo de modo a minimizar pontos baixos, pequenas depressões ou
canais, que promovem uma retenção da água ou caminhos preferenciais (curtos-circuitos)
(USEPA, 2000).
3.5.4. Razão entre comprimento e largura
Apesar de muitos estudos incidirem sobre a razão comprimento/largura que optimize o sistema,
na maioria desses estudos efectuados não existem diferenças significativas na remoção de
matéria orgânica quando se altera a razão entre o comprimento e a largura (Bounds et al 1998,
George et al 2000, in USEPA, 2000). No entanto USEPA (2000) sugere uma largura máxima
de 61m e a largura mínima de 15m de modo a prevenir caminhos preferenciais para o
escoamento (curtos-circuitos).
3.5.5. Profundidade do meio de enchimento e do nível de água
O estudo de Gersberg et al (1983) sugere que a profundidade total de penetração das raízes
no meio é determinante para a remoção de poluentes e recomenda uma profundidade do meio
igual à máxima profundidade atingida pelas raízes da espécie utilizada (USEPA, 2000).
Contudo, caso as plantas tenham nutrientes abundantes disponíveis perto da superfície, as
raízes não atingem necessariamente a sua máxima profundidade. Estima-se que as raízes
apenas penetrem até cerca de 15 a 25 cm, o necessário para fixar a planta (USEPA, 2000).
24
Outros investigadores têm recomendado valores de profundidade entre 0.4 a 0.6m (USEPA,
2000). No entanto, por existir evidência de escoamento preferencial por baixo da zona das
raízes, e de modo a minimizar este tipo de escoamento, USEPA (2000) recomenda
profundidades máximas de 0.4m.
Num estudo mais recente, efectuado durante 3 anos, (Garcia et al, 2004; Garcia et al 2005) foi
verificado que a profundidade da água é um factor muito importante e que condiciona a
eficiência dos leitos. Foi verificado que a profundidade influencia as reacções bioquímicas
responsáveis pela degradação da matéria orgânica. A medição de emissões de gases e
aceptores de electrões indicaram que a metanogénese e a redução de sulfato são mecanismos
mais importantes de remoção nos meios de maior profundidade do que nos de menor
profundidade. Foi verificado que nos leitos de menor profundidade, com uma altura de água de
0,27 m (5 cm abaixo da superfície do meio de enchimento) as reacções foram energeticamente
mais eficientes, das quais a nitrificação e desnitrificação aparentaram ser as mais significativas.
Uma das explicações pode ser o facto de haver uma maior superfície de água em contacto
com as raízes que promovem a entrada de oxigénio na coluna de água através de difusão.
Outro estudo de Huang et al (2005) suporta a conclusão retirada do estudo de Garcia et al
(2004, 2005). Foi também verificado que os leitos com uma profundidade de água de 0,27 m
tiveram um desempenho significativamente melhor na remoção de matéria orgânica que os
restantes leitos com uma profundidade de água entre 0,47 e 0,51 m. Em todos os leitos a
superfície do nível de água foi ajustada para 5 cm abaixo da superfície do meio de enchimento.
Este estudo refere que a diferença de desempenho nos leitos se deve ao facto de as principais
reacções de degradação da matéria serem diferentes (devido à diferença na concentração
medida de determinados ácidos, intermediários no processo de degradação da matéria
orgânica) e que nos leitos de menores profundidades as reacções são mais energéticas, como
a desnitrificação.
Os estudos de Garcia et al (2005) e Huang et al (2005) permitem concluir que a utilização de
profundidades menores que as genericamente recomendadas na literatura poderá conduzir a
resultados mais favoráveis na remoção de matéria orgânica. No entanto a utilização de
menores profundidades poderá originar problemas tais como a penetração das raízes no
material impermeabilizante, o que deve ser tido em consideração.
3.5.6. Tubagem de entrada e saída
A tubagem de entrada deve ser projectada de modo a minimizar o seu entupimento, a
existência de potenciais caminhos preferenciais e a colmatação, e de modo a garantir a
distribuição o mais uniforme possível do escoamento (o afluente deverá ser distribuído a toda a
largura do leito) (USEPA, 2000). Uma distribuição uniforme do escoamento poderá ser
assegurada por estruturas hidráulicas tais como descarregadores ajustáveis ou orifícios.
25
A tubagem de saída deverá recolher uniformemente o escoamento ao longo de toda a largura e
evitar promover potenciais caminhos preferenciais. Além disso deve também permitir ao
operador variar o nível de água no leito
3.5.7. Importância das plantas
De entre os vários tipos de macrófitas os mais utlizados nos leitos de escoamento sub-
superficial são as Typhas (nome comum Espadana), Phragmites (nome comum Caniço),
Juncus (nome comum Junco) e Scirpus (nome comum Bunho), que se encontram
representadas na figura 13.
Em Portugal, é comum utilizarem-se as espadanas, dada a relativa abundância nos meios
húmidos naturais. A nível mundial, a espécie com maior utilização é a Phragmites australis,
devido à elevada taxa de crescimento que apresenta, desenvolvimento de raízes e elevada
tolerância a solos saturados (Galvão, 2009).
Figura 13- Typhas (em cima, à esquerda), Juncus (em cima, à direita), Scirpus (em baixo, à esquerda) e Phragmites (em baixo, à direita).
26
A utilização de macrófitas em leitos de escoamento sub-superficial horizontal apresenta
benefícios e inconvenientes:
Vantagens
O sistema radicular serve de suporte e fixação para o desenvolvimento do biofilme;
O sistema radicular poderá contribuir para uma maior filtração e adsorção da matéria
orgânica; contudo o papel da superfície radicular na remoção de sólidos suspensos
ainda não foi comprovado experimentalmente (USEPA, 2000).
As plantas libertam oxigénio para a coluna de água através das suas raízes por
difusão. A taxa de libertação pode ir de 0 a 3 g O2/m2/dia. Existem poucas evidências
para apoiar a ideia de que as plantas adicionam quantidades significativas de oxigénio
(USEPA, 2000).
As plantas poderão ter um impacto significativo quando se trata de remoção de azoto
ou fósforo, mas essencialmente durante a época de crescimento.
No caso de afluentes com baixos níveis de carbono orgânico biodegradável a
existência de resíduos vegetais poderá ser uma vantagem já que providenciam fontes
adicionais de carbono para a ocorrência de desnitrificação, como já referido.
A existência de uma cobertura vegetal abundante, como se pode observar pela Figura
14, poderá contribuir para garantir um maior isolamento térmico, especialmente nos
meses mais frios.
Vantagem estética, permitindo um bom enquadramento paisagístico e uma maior
aceitação por parte da população localizada nas proximidades destes sistemas de
tratamento de águas residuais (Figura 14).
Desvantagens
Durante o período de senescência a decomposição dos resíduos vegetais liberta
quantidades significativas de nutrientes novamente para a coluna de água, podendo
aumentar momentaneamente os níveis de azoto e fósforo no efluente (USEPA, 2000).
A utilização de plantas poderá potenciar a existência de caminhos preferenciais com
maior escoamento por baixo das raízes que através delas (Bowmer, 1987, Bavor et al,
1989, Fisher,1990, Breen and Chick, 1995, DeShon et al., 1995, Sanford et al., 1995a e
1995b, Sanford, 1999, Rash and Liehr, 1999, Young et al., 2000, George et al., 2000, in
USEPA, 2000). A existência de caminhos preferenciais contribui para uma diminuição
do tempo de retenção hidráulico e desse modo uma menor eficiência no processo de
tratamento. Poderá também levar à criação de zonas estagnadas.
27
As plantas afectam a taxa de oxigénio transmitida directamente da atmosfera para a
água residual (a taxa de oxigénio transmitida directamente da atmosfera para a água
residual foi estimada entre 0.5 a 1 g.O2/m2/d (Beherends et al, 1993, in USEPA, 2000)).
As plantas e os resíduos vegetais acumulados no topo da superfície do meio poderão
diminuir essa taxa uma vez que actuam como uma barreira contra a passagem do
oxigénio para dentro do leito (Figura 14) e também como sumidouro de oxigénio
(USEPA, 2000).
Figura 14 – Leitos de macrófitas de Salamonde (2005), em cima, e de Rossas (2005), em baixo (Oliveira, 2007)
28
É importante aferir se as vantagens superam as desvantagens, e se as macrófitas podem
contribuir de forma significativa para a melhoria de desempenho dos leitos de escoamento sub-
superficial horizontal.
A contribuição das plantas não é consensual. Vários estudos compararam o desempenho na
remoção de matéria orgânica de sistemas com e sem plantas (Young et al, 2000, George et al,
2000, Liehr et al, 2000, in USEPA, 2000; Akratos e Tshirintzis, 2007) e verificaram não haver
diferenças significativas no seu desempenho. Por sua vez, alguns estudos sugerem que os
leitos com plantas apresentam desempenhos um pouco melhores que em relação aos leitos
sem plantas (Camacho et al, 2007), enquanto outros concluem que os leitos com plantas
poderão apresentar desempenhos muito superiores na remoção de matéria orgânica que os
leitos sem plantas (Stein et al, 2006; Taylor et al, 2010).
Os estudos de Stein et al (2006) e Taylor et al (2010) concluíram que as plantas poderão ter
um contributo muito importante na remoção de matéria orgânica para temperaturas mais
reduzidas, coincidindo com o Inverno (durante o período de dormência das plantas).Para
temperaturas mais elevadas, coincidindo com o Verão, a contribuição das plantas é menos
significativa, podendo até algumas espécies apresentarem piores desempenhos relativamente
aos leitos sem plantas (Taylor et al, 2010).
No estudo de Stein et al (2006), para a menor temperatura estudada (4ªC), a diferença de
eficiência média de remoção do leito sem plantas para o leito plantado com plantas da espécie
Carex utriculata, foi de 54% contra 94%. Nesse estudo foi também observado que com o
aumento de temperatura as diferenças de remoção entre os vários leitos tendem a diminuir.
A explicação para o maior contributo das plantas na remoção de matéria orgânica para
temperaturas mais baixas é dada em Taylor et al (2010). Estes autores sugerem que a maior
contribuição das plantas a baixas temperaturas se deve à maior disponibilidade de oxigénio
(proveniente da difusão pelas raízes) porque foram registados maiores níveis de sulfato (SO4-)
a temperaturas mais baixas. De facto, de acordo com esses autores, quantidades elevadas de
sulfato não existiriam sem elevados níveis de oxigénio na zona das raízes. A maior
disponibilidade de oxigénio a temperaturas mais baixas poderá ser resultado da grande
libertação de oxigénio pelas plantas, contrastando com o facto de a respiração ser menor
nessa altura (Armstrong, 1971, Moog e Bruggeman, 1998, in Taylor et al 2010; Stein e Hook,
2005).
As diferenças na remoção de matéria orgânica entre espécies, consoante as estações do ano,
foram também observadas por Bachand e Horne (2000), Picard et al. (2005), Riley et al.
(2005), Grove Kowles-e Stein (2005), Stein et al. (2007) e Yang et al. (2007).
No estudo de Garcia et al (2005), os autores atribuíram a melhoria significativa de remoção de
matéria orgânica no leito com menor profundidade (profundidade do meio e do nível de água é
de 0,33 e 0,27 m respectivamente) à contribuição das plantas. Os autores concluem que esse
29
contributo se deve à provável difusão de quantidades significativas de oxigénio das raízes para
a coluna de água devido ao facto de ter ocorrido grande remoção de amónia em relação aos
outros sistemas.
Relativamente à remoção de azoto e fósforo é possível que a presença de plantas seja mais
prejudicial que benéfica em relação a uma tentativa de redução desses níveis (USEPA, 2000).
De modo a maximizar a remoção de nutrientes pela assimilação por parte das plantas USEPA
(2000) sugere que estas devem ser cortadas durante o período de senescência de modo a
evitar a acumulação e decomposição resíduos vegetais. No entanto o corte de plantas, com o
objectivo de redução dos níveis de azoto e fósforo, não é consensual. Alguns autores (Zhang et
al, 2005) reportaram que corte de plantas contribui apenas com cerca de 5% para a remoção
de azoto e fósforo. Além disso o corte requere tempo, mão-de-obra e um local onde armazenar
a biomassa, o que leva a que na maior parte dos casos não exista qualquer manutenção a
esse respeito. Por outro lado, caso se esteja perante afluentes com baixos níveis de carbono
orgânico biodegradável, a existência de resíduos vegetais poderá ser uma vantagem, já que
providenciam fontes adicionais de carbono para a ocorrência de desnitrificação, como já
referido.
Quanto às espécies de plantas a utilizar, diversos estudos tentaram determinar quais as
espécies que poderão desempenhar um papel mais importante na remoção de poluentes
(Gersberg et al., 1986, Young et al., 2000, in USEPA, 2000; Stein et al, 2006; Brisson and
Chazarenc, 2009; Taylor et al, 2010). No estudo de Taylor et al (2010) foram estudadas
dezanove espécies de plantas e os autores apresentam as que tiveram melhor e pior
desempenho. Os autores referem que as espécies, Typha latifolia, Phragmites australis, e
Phalaris arundinacea, amplamente utilizadas e documentadas, proporcionam menores
eficácias no tratamento que muitas das outras espécies estudadas.
De referir que a escolha da espécie a utilizar não deve apenas depender da sua importância na
remoção de poluentes. A escolha de plantas nativas terá de ser tido em consideração, uma vez
que têm maiores hipóteses de sucesso no seu estabelecimento e sobrevivência a longo prazo.
30
3.6. Colmatação
A colmatação é o principal problema que pode ocorrer nos leitos de macrófitas de escoamento
sub-superficial horizontal. A colmatação resulta da retenção de sólidos e da sedimentação, do
crescimento do biofilme e precipitação química. Estes processos promovem o preenchimento
dos espaços intersticiais o que leva a uma diminuição do volume útil e da condutividade
hidráulica, um aumento na velocidade da água (Tanner e Sukias, 1995) e uma diminuição no
tempo de retenção hidráulico, TRH, que representa a duração média de permanência do
afluente no leito. A colmatação ocorre geralmente perto da zona de entrada, quando o
preenchimento dos espaços intersticiais provoca escoamento superficial, com a consequente
libertação de odores. Inquéritos realizados em leitos de macrófitas em operação há vários anos
detectaram uma redução de cerca de 25% do volume útil inicial devido à acumulação de
sólidos (Kadlec e Watson, 1993; Dahab e Surampalli, 2001).
Em Portugal, dos 20 sistemas de leitos de macrófitas de escoamento sub-superficial horizontal
analisados por Seco (2008), e em operação desde há vários anos, 14 apresentaram problemas
de colmatação. Isto revela a importância da prevenção da colmatação ser um factor importante
a considerar no dimensionamento dos leitos.
Quando ocorre a colmatação do leito poderá ser necessário proceder-se a uma interrupção no
sistema de tratamento. Daí ser importante considerar pelo menos dois leitos em paralelo no
dimensionamento dos sistemas de modo a encaminhar todo o efluente só para um deles,
evitando a descarga no meio receptor de água residual não tratada, enquanto demoram os
trabalhos no leito colocado fora de serviço.
A escolha da granulometria do meio de enchimento e da carga orgânica afluente são factores
importantes a ter em consideração de modo a prevenir a colmatação. Alguns autores
aconselham um limite de carga orgânica afluente de 6 g CBO/m2/dia (García et al., 2005) e
uma granulometria entre os 10 e os 60 mm (USEPA, 2000).
Outros investigadores relataram que a aplicação de elevadas cargas de sólidos suspensos
totais (SST) pode provocar um entupimento da superfície do meio de enchimento (também
designado por colmatação superficial) e consequente escoamento superficial, sem que exista a
colmatação do volume intersticial (Van Oostrom e Cooper, 1990, Tanner e Sukias, 1995,
Tanner et al., 1998, in USEPA, 2000)
Por fim é de referir que a existência de escoamento superficial se deve muitas vezes a erros de
projecto em termos hidráulicos, e não tanto a problemas de colmatação do meio de enchimento
(USEPA, 2000).
31
3.7. Impactos da evapotranspiração e precipitação
O caudal que entra num leito de macrófitas não corresponde, em regra, ao caudal que sai,
devido à existência de fluxos de entrada e saída de água ao longo do leito. Esses fluxos têm
principalmente duas origens: a precipitação e a evapotranspiração.
Como já referido anteriormente, a prevenção da ocorrência de escoamento superficial é um
importante critério de projecto. Desse modo, em locais com grandes períodos de precipitação
ou neve o escoamento que drena para os leitos deve ser estimado e incluído no caudal de
projecto. Já a evapotranspiração causa uma diminuição da carga hidráulica e não contribui
para a ocorrência de escoamento superficial (USEPA, 2000).
A evapotranspiração corresponde à perda de água do solo por evaporação e a perda de água
da planta por transpiração. Essa taxa é normalmente expressa em milímetros por unidade de
tempo. A evapotranspiração tem como consequência a redução temporária do nível de água,
um aumento do tempo de retenção hidráulico, TRH e um aumento da concentração dos
poluentes (USEPA, 2000).
Em alguns sistemas de leitos de macrófitas em Portugal a taxa de evapotranspiração é tao
elevada nos meses de verão que o caudal efluente pode ser nulo durante parte do dia, não
havendo descarga da água residual no meio receptor, (Galvão, 2009). No entanto a
evapotranspiração não elimina a matéria poluente, e essa matéria retida no leito pode entrar
novamente na coluna de água e/ou contribuir para a colmatação.
Por sua vez, a ocorrência de precipitação dilui os poluentes no sistema (diminui a
concentração), provoca um aumento temporário do nível de água e diminui o tempo de
retenção hidráulico, TRH (USEPA 2000).
Excepto em locais muito chuvosos, o caudal afluente aos sistemas proveniente da precipitação
não afecta significativamente o desempenho dos leitos uma vez que os leitos de macrófitas de
escoamento sub-superficial têm uma área relativamente reduzida e o controlo do caudal de
saída poderá ser suficiente para prevenir a ocorrência de escoamento superficial (USEPA,
2000).
Em climas temperados, a água em excesso afluente ao sistema proveniente da precipitação é
provavelmente semelhante à água perdida por evapotranspiração, o que reduz os impactos
globais no sistema. No entanto os efeitos específicos da evapotranspiração e da precipitação
no desempenho dos leitos ainda se encontram pouco documentados (USEPA, 2000).
32
3.8. Métodos de dimensionamento
Pretende-se aqui apresentar resumidamente os principais métodos utilizados para o
dimensionamento de leitos de macrófitas de escoamento sub-superficial horizontal.
Vários autores (Reed et al, 1995; Metcalf e Eddy, 1995; Relvão, 1999) propuseram métodos de
dimensionamentos baseados na equação cinética de primeira ordem (1), apresentado em
3.1.2, e na lei de Darcy (3), que descreve os escoamentos em meios porosos (Quintela, 2000).
Em que:
v- velocidade de escoamento (m/s);
k- permeabilidade ou condutividade hidráulica do leito (m/dia);
J- perda de carga unitária, ou gradiente hidráulico (m/m);
Admitindo que, nos leitos de fluxo sub-superficial horizontal, o escoamento se dá,
principalmente, perpendicularmente à secção transversal do leito, a equação da continuidade
pode ser escrita da seguinte forma (4):
Em que:
Q – caudal (m3/s);
At – área da secção transversal do leito, perpendicular ao escoamento (m2);
v –velocidade do escoamento através da secção transversal do leito (m/s);
Substituindo (3) em (4), resulta:
O tempo médio do escoamento (ou tempo de retenção hidráulico) pode ser obtido a partir da
expressão (6):
Em que:
p – porosidade do meio de enchimento;
As – Área superficial do leito de macrófitas (m3);
h – altura de água (m);
Substituindo (6) na equação cinética de primeira ordem (1), e resolvendo em ordem a As,
resulta (7):
33
Em que:
Ce –concentração de matéria orgânica do efluente (mg/l);
Ca –concentração de matéria orgânica do afluente (mg/l);
K –constante cinética de primeira ordem (dias-1);
Os autores Reed et al (1995), Metcalf e Eddy (1995) e Relvão (1999) arbitram previamente
uma altura para o nível de água e para a perda de carga unitária, obtendo valores para a
largura dos leitos a partir da expressão (5) (a área transversal é dada pelo produto entre a
largura e a altura de água). O comprimento dos leitos é calculado a partir da área superficial,
determinada através da expressão (7). (a área superficial é dada pelo produto entre o
comprimento e a largura). Para uma informação mais pormenorizada sobre o método de
dimensionamento proposto por estes autores aconselha-se a consulta das suas publicações.
A equação cinética simplificada de primeira ordem (1) admite que a concentração de matéria
orgânica tende assimptoticamente para zero, o que não traduz a realidade (Stein et al, 2006).
Reconhecendo as debilidades do modelo cinético simplificado, e de modo a obter um melhor
ajuste aos dados recolhidos em leitos de macrófitas, Kadlec e Knight (1996) introduziram uma
modificação na equação cinética de primeira ordem (1) com a introdução do parâmetro C*. A
equação cinética de primeira ordem modificada é usualmente designada pelo modelo K-C*. O
parâmetro C* representa a concentração residual de matéria orgânica para a qual tende
assimptoticamente o modelo. A introdução do parâmetro C* permite contabilizar a produção de
matéria orgânica dentro do leito, matéria proveniente da atmosfera ou do solo, e a existência
de matéria orgânica recalcitrante no afluente.
Para leitos de macrófitas de escoamento sub-superficial horizontal o modelo K-C* é dado pela
expressão (8) (Kadlec e Knight, 1996).
O valor de K pode ser corrigido para ter em conta o efeito da temperatura através da expressão
(2).
Outros modelos para a remoção da matéria orgânica têm sido propostos, como o modelo
cinemático Monod. A equação Monod (9) foi proposta por Jacques Monod em 1949, e descreve
o crescimento de microorganismos (Figura 15). A constante Ks é designada pela constante de
meia saturação, é a taxa de degradação biológica (ou de crescimento biológico) e S
representa a disponibilidade de substrato disponível para a degradação por parte dos
microorganismos. O modelo cinemático de Monod baseia-se no pressuposto de que os
processos biológicos de remoção da matéria podem ser aproximados pela equação de Monod
(Mitchell and McNevin, 2001)
34
Figura 15 – Taxa de crescimento de microorganismos, , em função do substrato disponível, S (adaptado de http://www.hypertextbookshop.com/biofilmbook/v004/r003/contents/chapters/chapter002/section002/black/page001.html).
O modelo cinemático de Monod traduz com maior precisão o comportamento de remoção de
matéria orgânica nos leitos de macrófitas que o modelo cinemático de primeira ordem (equação
1 e 8), uma vez que descreve que a taxa de remoção de matéria orgânica aumenta, para
disponibilidades mais reduzidas de matéria orgânica (comportamento do modelo cinemático de
primeira ordem) e para disponibilidades mais elevadas identifica um limite máximo para a taxa
de remoção (Mitchell and McNevin, 2001). De facto o modelo cinemático de primeira ordem
prevê um aumento ilimitado da taxa de remoção com o aumento da disponibilidade de matéria
orgânica (Mitchell and McNevin, 2001).
No entanto os modelos cinemáticos de primeira ordem, quer o simplificado quer o modificado,
são ainda os mais utilizados para prever o comportamento dos leitos de macrófitas (IWA, 2000;
USEPA, 2000).
O método proposto pela USEPA (2000) para o dimensionamento dos leitos de macrófitas de
escoamento sub-superficial horizontal difere substancialmente dos restantes por considerar
como parâmetro de dimensionamento a carga orgânica afluente. A USEPA (2000) sugere uma
carga orgânica máxima de 6 g CBO /m2/d (com o objectivo de alcançar no efluente uma
concentração máxima de 30 mg/l CBO), resultando em leitos com dimensões maiores quando
comparando com as dimensões obtidas utilizando os outros métodos, para as mesmas
condições de projecto (USEPA, 2000).
De acordo com USEPA (2000) a área superficial do leito de macrófitas (As) é obtida através da
expressão (10):
Em que:
Q- caudal máximo mensal afluente (m3/dia);
C0- concentração máxima mensal afluente (mg/l);
35
C.o.a – carga orgânica aplicada, ou afluente (g/m2/dia); a USEPA (2000) sugere uma carga de dimensionamento de
6g CBO /m2/d.
Tendo em conta a equação (5), baseada na Lei de Darcy, resolvida em ordem a J, resulta (11):
Sabendo que o gradiente hidráulico (J) é igual ao quociente entre a perda de carga (dh) e o
comprimento do leito (L), resulta (12):
Uma vez que o comprimento do leito (L) é igual ao quociente entre a área superficial do leito
(As) e a largura (b), a largura obtém-se através da expressão (13):
√
Em que:
As1 – área superficial do leito na zona de tratamento 1. A USEPA (2000) refere que a área da zona 1 é 30% da área
superficial total;
K1 – condutividade hidráulica do meio na zona de tratamento 1 (m/dia). A USEPA (2000) refere que K1 é 1% da
condutividade total do meio de enchimento limpo;
dh1 –máxima perda de carga admitida na zona de tratamento 1 (m). A USEPA (2000) admite que a máxima perda de
carga admitida na zona 1 é de 10% da altura do meio de enchimento;
h água – profundidade do nível de água (m);
Na Figura 11 encontram-se representadas as diferentes zonas de um leito de macrófitas,
referidas por USEPA (2000).
Uma vez que o método de dimensionamento apresentado por USEPA (2000) considera no
cálculo da área superficial (expressão (10)) a carga orgânica afluente ao sistema, a utilização
de valores de carga orgânica superiores ao sugerido por USEPA (2000) origina uma redução
na área de implantação dos leitos.
36
37
4. Estudo da influência da carga orgânica no
comportamento de leitos de macrófitas
4.1. Notas introdutórias
A partir da pesquisa bibliográfica efectuada, foram identificados os principais parâmetros que
influenciam a remoção da matéria orgânica em leitos de macrófitas de escoamento sub-
superficial horizontal:
Granulometria do meio de enchimento
Como referido anteriormente, a diminuição da granulometria aumenta a eficiência dos
processos físicos e o desenvolvimento do biofilme, no entanto potencia a ocorrência de
colmatação.
Composição da água residual
Os constituintes da água residual afluente aos leitos poderão ter alguma influência na eficiência
dos processos de remoção (Caselles Osorio and Garcia, 2007a). A consideração da
constituição da água residual torna-se mais importante quando se pretende comparar leitos
recebendo afluentes de origens muito distintas: por exemplo domésticas e industriais, ou
proveniente de indústrias diferentes. No caso de águas de origem industrial a existência de
produtos tóxicos ou valores extremos de pH poderão destruir o biofilme existente nos leitos.
Nesses casos deverá ser efectuado um pré-tratamento para eliminação desses produtos
tóxicos ou equilibrar o pH (através dum tanque de equalização por exemplo).
Nível de água
Como referido anteriormente, o nível de água no leito poderá influenciar o tipo de reacções
predominantes e desse modo a eficiência dos processos de remoção (Garcia et al, 2005;
Huang et al, 2005).
Tempo de retenção hidráulico, TRH
A consideração do tempo de retenção hidráulico (TRH) é importante uma vez que a remoção
da matéria orgânica está directamente relacionado com este tempo (USEPA, 2000). É
expectável que a um aumento do TRH corresponda um aumento na eficiência do processo de
remoção, por haver mais tempo para a degradação da matéria orgânica. De acordo com
estudos de Taylor et al (2010) e Stein et al (2006), a remoção aumenta muito com o aumento
do TRH, até um dado valor do TRH, a partir do qual a remoção aumenta muito lentamente, ou
se mantém aproximadamente constante, com o aumento do TRH (Figura 16 e 17). Nos
estudos desses autores, a utilização de TRH superiores a três dias não traduz grandes ganhos
na remoção de matéria orgânica, com excepção do estudo de Taylor et al (2010) e para uma
38
temperatura de 24ºC, em que a utilização de um TRH de cerca de 6 dias apresenta ganhos
significativos em relação ao TRH de 3 dias.
Figura 16 – Evolução da concentração efluente com o aumento do TRH, do estudo de Taylor et al (2010).
Figura 17 - Evolução da concentração efluente com o aumento do TRH, do estudo de Stein et al (2006).
39
Com base em vários estudos verificou-se que o TRH pode ser entre 40 a 80% inferior ao valor
calculado teoricamente através da expressão (6), devido á diminuição da porosidade, à
existência de caminhos preferenciais e de zonas estagnadas (Bowmer, 1987, Fisher, 1990,
Breen and Chick, 1995, Tanner and Sukias, 1995, Sanford et al., 1995b, Batchelor and Loots,
1997, Bhattarai and Griffin, 1998, Tanner et al., 1998, Rash and Liehr, 1999, in USEPA, 2000).
A utilização de elementos traçadores para a determinação do TRH resulta num valor mais
realístico que a utilização da expressão acima referida. Vários tipos de traçadores podem ser
utilizados (Bowmer, 1987, Fisher, 1990, Netter and Bischofsberger, 1990, Netter 1994, Sanford
et al., 1995b, Bhattarai and Griffin, 1998, Young et al., 2000, George et al., 2000, in USEPA,
2000, in USEPA, 2000).
Temperatura
A temperatura também poderá influenciar a eficiência de remoção. Como mencionado
anteriormente em 3.1.2, temperaturas mais elevadas aceleram as reacções biológicas de
decomposição da matéria orgânica. No entanto a remoção de matéria orgânica não se
encontra limitada aos processos de remoção biológicos. No estudo de Taylor et al (2010) e
Stein et al (2006) verificou-se que em leitos com determinadas espécies de plantas existiu uma
relação negativa entre a remoção e a temperatura, enquanto noutros leitos com outras
espécies existiu uma relação positiva. Contudo a principal diferença na remoção de matéria
orgânica com a temperatura verificou-se no leito sem plantas, em que a remoção aumentou
muito significativamente com o aumento da temperatura de 4ºC para 24ºC.
Plantas utilizadas
A contribuição das plantas para a remoção de matéria orgânica não é consensual entre os
vários autores, como referido no subcapítulo 3.5.7. Segundo estudos de Taylor et al (2010) e
Stein et al (2006) as plantas poderão ter um impacto significativo na remoção de matéria
orgânica, com especial importância para temperaturas mais baixas. Verificou-se também que
mesmo entre espécies existe variações na remoção da matéria orgânica, com algumas a
apresentarem melhores desempenhos. Ainda de acordo com o estudo de Garcia et al (2005) e
Huang et al (2005) as plantas poderão também ter um contributo importante quando se utilizam
valores de altura de água relativamente inferiores aos normalmente mencionados na literatura.
Carga orgânica aplicada
A quantidade de matéria orgânica removida nos leitos é avaliada através do parâmetro carga
orgânica. A carga orgânica é uma medida da massa de matéria orgânica existente na água, por
área de superfície de leito e unidade de tempo.
Vários estudos têm verificado que a um aumento da carga orgânica afluente corresponde um
aumento na quantidade de matéria orgânica removida por unidade de área e um aumento na
40
eficiência (Vymazal, 2001; Caselles Osorio e Garcia, 2006, 2007 b; Caselhes Osorio et al,
2007; Calheiros et al, 2009; Hijosa-Valsero et al, 2010).
A análise da carga orgânica aplicada torna-se também importante porque, para além de ter
influência na eficiência de tratamento, constitui um dos critérios de dimensionamento propostos
na literatura (Wood, 1995; TVA, 1993, in USEPA, 2000; USEPA 2000). A consideração de
valores mais elevados de carga orgânica afluente que os mencionados na literatura, para o
dimensionamento dos leitos, poderá originar reduções significativas da sua área de
implantação, um factor importante a considerar, visto estes leitos serem normalmente
associados a grandes extensões de terreno, sendo que muitas das vezes essa área não está
disponível ou é onerosa
É importante referir que o estudo da carga orgânica aplicada (ou de outro parâmetro acima
mencionado), deve ter em conta o valor da carga hidráulica (obtida dividindo o caudal pela área
superficial do leito). Embora os efeitos da variação de carga hidráulica estejam considerados
nos parâmetros TRH e carga orgânica aplicada, é importante verificar se o valor de carga
hidráulica não ultrapassa um determinado limite. Kadlec e Knight (1996) sugerem um limite
máximo de carga hidráulica de 11,4 cm/dia de modo a evitar a ressuspensão da matéria
sedimentada e o arrastamento do biofilme.
Também é relevante salientar que muitos dos estudos efectuados que avaliam a variação da
eficiência dos leitos de macrófitas através duma variação da carga orgânica não têm muitas
vezes em consideração a possível interferência da variação de outros parâmetros. É usual
encontrar estudos (Akratos e Tsihrintzis, 2007; Fountoulakis et al, 2009; Calheiros et al, 2009)
em que existe uma variação da carga orgânica e do TRH (ou uma variação da carga
hidráulica), o que torna difícil aferir qual o parâmetro responsável pela variação da eficiência.
Para uma correcta análise do efeito da variação de carga orgânica na eficiência, essa variação
deve ser feita através duma variação da concentração e não através duma variação de caudal
(ou carga hidráulica), de modo a não alterar o TRH.
A análise dos valores da eficiência ou concentração efluente em cada leito tem que ter em
consideração os vários parâmetros acima indicados porque cada um tem influência no valor
final.
Uma abordagem mais simples é o estudo da influência dum dado parâmetro no valor da
eficiência, desde que se mantenham os restantes parâmetros com influência significativa na
eficiência de tratamento, constantes. Neste trabalho o objectivo consiste em melhor perceber a
influência do parâmetro carga orgânica na eficiência de remoção dos leitos de macrófitas de
escoamento sub-superficial, tendo-se para isso realizado ensaios laboratoriais.
41
4.2. Descrição da instalação experimental
A instalação experimental é constituída por três leitos de macrófitas de escoamento
subsuperficial situados no laboratório do Instituto Superior Técnico, em Lisboa. Um dos leitos
não tem qualquer tipo de vegetação, outro é constituído por plantas do tipo Prhagmites
australis e o outro com plantas do tipo Scirpus lacustris, representados na Figura 18.
Cada leito é constituído por uma caixa de Policloreto de Vinilo (PVC) com dimensões 1.1 m ×
0.71 m × 0.76 m (comprimento x largura x altura). O meio de enchimento é constituído por
gravilha com uma granulometria compreendida entre os 4 e os 8 mm com cerca de 30cm de
profundidade. A porosidade deste material é de cerca de 30%, e o nível de água foi ajustado
para 25cm durante o decorrer dos ensaios.
Figura 18- Instalação experimental constituída por um leito sem plantas (esq), um leito plantado com Phragmites Australis (centro) e um leito plantado com Scirpus Lacustris (dir).
A distribuição do efluente é efectuada através de uma tubagem em T invertido com orifícios,
existente no interior do leito junto a um dos topos. A tubagem encontra-se localizada a meia
altura do meio de enchimento, permitindo uma distribuição do efluente ao longo de toda a
largura do leito (Figura 19).
Figura 19- Tubagem de distribuição do afluente
42
O efluente sai na extremidade oposta do leito através de uma tubagem invertida que permite o
ajuste do nível de água no leito, através da alteração da sua inclinação.
4.3. Operação da instalação experimental
4.3.1. Cronograma das actividades experimentais
A instalação dos leitos ocorreu em Outubro de 2009, altura em que foram também plantadas
macrófitas jovens. Foram plantados inicialmente 5x5 propágulos em cada leito, tendo sido
plantados novos propágulos no leito com Scirpus em Maio 2010.
A instalação iniciou o seu funcionamento em Fevereiro de 2010, tendo sido inicialmente
inoculada com efluente da ETAR de Beirolas, que serve parte da cidade de Lisboa. O afluente
para inoculação dos leitos foi recolhido a jusante dos tamisadores da ETAR, tendo os leitos
sido posteriormente alimentados com efluente sintético para controlo das cargas orgânicas
aplicadas.
Nos anos de 2010 e 2011 a instalação foi alimentada com efluente sintético durante cerca de 9
meses por ano, sendo alimentada com água potável nos restantes três. Em sistemas de
filtração em areia para abastecimento de água tem sido reportado que o fornecimento de água
potável proporciona o estabelecimento de algum biofilme (Urfer and Huck, 2001).
O período da actividade experimental objecto deste estudo iniciou-se a 20 de Fevereiro de
2012 com a alimentação diária (excepto fins-de semana) de esgoto sintético até 3 de Agosto de
2012. Muitos dos propágulos inicialmente plantados apresentaram um fraco desenvolvimento
até ao início da actividade experimental, sendo que o leito plantado com Scirpus apresentou
um desenvolvimento muito superior ao do leito plantado com Phragmites, como se pode
observar através da Figura 18.
4.3.2. Descrição das diferentes fases de alimentação e composição do
esgoto sintético
Os leitos foram alimentados com um caudal diário médio de 10L/dia em descontínuo (durante
15 min), excepto fins-de-semana, resultando num tempo de retenção hidráulico de 8 dias. A
carga hidráulica foi de 1,3 cm/dia, muito abaixo do limite sugerido por Kadlec e Knight (1996), e
referido em 4.1.
A actividade experimental foi dividida em 4 fases, sendo que a cada uma delas corresponde
um afluente com uma concentração superior à da fase anterior.
A composição do efluente sintético foi definida de forma a apresentar uma composição
semelhante a águas residuais típicas, em termos de conteúdo de matéria orgânica e nutrientes.
Os constituintes e respectiva dosagem foram fixados com base nos efluentes sintéticos
descritos em Nopens et al. (2001) e Akratos e Tsihrintzis (2007) e incluem as seguintes
substâncias:
43
Amido, como fonte de carbono;
Leite em pó, como fonte de carbono;
Ureia, como fonte de azoto;
Acetato de sódio, como fonte de carbono, rapidamente biodegradável;
Óleo de soja, como fonte de óleos e gorduras;
Peptona, como fonte de aminoácidos;
Fertilizante, como fonte de azoto, fósforo e oligoelementos (ferro, zinco, entre outros).
Na tabela 1 apresenta-se a constituição do esgoto sintético para cada fase bem como a
concentração teórica de matéria orgânica (medida em termos de CQO), azoto (N) e fósforo (P)
correspondente a cada constituinte.
Tabela 1- Concentrações dos diversos constituintes usados na preparação do esgoto sintético e concentração teórica da CQO, azoto e fósforo.
Fase 1
20 Fev. a 23 Março Fase 2
26 Março a 1 Junho Fase 3
4 Junho a 20 Julho Fase 4
23 Julho a 3 Agosto
Substância (mg/l)
Parâmetro (mg/l) (mg/l)
Parâmetro (mg/l) (mg/l)
Parâmetro (mg/l) (mg/l)
Parâmetro (mg/l)
CQO N P CQO N P CQO N P CQO N P
Ureia 60 23 27 0 60 23 27 0 60 23 27 0 60 23 27 0
Acetato tri-
hidratado 132 79 0 0 263 158 0 0 592 356 0 0 1316 790 0 0
Peptona 17 17 0 0 35 34 0 0 78 77 0 0 174 170 0 0
Amido 150 150 7 0 300 300 14 0 675 675 32 0 1500 1500 70 0
Leite em pó 150 150 6 1 300 300 12 2 675 675 27 5 1500 1500 60 10
Óleo de soja 29 29 0 0 29 29 0 0 29 29 0 0 29 20 0 0
Substral 0,5 ml/l
0 20 11 0,5 ml/l
0 20 11 0,5 ml/l
0 20 11 0,5ml/l 0 20 11
Total 448 60 12 Total 844 73 13 Total 1834 79 16 Total 4012 150 21
Na Figura 20 apresenta-se a evolução temporal da concentração de matéria orgânica afluente,
medida em termos de CQO, durante o período de estudo.
44
Figura 20- Evolução da concentração da matéria orgânica afluente ao longo da actividade experimental
A solução afluente foi preparada a partir de uma solução concentrada de 5 L, com
concentrações dos constituintes cem vezes superiores às concentrações mencionadas na
Tabela 1. Diariamente, e até a solução concentrada terminar (cerca de duas semanas para as
concentrações afluentes mais baixas e cerca de uma semana para as concentrações afluentes
mais elevadas), procedeu-se à recolha de um determinado volume dessa solução e adicionou-
se água da torneira até perfazer 40 L, com o objectivo de obter as concentrações teóricas
desejadas para cada fase. Cada um dos três leitos foi depois alimentado com 10 L da solução
de 40 L preparada em cada dia.
Pode-se observar que o CQO afluente difere do calculado teoricamente e apresenta alguma
variabilidade em cada fase devido à dificuldade de homogeneização da solução concentrada.
O facto de durante a 1ª fase e início da 2ª fase se terem utilizado, na preparação do afluente
sintético, constituintes adquiridos há já bastante tempo, pode explicar o facto de durante esse
período as concentrações serem significativamente inferiores às esperadas teoricamente.
De modo a estudar a influência da carga orgânica afluente no desempenho dos leitos,
mantiveram-se constante o nível de água no leito e o tempo de retenção hidráulico. O TRH
manteve-se constante mantendo invariável o caudal diário, tendo o aumento de carga sido
alcançado através do aumento da concentração, em termos de CQO. Entre leitos, como a
principal diferença consiste no tipo de plantas utilizadas, ou sua ausência, (a carga orgânica
afluente é igual para cada leito em cada instante) é também possível proceder a uma
comparação da influência das plantas na variação do desempenho dos leitos para uma dada
carga orgânica afluente. Um dos parâmetros não controláveis ao longo do tempo foi a
temperatura.
45
As experiências efectuadas em microcosmos são menos onerosas e permitem uma maior
versatilidade no estudo dos vários parâmetros. Os microcosmos são particularmente úteis
quando se pretende identificar padrões (como a influência de certos parâmetros nos valores da
eficiência) e investigar determinados mecanismos (Brisson e Chaazarenc, 2009).
Por outro lado, os valores dos parâmetros obtidos (por exemplo concentrações efluentes ou
eficiências) não devem ser directamente extrapolados para leitos reais por estes apresentarem
grande complexidade e heterogeneidade difícil de reproduzir em laboratório.
4.3.3. Monitorização
A monitorização dos leitos incluiu a recolha de amostras para análise da Carência Química em
Oxigénio (CQO) com uma frequência mínima de uma vez por semana. No período de mudança
de fases de alimentação a frequência de amostragem foi de duas a três amostras por semana
com o objectivo de avaliar mais detalhadamente a resposta dos leitos a essa variação de
carga.
A análise de CQO foi realizada através de testes colorimétricos (14690 e C4/25, WTW). Além
da análise do teor em matéria orgânica foram também efectuadas medições de temperatura,
pH, oxigénio dissolvido e condutividade eléctrica com uma frequência mínima de duas vezes
por semana. Durante o mês de Julho procedeu-se à medição diária do volume de entrada e de
saída do leito com o objectivo de calcular a taxa de evapotranspiração nos leitos.
4.4. Discussão e análise dos resultados
4.4.1. Parâmetros físico-químicos
Temperatura
A Figura 21 mostra a evolução da temperatura ao longo da actividade experimental (a partir do
dia 26 de Março), para o afluente sintéticos e efluentes dos três leitos.
46
Figura 21- Evolução da temperatura ao longo da actividade experimental
Pela análise do gráfico pode-se observar que a temperatura do afluente e dos efluentes é
semelhante. De realçar o aumento significativo de temperatura a partir do dia 11 de Maio.
Oxigénio Dissolvido
Na Figura 22 apresenta-se a evolução do oxigénio dissolvido para o afluente e efluentes, ao
longo da actividade experimental, a partir do dia 5 de Abril.
A medição do oxigénio dissolvido é uma medida indirecta da actividade bacteriológica. A
decomposição aeróbia apresenta-se como a mais eficaz na redução da matéria orgânica
(USEPA, 2000), no entanto está limitada à presença de oxigénio.
Figura 22- Evolução do oxigénio dissolvido ao longo da actividade experimental
47
As medições de oxigénio dissolvido revelaram, para os efluentes de todos os leitos, a partir do
dia 5 de Abril, concentrações de oxigénio inferiores a 1mg/l o que revela que este é limitante, e
que neste leito predominam reacções anóxicas/anaeróbias de degradação da matéria.
De referir que as águas residuais têm geralmente reduzidas concentrações de oxigénio
dissolvido ao contrário do registado neste estudo para o afluente sintético.
A falha verificada no dia 11 de Julho na medição do oxigénio dissolvido deveu-se a avaria no
equipamento medidor.
Condutividade eléctrica
A Figura 23 apresenta a evolução da condutividade eléctrica para o afluente e efluentes, ao
longo da actividade experimental, a partir do dia 9 de Abril.
Figura 23- Evolução da condutividade eléctrica ao longo da actividade experimental
Por observação da Figura 23 pode-se verificar que a condutividade média aumenta à medida
que aumenta a concentração afluente. Isto deve-se ao facto de a condutividade ser
directamente proporcional à concentração de partículas com cargas presentes na solução, ou
seja, de iões. Desse modo é possível concluir que existe em média um aumento na
concentração de iões no afluente e efluentes ao longo da actividade experimental. A
condutividade é semelhante nos efluentes dos três leitos, sendo ligeiramente inferior, em
média, no leito plantado com Scirpus.
O facto de a condutividade eléctrica dos efluentes ser quase sempre superior à condutividade
afluente deve-se à possível mineralização do material orgânico e às perdas de água por
evapotranspiração, proporcionando, dessa forma, o aumento da concentração iónica da água
residual sintética retida no leito (Matos, 2010).
48
pH
Na Figura 24 apresenta-se a evolução do pH para o afluente e efluentes, ao longo da
actividade experimental, a partir do dia 26 de Março.
Figura 24- Evolução do pH ao longo da actividade experimental
Apesar da oscilação registada para todos os leitos nos valores de pH, verifica-se que os
valores obtidos para os efluentes do leito sem Plantas e do leito plantado com Phragmites não
apresentam uma diferença significativa. Estes apresentam uma tendência decrescente ao
longo da actividade experimental, atingindo valores mínimos de pH de cerca de 6,4.
Por sua vez os valores de pH obtidos para o leito com Scirpus apresentam diferenças mais
significativas em comparação com os restantes leitos. Estes apresentam uma tendência de
estabilização para valores de pH de cerca de 6,7.
A diferença obtida para o leito com Scirpus poderá estar relacionada com o facto de no leito
com Phragmites o desenvolvimento das plantas ser reduzido, assemelhando-se o
comportamento deste leito ao do leito sem plantas.
A acidificação progressiva dos leitos deve-se provavelmente à produção de ácidos húmicos,
resultantes da decomposição da matéria orgânica.
49
Taxa de evapotranspiração
A taxa de evapotranspiração foi calculada para o mês de Julho, através da medição diária do
volume de entrada e de saída do leito. Na Tabela 2 apresentam-se as taxas médias diárias
obtidas para os três leitos, durante o referido mês.
Tabela 2- Taxa de evapotranspiração, e em percentagem do caudal afluente, registada para o mês de Julho de 2012.
Taxa de evapotranspiração
(mm/dia)
Em percentagem do caudal afluente
(%)
Sem plantas 1,23 9,6
Phragmites 1,37 10,7
Scirpus 1,48 11,6
Uma vez que a taxa de evapotranspiração aumenta com a temperatura, e esta foi em média
mais elevada durante o mês de Julho, estima-se que as taxas de evapotranspiração nos
restantes meses da actividade experimental sejam inferiores.
Como seria de esperar a taxa de evapotranspiração é menor no leito sem plantas, enquanto no
leito com Scirpus são registadas as taxas de evapotranspiração mais elevadas, provavelmente
por ser o leito que apresenta o maior desenvolvimento de plantas. Os valores obtidos indicam
que as perdas diárias por evapotranspiração representam cerca de 10% do caudal diário
afluente.
Os valores da Tabela 2 foram obtidos para microcosmos em ambiente laboratorial fechado, não
representando os resultados obtidos em sistemas reais, que podem atingir valores superiores a
10 mm/dia nos meses mais quentes (Galvão, 2009).
50
4.4.2. Evolução da CQO
Apresentação dos resultados
Na Figura 25 pode-se observar a evolução temporal da CQO afluente e efluentes dos leitos,
cujos valores se apresentam na Tabela A.1 do anexo.
Figura 25- evolução da CQO ao longo da actividade experimental
Uma análise geral à Figura 25 permite verificar que para as fases 2 e 3 (embora menos notório
nesta última) existe um aumento das concentrações efluentes no início e que estas tendem
depois a diminuir e estabilizar. Em relação à primeira fase, os valores de concentração efluente
aumentam continuamente no leito sem plantas e com Phragmites, não se considerando assim
nesses leitos a estabilização. Por outro lado, para o leito com Scirpus, os valores de
concentração efluente são sempre relativamente baixos e próximos entre si, demonstrando que
esse leito se encontra estabilizado para essa fase. Na fase 4, devido à sua curta duração, não
foram também registados os valores de concentração após estabilização.
Na tabela 3 é apresentada a carga orgânica média afluente para cada fase bem como os
valores de eficiência obtidos, no início e após estabilização das concentrações efluentes. Na
Tabela 4 são apresentados os resultados referentes ao início de cada fase, e na Tabela 5 os
resultados alusivos ao período após estabilização.
Neste estudo a estabilização foi considerada quando as concentrações efluentes são inferiores
a 50 mg O2/l e apresentam uma diferença inferior ou igual a 10 mg O2/l em pelo menos duas
medições consecutivas. O valor de 50 mg O2/l foi escolhido como referência para limite
superior das concentrações após estabilização, também designadas por concentrações
51
residuais, porque foi o valor médio de concentração residual obtido no estudo de Stein et al
(2006).
Os valores medidos um dia após um aumento de carga ainda não apresentam influência desse
novo aumento (ainda se encontram muito reduzidos e estabilizados) e por isso foram
contabilizados como sendo efluentes da carga anterior aplicada, para efeitos do cálculo das
eficiências após estabilização, da Tabela 3 e para efeitos de cálculo das concentrações
efluentes médias após estabilização, da Tabela 5.
De salientar que para o leito plantado com Scirpus e para as fases 1 e 3, todos os valores de
concentrações efluentes registados se encontram estabilizados. Também para o leito plantado
com Scirpus e para a fase 3, os primeiros valores de concentração efluente foram medidos
apenas três dias após o aumento de carga, sendo por isso que se refere que o tempo de
estabilização é inferior a três dias (Tabela 5).
Para cálculo dos valores de eficiência média da Tabela 3, foram consideradas as
concentrações afluentes médias de cada fase e as concentrações efluentes médias no início
de cada fase (para calculo da eficiência no inicio de fase) e as concentrações efluentes médias
após estabilização (para calculo da eficiência após estabilização). Para o cálculo do valor de
eficiência das fases 1 e 3, do leito plantado com Scirpus, considerou-se a estabilização a partir
do dia 17 de Maio. Contudo as concentrações medidas a partir do dia 26 de Abril encontram-se
abaixo do limite de detecção do método (inferiores a 50 mg/l), o que significa que a
estabilização poderá ter ocorrido antes (Tabela A.2 do Anexo). No entanto, os valores de
eficiência que se obteriam, caso a estabilização ocorresse antes, não diferiam
significativamente dos tabelados.
Tabela 3- CQO afluente médio para cada fase e eficiências de remoção no início de cada fase e após estabilização.
Fase CQO afluente médio
Leito Eficiência de remoção CQO
(mg/l) (g/m2/dia) Inicio Após estabilização
1 255 3,3
Sem plantas 74% -
Phragmites 75% -
Scirpus > 89% (1)
2 790 10,1
Sem plantas 75% 94%
Phragmites > 89% 97%
Scirpus > 93% 96%
3 1971 25,2
Sem plantas 94% 98%
Phragmites 97% 99%
Scirpus 99% (1)
4 3942 50,5
Sem plantas 90% -
Phragmites 89% -
Scirpus 98% -
52
(1) Eficiência observada ao longo da respectiva fase e que coincide com a eficiência após estabilização (os
valores das concentrações efluentes encontram-se todos estabilizados).
Tabela 4- Concentrações efluentes máximas, eficiências mínimas e tempo decorrido até ser alcançada a concentração efluente máxima, para cada fase.
CQO efluentes máximos (mg O2/l)
Eficiências mínimas Tempo até CQO máx.
(dias)
Fase 1
Fase 2
Fase 3
Fase 4
Fase 1
Fase 2
Fase 3
Fase 4
Fase 1
Fase 2
Fase 3
Fase 4
Sem plantas 107 404 185 470 60% 24% 89% 88% 30 16 10 8
Phragmites 87 152 81 556 63% 73% 95% 86% 30 4 10 8
Scirpus 35 90 34 119 86% 84% 98% 97% 9 4 3 8
Tabela 5- Concentrações efluentes mínimas, concentrações médias após estabilização e tempo até estabilização, para cada fase.
CQO efluentes mínimos (mg/l)
Tempo até estabilização (dias)
CQO efluentes médias após estabilização
(mg/l)
Fase 1 Fase 2 Fase 3 Fase 2 Fase 3 Fase 1 Fase 2 Fase 3
Sem plantas - 49 24 66 37 - 49 31
Phragmites - 23 19 71 32 - 23 25
Scirpus <25 19 16 entre 31 e 52 <3 ≤29 28 26
Nota: Os sinais de < na Tabela 5 e o sinal de > na Tabela 3 significam que as respectivas concentrações
efluentes medidas se encontram abaixo do limite mínimo de detecção do método.
Através da análise da Figura 25, pode-se observar, para uma carga afluente média de 3.3
g/m2/d correspondente à fase 1, que a concentração da CQO efluente aumenta nos leitos sem
plantas (de 25 para 107 mg O2/l) e com Phragmites australis (de 25 para 87 mg O2/l) e desse
modo as eficiências diminuem. No leito plantado com Scirpus as eficiências são superiores às
do leito plantado com Phragmites e sem plantas e as concentrações efluentes tendem a
diminuir (Tabela A.1 do anexo). Assim, nesta fase e como referido anteriormente, apenas foi
considerada a estabilização para o leito com Scirpus.
Na fase 2 houve um aumento brusco de carga orgânica afluente média de 3.3 g/m2/d para 10.1
g/m2/d. A resposta dos leitos a esse aumento de carga afluente foi um aumento na
concentração efluente em todos os leitos, com especial destaque para o leito sem plantas em
que houve um aumento de 107 para 404 mg O2/l, o que levou a que se obtivessem os mais
baixos valores de eficiência registados neste estudo, atingindo-se um mínimo de eficiência de
24% (Tabela 4). No leito plantado com Phragmites o aumento foi de 87 para 152 mg O2/l e no
leito plantado com Phragmites de 25 para 90 mg O2/l (Tabela A.2 do anexo e Tabela 4).
Após o pico de concentrações efluentes registou-se uma diminuição gradual em todos os leitos
e o consequente aumento da eficiência. As concentrações para a fase 2 atingiram o valor
mínimo de 49 mg O2/l para o leito sem plantas, 23 mg O2/l para o leito plantado com
Phragmites e 19 mg O2/l para o leito plantado com Scirpus (Tabela 5).
53
Tal como ocorreu no início da fase 2, durante o início da fase 3 a resposta dos leitos ao
aumento de carga afluente média para 25 g/m2/d, foi o aumento da concentração efluente. No
entanto esse aumento foi muito inferior ao registado na fase anterior. O aumento de
concentrações efluentes verificado na fase 3 foi de 49 para 185 mg O2/l para o leito sem
plantas, de 23 para 81 mg O2/l para o leito plantado com Phragmites, e de 19 para 34 mg O2/l
no leito plantado com Scirpus. Neste último leito, o valor máximo de concentração efluente
obtido de 34 mg O2/l já se encontra estabilizado, uma vez que a medição subsequente
apresenta uma diferença inferior a 10 mg/l, estabelecido como critério para a estabilização
neste trabalho (Tabela A.3 do anexo e Tabela 4).
Após estabilização das concentrações efluentes na fase 3, os valores das concentrações
efluentes dos leitos com plantas tenderam para valores semelhantes aos observados no final
da fase anterior, enquanto no leito sem plantas houve uma diminuição significativa das
concentrações efluentes em relação ao final da fase anterior. No final da fase 3 as
concentrações de CQO efluente atingiram valores mínimos muito próximos entre os três leitos:
24 mg O2/l para o leito sem plantas, 19 mg O2/l para o leito plantado com Phragmites e 16 mg
O2/l para o leito plantado com Scirpus (Tabela 5).
A fase 4 decorreu durante um período curto em relação às restantes fases (duas semanas), no
entanto é possível observar uma diferença na resposta dos leitos, comparativamente ao
observado no início da fase 3, tendo sido registado um aumento considerável nas
concentrações efluentes. Na fase 4 o aumento da carga afluente média de 25.2 g/m2/d para
50.5 g/m2/d, conduziu a um aumento de concentrações efluentes no leito sem plantas e no
leito com Phragmites: 31 para 470 mg O2/l e 28 para 556 mg O2/l, respectivamente (Tabela A.4
do anexo e Tabela 4). No leito com Scirpus o aumento registado foi muito menor, de 24 para
119 O2/l (Tabela A.4 do anexo e Tabela 4). Esta situação traduziu-se numa diminuição das
eficiências no leito sem plantas e no leito plantado com Phragmites, ao contrário do que
aconteceu nas fases anteriores. No leito plantado com Scirpus a diminuição da eficiência não é
significativa (Tabela A.4 do anexo e Tabela 3).
Após o pico de concentrações efluentes, estas tendem novamente a diminuir nos leitos
plantados com Phragmites, com 374 mg O2 /l e Scirpus, com 46 mg O2/l (Tabela A.4 do anexo).
No entanto a reduzida duração desta fase não permitiu obter valores de concentração após a
estabilização.
De referir que a fase 1 foi a que levou um maior tempo até ser alcançada a máxima
concentração efluente em todos os leitos (Tabela 4) e que a fase 3 apresentou um menor
tempo de estabilização quando comparando com a fase 2 (Tabela 5). O facto de na fase 1 as
concentrações efluentes apresentarem uma tendência crescente no leito sem plantas e
plantado com Phragmites indicia que, nesses leitos e para essa fase, o tempo até ser atingida
a máxima concentração efluente possa ser superior caso essa fase tivesse sido prolongada.
54
Discussão dos resultados
As menores eficiências médias foram registadas na fase 1 apesar de nesta fase a carga
orgânica afluente ter sido a menor das aplicadas durante a actividade experimental.
Adicionalmente, o período de tempo decorrido até as concentrações efluentes começarem a
diminuir nas fases posteriores (Tabela 4, tempo até CQO máx) é bastante inferior à própria
duração da primeira fase, em que não foi registada essa tendência decrescente, para o leito
sem plantas e com Phragmites.
Uma das razões poderá ser o facto de o biofilme ainda se encontrar em desenvolvimento e
adaptação para essa carga orgânica na fase 1, uma vez que as concentrações efluentes
aumentaram durante essa fase para o leito sem plantas e para o leito plantado com
Phragmites, ao contrário do observado no final da fase 2 e 3, em que existe uma estabilização.
De referir que o início desta fase coincide com o início da actividade experimental, o que
poderá explicar o menor desenvolvimento do biofilme registado nessa fase.
Além disso, existe sempre uma dada concentração residual de matéria orgânica no efluente,
proveniente da produção de matéria orgânica dentro do leito e da existência de matéria
orgânica recalcitrante no afluente (Stein et al, 2006). Sendo assim, e independentemente do
estado de desenvolvimento do biofilme, é natural que para menores valores de concentração
afluente a razão entre a concentração residual e a concentração de entrada seja maior.
A diferença de comportamento verificada no leito com Scirpus em relação aos restantes leitos
para a primeira fase poderá ser indicativo da contribuição das plantas para os processos de
remoção da matéria orgânica, visto que as plantas Scirpus se apresentam bastante mais
desenvolvidas que as Phragmites (como se pode observar na Figura 18).
Observou-se também que os aumentos de concentração efluentes dos três leitos verificados no
início da fase 2 foram muito superiores aos verificados no início da fase 3, apesar da carga
orgânica afluente na fase 3 ser significativamente superior à da aplicada na fase anterior.
Adicionalmente, após o aumento de carga na fase 3, os leitos demoraram menos tempo a
estabilizar quando comparado com a 2ª fase. Isto poderá dever-se a um maior
desenvolvimento do biofilme no início da fase 3, em comparação com o início da fase 2. Várias
razões poderão justificar a diferença no desenvolvimento do biofilme:
O maior período de tempo decorrido desde o início da actividade experimental até ao início
da fase 3 poderá ter contribuído para um maior desenvolvimento do biofilme. É expectável
que o biofilme se desenvolva exponencialmente ao longo do tempo, caso não haja
limitação de matéria orgânica, até um valor limite (Figura 15).
O facto de no final da fase 2 os leitos terem recebido concentrações altas de 1510 e 1564
mg O2/l, poderá também ter contribuído para o desenvolvimento do biofilme face às cargas
mais elevadas da fase 3.
55
No leito sem plantas os maiores valores de CQO efluente na fase 2 foram registados para
uma temperatura aproximada de 16ºC. No leito plantado com Phragmites e no leito
plantado com Scirpus os maiores valores foram registados para uma temperatura
aproximada de 18ºC. Por outro lado, os maiores valores de CQO efluente na fase 3 foram
registados para uma temperatura aproximada de 22ºC para todos os leitos. Ademais,
durante o final da fase 2, a partir do dia 11 de Maio, ocorreu um grande aumento médio de
temperatura, de cerca de 18 para 24ºC (Figura 21).
Estudos de Stein et al (2006) e Taylor et al (2010), referidos anteriormente, relataram uma
grande influência da temperatura no desempenho dos leitos, principalmente para o leito
sem plantas. No leito sem plantas a remoção aumenta com o aumento de temperatura,
provavelmente porque os processos de degradação microbiológicos aumentam com a
temperatura. Na Figura 9, para um TRH de 6 dias (o mais próximo do TRH deste trabalho,
que é de 8 dias) pode-se observar a ligeira melhoria no desempenho do leito sem plantas
(controlo) na remoção de matéria orgânica, em termos de CQO, quando a temperatura
aumenta de 16ºC para 20ºC (a CQO efluente diminui), para a mesma carga afluente, obtido
no estudo de Stein et al (2006). Nos leitos com plantas a diferença não é significativa.
Apesar de o aumento de temperatura registado no presente estudo (de aproximadamente
6ºC), poder não ser a principal causa para a diminuição tão significativa da concentração
efluente obtida no início da fase 3 quando comparando com o início da fase anterior, esse
aumento poderá ter contribuído para os resultados alcançados.
Da análise da Figura 25 pode considerar-se que o biofilme se encontra estabilizado no final da
fase 2 e 3, dada a reduzida variação das concentrações efluentes registadas
Verificou-se também uma diferença significativa nos valores de concentração efluente obtidos
em cada fase entre cada leito, com especial destaque para os momentos após os aumentos de
carga. Admitindo que, para cada fase e em cada leito, o biofilme se encontra no mesmo estado
de desenvolvimento, a conjugação de duas razões poderão explicar esta diferença de
comportamento entre os leitos:
Na Figura 9 do estudo de Stein et al (2006) pode-se observar, para um TRH de 6 dias e
para uma temperatura de 16ºC e 20ºC, a grande melhoria na remoção de matéria orgânica
nos leitos plantados com as espécies Carex utriculata e Schoenoplectus acutus em relação
ao leito sem plantas, com uma maior diferença para a temperatura de 16ºC. A maior
diferença na remoção de matéria orgânica entre os leitos com e sem plantas para
temperaturas mais baixas, poderá assim explicar, em parte, a diferença de concentrações
efluentes máximas obtida entre os leitos para a fase 2 do presente estudo.
Uma vez mais é observável a melhoria significativa no desempenho do leito plantado com
Scirpus em relação aos restantes leitos, após os aumentos de carga. Além disso, para o
56
leito plantado com Scirpus, durante a fase 1 e a fase 3 os valores de concentrações
efluentes medidos encontram-se todos estabilizados, o que demonstra a robustez deste
leito para fazer face a variações bruscas de carga. Isto poderá sugerir que quando se
procede a aumentos significativos de carga afluente, e independentemente da variação de
temperatura registada, as plantas poderão ter um papel importante na remoção da matéria
orgânica.
Após a estabilização das concentrações efluentes a diferença entre os leitos não é tão
significativa, o que poderá indiciar uma menor relevância do papel das plantas na remoção de
CQO após estabilização dos sistemas para uma dada carga orgânica afluente. O facto de o
leito com Scirpus ter tido um desempenho significativamente melhor que o leito plantado com
Phragmites poderá dever-se, como já referido, ao maior desenvolvimento das plantas da
espécie Scirpus, visível na Figura 18.
Na fase 4 observou-se uma diferença na resposta dos leitos comparativamente ao observado
no início da fase 3, tendo sido registados os maiores valores de CQO efluentes deste trabalho,
em todos os leitos.
As razões referidas anteriormente para explicar a diferença de comportamento nos leitos entre
o início das fases 2 e 3, parecem não explicar a diferença verificada no início da fase 4. De
facto, tanto no final da fase 2 como no final da fase 3 o biofilme aparenta estar totalmente
desenvolvido e adaptado para a carga orgânica aplicada, dada a reduzida variação das
concentrações efluentes registadas no final dessas fases, como já referido. Também a
temperatura aparenta não ter grande influência na diferença de comportamentos dos leitos
registada entre o início das fases 3 e 4. Com efeito não houve grandes variações de
temperatura nesse período, além de estas terem sido relativamente altas, em média 24ºC (no
estudo de Taylor et al (2010) e Stein et al (2006) os autores concluem que a variação de
temperatura, para temperaturas mais elevadas, não influência muito a remoção de matéria
orgânica em cada leito; a diferença na remoção entre cada leito é também menor para as
temperaturas mais elevadas).
A principal razão para a diferença de comportamentos dos leitos no início da fase 4 em relação
à fase anterior aparenta estar directamente relacionada com a elevada carga orgânica
aplicada, originando uma maior dificuldade de resposta por parte do biofilme. Da fase 3 para a
fase 4 ocorreu o maior aumento médio de carga orgânica durante a actividade experimental, de
cerca de 25 g/m2/d para 50 g/m
2/d. Considerando os dias após o aumento de carga (e antes da
estabilização), este estudo parece prever a existência de um limite de carga orgânica afluente a
partir do qual as eficiências diminuem (no leito sem plantas e no leito plantado com
Phragmites) ou estabilizam (no leito plantado com Scirpus) e consequentemente as
concentrações efluentes aumentam significativamente. Esse limite de carga orgânica encontra-
se provavelmente entre os 25 e os 50 g/m2/dia para o presente estudo.
57
O melhor comportamento apresentado pelo leito plantado com Scirpus vem de encontro ao
referido anteriormente: quando se procede a aumentos bruscos de carga orgânica afluente as
plantas poderão ter um papel importante na eliminação da matéria em excesso.
Embora o estudo de Taylor et al (2010) não tenha analisado a variação de desempenho nos
leitos com o aumento de carga orgânica afluente, os autores referem ser expectável que a
influência das plantas e das diferentes espécies diminua com o aumento de carga,
provavelmente devido ao facto de o oxigénio transferido pelas raízes ser significativamente
insuficiente face ao grande consumo de oxigénio por parte dos microorganismos (dada a
elevada disponibilidade de matéria orgânica para degradar). No entanto no presente trabalho, e
como será analisado em maior detalhe de seguida, a influência das plantas na remoção da
matéria orgânica aumentou da fase 3 para a fase 4, com o aumento de carga orgânica
afluente.
Por fim é de referir que tanto na fase 3 como na 4 quando se procedeu ao aumento de carga
orgânica afluente não foi verificado um aumento imediato na concentração efluente. Esse
aumento apenas foi registado passados dois a três dias depois de se ter procedido ao aumento
de carga.
Importância das plantas
Devido ao valor das plantas na remoção de matéria orgânica registado neste estudo,
apresenta-se de seguida e em maior detalhe a sua influência para cada fase.
As Tabelas 6, 7, 8 e 9 apresentam de forma resumida a influência que as plantas do tipo
Scirpus e Phragmites evidenciaram na remoção da matéria orgânica em cada fase, e
considerando o período de início de fase e após estabilização.
A taxa de remoção por parte das plantas foi obtida admitindo que a taxa de remoção por parte
do biofilme e do meio de enchimento é igual em todos os leitos e corresponde à remoção por
parte do leito sem plantas. Desse modo, a diferença entre a taxa de remoção obtida para os
leitos com plantas (Scirpus e Phragmites) e a taxa de remoção obtida para o leito sem plantas
representa a taxa de remoção por parte das plantas. A mesma metodologia foi adoptada por
Camacho et al (2007) e Mavioso (2010).
Além da taxa de remoção por parte das plantas (taxa de remoção adicional, T.R.A), é também
apresentada a percentagem de remoção por parte dessas plantas em relação ao total removido
nesse mesmo leito, assim como a percentagem adicional de remoção em relação ao leito sem
plantas, que corresponde ao ganho percentual de remoção pela presença de vegetação.
58
Tabela 6- Importância das plantas na fase1
Fase 1
Taxa remoção média no leito sem plantas, LSP (g/m2/dia): 2,43 g/m2/dia
T.R.A
(g/m2/dia)
Em percentagem do
total removido
Percentagem de remoção adicional
relativamente ao LSP
S. +0,47 16,2% 19,3%
P. +0,02 0,6% 0,6%
Tabela 7- Importância das plantas na fase 2
Fase 2
Taxa remoção média no leito sem plantas, LSP (g/m2/dia): início = 7,49; após estabilização =12,55
Inicio Após estabilização do leito sem plantas (SP)
T.R.A
(g/m2/dia) Em percentagem do total removido
Percentagem de remoção adicional relativamente ao
LSP
T.R.A (g/m2/dia)
Em percentagem do total removido
Percentagem de remoção adicional relativamente ao
LSP
S. +1,93 20,5 % 25,8 % 0,32 2,5 % 2,6 %
P. +1,49 16,6 % 19,9 % 0,32 2,5 % 2,6 %
Tabela 8- Importância das plantas na fase 3
Fase 3
Taxa remoção no leito sem plantas (SP): início = 23,79; após estabilização =23,9
Inicio Após estabilização do leito sem plantas (SP)
T.R.A
(g/m2/dia) Em percentagem do total removido
Percentagem de remoção adicional
relativamente ao LSP
T.R.A (g/m2/dia)
Em percentagem do total removido
Percentagem de remoção adicional relativamente ao
LSP
S. +1,10 4,4% 4,6 % +0,2 0,6% 0,6 %
P. +0,85 3,4 % 3,6 % +0,1 0,4% 0,5 %
Tabela 9- Importância das plantas na fase 4
Fase 4
Taxa remoção no leito sem plantas, LSP (g/m2/dia): 43,28
T.R.A
(g/m2/dia) Em percentagem do total removido
Percentagem de remoção adicional relativamente ao LSP
S. +4,2 8,8 % 9,7 %
P. -0,2 -0,3 % -0,3 %
T.R.A – taxa de remoção adicional. LSP- Leito sem plantas.
S. - Scirpus
P. – Phragmites
59
Figura 26 – Percentagem de remoção adicional em relação ao leito sem plantas, para o leito plantado com Scirpus e com Phragmites, para cada fase.
A análise das tabelas 6 a 9 e da Figura 26 permite observar a influência das plantas na
remoção da matéria orgânica, com maior influência para as plantas Scirpus. É provável que a
diferença de comportamento entre os leitos com plantas se deva ao facto de o leito com
Scirpus apresentar um desenvolvimento muito superior (Figura 18), e não tanto à diferença
entre espécies. Devido ao fraco desenvolvimento das plantas da espécie Phragmites é
esperado que o comportamento deste leito se aproxime mais do comportamento de um leito
sem plantas do que do comportamento de um leito com plantas. Deste modo, e apenas para
efeitos da análise que de seguida irá ser efectuada, o leito plantado com Phragmites não será
considerado como um leito com plantas. Assim, para analisar o potencial da utilização de
plantas em leitos de macrófitas, será utilizado como referência o leito plantado com Scirpus.
A influência da utilização de plantas é maior no início da fase 1 e da fase 2 (Tabela 6 e 7 e
Figura 26), sendo que o ganho de remoção pela presença de plantas atinge um máximo de
cerca de 26% no início da fase 2. Durante a fase 3 a influência das plantas não é tão
significativa, e a taxa de remoção adicional diminui em relação à fase anterior (Tabela 7 e 8 e
Figura 26). No início da fase 4, a taxa de remoção por parte das plantas volta a aumentar
(T.R.A) bem como o ganho percentual pela presença de plantas na remoção de matéria
orgânica (Tabela 9 e Figura 26).
Através da discussão efectuada anteriormente, e tendo em conta os novos dados das Tabelas
6 a 9, verifica-se que a maior influência das plantas na remoção de matéria orgânica coincide
com o período de menor desenvolvimento do biofilme. Como discutido anteriormente, o
biofilme encontra-se menos desenvolvido na fase 1 e inícios das fases 2 e 4, coincidindo com o
período de maior influência das plantas (Figura 26). Desse modo poder-se-á concluir que as
60
plantas desempenham um papel importante na remoção da matéria em excesso no período de
adaptação do biofilme ao aumento de carga orgânica afluente ao sistema.
Após estabilização do sistema e no início da fase 3 a influência das plantas é muito menor
provavelmente porque o biofilme se encontra desenvolvido e estabelecido para a respectiva
carga orgânica afluente (Tabela 7 e 8 e Figura 26). Contudo, apesar de se obterem, após
estabilização do sistema, reduzidos ganhos percentuais pela presença de plantas, esses
ganhos poderão ser decisivos no cumprimento de determinados limites de concentração de
CQO ou CBO na descarga.
Através da discussão efectuada, conclui-se a importância de aferir as condições operacionais
dos leitos em que essas concentrações foram medidas, isto é, se o sistema está sujeito a
aumentos de carga pontuais (e se são frequentes ou poucos comuns) ou se o sistema opera
regularmente com as cargas para as quais as concentrações são medidas. Com efeito, o
estudo realizado indica que para uma mesma carga orgânica afluente a concentração efluente
registada é muito diferente no caso de essa concentração ter sido medida imediatamente após
o aumento de carga, ou passado algum tempo da aplicação constante dessa carga.
Nesta discussão assumiu-se que as variações de eficiências em cada leito, ao longo da
actividade experimental, se devem essencialmente à acção do biofilme. Em trabalhos futuros
sobre este tema será importante utilizar métodos complementares para aferir o
desenvolvimento do biofilme. Métodos para medição da actividade do biofilme são
apresentados por exemplo em Ragusa et al (2004).
Para o caso em estudo conclui-se que a possível existência de caminhos preferenciais
provocados pelas raízes das plantas é desprezável uma vez que os leitos com plantas
apresentam um comportamento significativamente melhor que os sem plantas (o que não
aconteceria caso as raízes das plantas provocassem ―curtos circuitos‖, com a consequente
diminuição das eficiências).
A análise da colmatação dos leitos não foi levada a cabo neste estudo dado tratar-se de uma
instalação experimental alimentada com esgoto sintético, onde a componente de SST é
significativamente inferior ao do esgoto real doméstico típico.
61
4.4.3. Comparação com outros estudos
Apesar de os leitos de macrófitas serem identificados como sistemas de tratamento robustos,
recomendados para o tratamento de efluentes de parques de campismo ou hotéis, onde a
variabilidade de caudais e concentrações pode ser significativa (Masi et al., 2007), ou para
efluentes de suiniculturas, com elevadas cargas orgânicas (Lee et al., 2004), a compreensão
do desempenho e capacidade de adaptação destes sistemas face a elevadas cargas
orgânicas, com aumentos significativos de caudais e cargas poluentes, encontra-se ainda
numa etapa inicial de desenvolvimento, dado que a maioria dos estudos não aborda a resposta
do sistema, face a períodos de variação de condições operacionais (Galvão e Matos, 2010).
Os valores obtidos em cada estudo não podem ser directamente comparados entre si por
variarem vários parâmetros entre cada estudo. No entanto a influência da carga orgânica pode
ser comparável desde que, em cada estudo, as restantes variáveis, com influência significativa
no processo de tratamento, sejam mantidas constantes. A partir da pesquisa bibliográfica
efectuada foram seleccionados apenas os estudos em que existe uma variação de carga
orgânica, sem que se alterem simultaneamente outros parâmetros com influência significativa
na eficiência. Nos estudos a seguir mencionados a variação da carga orgânica é feita através
de uma alteração da concentração, mantendo desse modo o TRH constante. De notar que na
Tabela 11 apenas se procede à comparação dos valores referentes ao mesmo TRH.
Evolução da concentração efluente com o aumento de carga orgânica
Os vários estudos apresentados por Caselles Osorio e Garcia (2006, 2007b), Caselles Osorio
et al (2007) e Hijosa-Valsero et al (2010), indicam que a um aumento de carga orgânica
afluente, medido através da CQO, corresponde um aumento na concentração efluente
(Tabelas 10,11 e 12).
Tabela 10- Concentrações efluentes e eficiência para duas cargas orgânicas afluentes crescentes, em leitos de macrófitas plantados com Phragmites Australis (Caselles Osorio e Garcia, 2006; Caselles Osorio et al, 2007).
Glucose Glucose Amido Amido
CQO afluente (mg O2/l) 170 (10) 606 (26) 150 (17) 541 (67)
CQQ afluente média (g/m2/dia)
6 23
6 23
CQO efluente (mg O2/l) 41 (10) 50 (19) 45 (17) 49 (13)
Eficiência (%) 76 92 70 91
62
Tabela 11- Concentrações efluentes e eficiências obtidas para diferentes cargas orgânicas afluentes em leitos de macrófitas plantados com Phragmites australis (Caselles Osorio e Garcia, 2007 b).
PTPE PE PTPE PE PTPE PE
Carga hidráulica (m/d) 0,018 0,018 0,037 0,037 0,055 0,055
TRH (dias) 6 6 3 3 2 2
CQO afluente (mg/l) 156 322 184 380 200 360
CQO efluente (mg/l) 37 38 26 33 27 44
CQO afluente. (g/m2.d) 3 6 7 14 11 20
Eficiência (%) 76 88 85 91 86 87
Nota: A variação de concentração deve-se ao facto do pré-tratamento ser diferente nos dois leitos: - Num dos leitos consiste num decantador primário (PE);
- No outro leito consiste num decantador primário a que se segue um processo de coagulação-flocuação
(PTPE); o coagulante utilizado é não tóxico e totalmente biodegradável;
Tabela 12- Evolução das concentrações efluentes e eficiências após um aumento de carga orgânica afluente em Janeiro 2008 e uma diminuição em Julho 2008 (Hijosa-Valsero et al, 2010)
Leito Phragmites
Australis
Sem
plantas
Julho-Setembro 2007
CQO afluente (g/m2/d) 5,2 5,1
CQO afluente (mg/l) 108 107
CQO efluente (mg/l) 17 19
Taxa de remoção (g/m2/d) 4,4 4,2
Eficiência (%) 85 82
Janeiro-Março 2008
CQO afluente (g/m2/d) 24,4 24,7
CQO afluente (mg/l) 508 514
CQO efluente (mg/l) 54 65
Taxa de remoção (g/m2/d) 21,8 21,6
Eficiência (%) 89 87
Julho-Setembro 2008
CQO afluente (g/m2/d) 5,3 5,4
CQO afluente (mg/l) 110 112
CQO efluente (mg/l) 27 19
Taxa de remoção (g/m2/d) 4 4,5
Eficiência (%) 75 83
Nota: A diferença no TRH, entre o leito plantado com Phragmites Australis e o leito sem plantas, é muito pouco
significativa (0,1 dias).
Apesar dos vários estudos acima mencionados indicarem um aumento médio da concentração
efluente com o aumento de carga orgânica, o presente estudo aponta que quando se procede
a um aumento de carga (e se mantém essa carga constante), os valores de concentração
efluente tendem para valores semelhantes aos obtidos antes desse aumento, após a
estabilização do sistema (Tabela 5 e Figura 27). No leito sem plantas, ao aumento de carga
afluente corresponde até uma diminuição significativa da concentração efluente.
63
Uma análise diferente pode ser efectuada considerando apenas o período de início de
aplicação da carga, antes da estabilização dos sistemas. Nesse caso, foi verificado para o
presente trabalho (Tabela A.1 a A.4 do anexo):
Uma diminuição significativa das concentrações efluentes médias quando se aumentou a
carga orgânica afluente média de 10 g/m2/dia para 25 g/m
2/dia.
Um aumento significativo das concentrações efluentes médias quando se aumentou a
carga orgânica afluente média de 3 g/m2/dia para 10 g/m
2/dia e quando se aumentou de 25
g/m2/dia para 50 g/m
2/dia.
Figura 27- Concentrações efluentes medidas após estabilização dos sistemas em função da carga orgânica aplicada
Na Figura 28 são apresentados todos os valores de concentração efluente obtidos em função
da carga aplicada.
Figura 28- Todos os valores de concentração efluente obtidos em função da carga aplicada
64
Pode-se observar, pela análise da Figura 28, que para valores semelhantes de carga orgânica
aplicada existe dispersão significativa nos valores de concentração efluente. Para uma mesma
carga aplicada, os valores mais altos são registados após o aumento de carga, quando ocorre
o pico de concentrações efluentes, enquanto os valores mais baixos são registados após
estabilização do sistema, para essa mesma carga. De notar que, na fase 4, apenas estão
registados os valores medidos após o aumento de carga. Além disso, para as fases 3 e 4,
valores relativamente baixos de concentração efluente foram registados um dia após o
aumento de carga, pois o efluente ainda não apresenta influência do aumento de carga
afluente efectuado.
Torna-se claro que a definição do período para o qual são analisadas as concentrações
efluentes condiciona o estudo dos resultados, sendo importante, como já referido, aferir as
condições operacionais a que estão sujeitos cada leito.
Nos estudos de Caselles Osorio e Garcia (2006, 2007b), Caselles Osorio et al (2007) e Hijosa-
Valsero et al (2010), acima mencionados, os valores das concentrações efluentes
apresentados nas tabelas 10,11 e 12 foram obtidos através da média das concentrações
efluentes observadas em cada período de aplicação de carga. É importante ter em
consideração que a duração do período utilizado para o cálculo da média afecta
significativamente o valor da concentração obtido:
Por exemplo, se utilizar um período curto a concentração efluente média obtida é mais
elevada porque após o aumento de carga as concentrações efluentes tendem a aumentar.
Por outro lado, caso se utilize um período maior, a concentração efluente média tende a
ser menor, pois os aumentos de concentração verificados após o aumento de carga são
―atenuados‖ pelas concentrações registadas após estabilização.
Evolução da eficiência com o aumento de carga orgânica
Nos estudos apresentados por Caselles Osorio e Garcia (2006, 2007b), Caselles Osorio et al
(2007) e Hijosa-Valsero et al (2010) existe um aumento médio de eficiência quando se
aumenta a carga orgânica (Tabela 10,11 e 12).
No estudo de Matos et al (2010) pode-se observar pela Figura 29 a evolução da eficiência com
o aumento de carga, e três zonas podem ser identificadas:
Zona 1 - para cargas mais baixas, o aumento de carga traduz-se em aumentos
significativos de eficiência;
Zona 2 - à medida que as eficiências tendem para valores mais elevados, ao aumento
de carga correspondem aumentos de eficiência menos significativos;
Zona 3 – existe um valor de carga para o qual é atingido a máxima eficiência do
sistema; a partir desse valor as eficiências tendem a diminuir gradualmente.
65
Legenda: CT- Rem – remoção em leitos plantados com plantas do tipo capins-tifton 85 (Cynodon spp); CF- Rem – remoção em leitos plantados com plantas do tipo capins elefante (Pennisetum purpureum). Nota: 100 kg CBO/ha/dia correspondem a 10 g CBO/m2/dia.
A identificação por zonas permite uma melhor previsão do futuro comportamento do sistema
face a aumentos de carga. Dos valores apresentados nas tabelas 10,11 e 12, alguns
encontram-se na zona 1 (quando a eficiência aumenta significativamente) e outros na zona 2
(quando o aumento da eficiência é pouco significativo).
De seguida apresenta-se na Figura 30 a evolução de todos os valores de eficiência obtidos em
função da carga aplicada, para os diferentes leitos, bem como as respectivas linhas de
tendência, para o presente estudo.
Figura 30- Evolução de todos os valores de eficiência obtidos em função da carga aplicada ao longo da actividade experimental
Para o caso em estudo, quando se aumenta a carga orgânica aplicada até pelo menos 25
g/m2/dia, existe, em média, um aumento na eficiência (Tabela 3).
É importante salientar que para a fase 4 (carga orgânica média aplicada de 50,5 g/m2/dia) não
foram medidos os valores de eficiência após estabilização do sistema. Caso se tivesse
prolongado o estudo da fase 4, possivelmente as linhas de tendência obtidas no gráfico
Figura 29- Evolução da eficiência com o aumento de carga (adaptado de Matos et al 2010)
66
estabilizariam para valores mais elevados de eficiência, pois os últimos valores de
concentração efluente obtidos para os leitos com plantas denotam uma tendência decrescente
(Figura 25 e Tabela A.4 do anexo).
A dispersão dos valores de eficiência, para valores semelhantes de carga orgânica aplicada,
resulta do facto de as eficiências registadas após a estabilização (e um dia imediatamente após
o aumento de carga) tenderem a ser maiores que as eficiências registadas dois a três dias
depois de se ter procedido ao aumento de carga. A maior dispersão observada para o leito sem
plantas, contrastando com a menor dispersão verificada para o leito com Scirpus, deve-se ao
provável papel das plantas, uma vez que estas parecem ser importantes na remoção de
matéria em excesso nos dias após os aumentos de cargas, como já discutido.
É importante lembrar que o valor de carga orgânica para a qual é atingida a máxima eficiência
dos leitos varia de experiência para experiência por variarem os valores dos parâmetros que
influenciam a remoção, como os mencionados em 4.1. Por exemplo é referido no estudo de
Garcia et al (2004) que a carga orgânica máxima aumenta com a diminuição do nível de água.
Evolução da taxa de remoção da CQO com o aumento de carga orgânica
A taxa de remoção da CQO é uma medida da matéria orgânica removida por unidade de
superfície de leito, por unidade de tempo. Estudos de Vymazal (2001) e Calheiros et al. (2009)
reportaram a existência de uma relação praticamente linear entre a taxa de remoção da CQO e
carga de CQO afluente.
A Figura 31 apresenta todos os valores obtidos para a taxa de remoção mássica da CQO em
função da carga da CQO aplicada, para o presente estudo. A análise da figura suporta a ideia
da existência de uma relação linear entre os parâmetros carga mássica afluente da CQO e a
taxa de remoção mássica deste parâmetro.
67
Figura 31- Taxa de remoção em função da carga orgânica aplicada, ao longo da actividade experimenta
Por sua vez a Figura 32 apresenta os valores de taxa de remoção mássica média de cada fase
em função da carga orgânica média afluente, obtidas no presente estudo e apresentados na
Tabela 13, bem como os resultados dos estudos de Caselles-Osorio e García (2006; 2007b),
Caselles-Osorio et al. (2007), Chazarenc et al. (2007) e Hijosa-Valsero et al. (2010). Para o
presente estudo, no cálculo da média para cada fase, não foram utilizados os valores de
concentração efluente registados imediatamente um dia após o aumento de carga.
Os resultados dos diversos estudos incluídos na Figura 32 incluem informação de mais que um
leito com diferentes condições operacionais, incluindo variações na carga orgânica e tempo de
retenção hidráulico.
68
Figura 32- Taxa de remoção média em função da carga orgânica média afluente obtida em vários estudos
Tabela 13- Taxa de remoção média observada neste estudo para cada fase
Fase 1 Fase 2 Fase 3 Fase 4
Carga orgânica afluente média (g/m2/dia) 3,3 10,1 25,2 50,5
Taxa de remoção média (g/m2/dia)
Sem Plantas 2,43 7,83 24,17 45,20
Phragmites 2,45 9,09 24,73 45,05
Scirpus 2,90 9,50 24,91 49,40
Qualquer correlação entre a taxa de remoção e carga orgânica afluente representada por uma
recta de ajuste com um declive significativamente inferior à unidade indicia que os leitos estão
sub-dimensionados ou não estão a operar adequadamente (Mitchell and McNevin, 2001).
Através da análise da Figura 31 verifica-se que as rectas de ajuste têm um declive muito
próximo da unidade, o que indica que os sistemas se encontram a funcionar muito perto da
máxima remoção possível do sistema e que não se encontram sub-dimensionados para as
cargas orgânicas aplicadas durante a actividade experimental.
A taxa de remoção não aumenta ilimitadamente com a carga orgânica, existindo um limite
máximo de carga para o qual a taxa de remoção é máxima (Mitchell and McNevin, 2001). Para
o caso em estudo não é possível identificar o limite de taxa de remoção. No entanto, a partir da
análise da Figura 32, os últimos valores registados para o leito sem plantas e para o leito
plantado com Phragmites mostram uma diminuição da taxa de remoção com o aumento de
69
carga (os últimos valores encontram-se mais afastados da linha de 100% de remoção) o que
poderá indiciar que poderá ter sido alcançado o valor máximo de taxa de remoção para esses
leitos.
Para os resultados obtidos dos estudos de Caselles-Osorio e García (2006; 2007b), Caselles-
Osorio et al. (2007), Chazarenc et al. (2007) e Hijosa-Valsero et al. (2010), presentes na Figura
33, torna-se difícil retirar alguma conclusão uma vez que os valores representados contemplam
diferentes condições operacionais.
4.4.4. Qualidade da água - viabilidade da tecnologia leitos de
macrófitas
Após se ter discutido no subcapítulo anterior o comportamento dos diferentes leitos aos
aumentos de carga, torna-se importante verificar a viabilidade desta tecnologia de tratamento
como solução alternativa consistente aos sistemas convencionais, os quais são mais onerosos
quando se pretende a sua utilização para pequenos aglomerados.
Como já foi referido em 4.3.2 os valores dos parâmetros obtidos nas experiências em
microcosmos não devem ser directamente extrapolados para os leitos reais por estes
apresentarem grande complexidade, muito difícil de reproduzir em laboratório. No entanto, a
ordem de grandeza dos valores de eficiência de remoção obtidos pode ser indicativo da
qualidade e viabilidade destes leitos para aplicações reais. Experiências em leitos reais que
reproduzam, em larga escala, as características utilizadas nesta experiência, poderão validar a
ordem de grandeza dos valores obtidos.
O Decreto-Lei nº152/97 impõe para as descargas de águas residuais urbanas de aglomerados
com um equivalente populacional superior a 2000 habitantes os seguintes limites:
Tabela 14- Requisitos para as descargas provenientes das estações de tratamento de águas residuais urbanas sujeitas às disposições do DL 152/97
Parâmetros Concentração Percentagem mínima de redução (1)
CBO5 a 20 ºC
sem nitrificação
(2)
25 mg O2/L 70-90
CQO 125 mg O2/L 75
TSS 35 mg/l (3)
35 mg/l em descargas efectuadas em cursos de
água a uma altitude superior a 1500 m e com um
e.p. superior a 10000.
60 mg/l em descargas efectuadas em cursos de
água a uma altitude superior a 1500m e com um
e.p. entre 2000 e 10000.
90% (3)
90% em descargas efectuadas em cursos
de água a uma altitude superior a 1500m
e com um e.p. superior a 10000.
70% em descargas efectuadas em cursos
de água a uma altitude superior a 1500m
e com um e.p. entre 2000 e 10000.
(1) Redução em relação à carga do afluente.
70
(2) O parâmetro pode ser substituído por outro: carbono orgânico total (COT) ou carência total de oxigénio (CTO),
se for possível estabelecer uma relação entre a CBO5 e o parâmetro de substituição.
(3) Este requisito é facultativo.
Em relação aos parâmetros referidos na tabela, a legislação impõe que se aplique um dos
limites mencionados: ou concentração efluente ou percentagem mínima de redução.
Através da Tabela A.1a A.4 do anexo, pode-se verificar, em relação ao parâmetro CQO, que
qualquer dos dois limites mencionados (concentração ou percentagem mínima de redução) é
sempre cumprido para o leito plantado com Scirpus, que corresponde ao leito com maior
desenvolvimento de plantas: o valor máximo de concentração verificado foi de 119 mg/l,
enquanto a eficiência mínima foi de 84%.
Por outro lado o leito plantado com Phragmites não cumpre em seis ocasiões o limite imposto
para a concentração efluente e em uma ocasião a eficiência mínima exigida. Apesar disso,
como a legislação impõe que se aplique apenas um dos limites, ou concentração efluente ou
percentagem mínima de redução, apenas em uma ocasião a eficiência e a concentração não
cumprem simultaneamente o imposto por lei (dia 30 de Março) que coincide com o pico de
concentração efluente registado após o primeiro aumento de carga.
Como já foi mencionado anteriormente o leito sem plantas é o que apresenta o pior
comportamento, não cumprindo simultaneamente os limites concentração e percentagem
mínima de redução impostos por lei para o parâmetro CQO, em várias ocasiões (dias 27 e 30
de Março, 4,5,11,19 e 26 de Abril), coincidentes com o aumento de concentrações efluentes
após o primeiro aumento de carga.
De notar que, ao contrário do que poderia ser expectável, o incumprimento dos limites
impostos na legislação para os efluentes do leito plantado com Phragmites e do leito sem
plantas não acontece para as cargas orgânicas mais elevadas verificadas neste trabalho, tendo
ocorrido para a segunda carga orgânica média mais baixa aplicada de 10 g/m2/dia, no período
referente ao inicio da fase 2 (antes da estabilização). Como referido em 4.4.2. isto poderá estar
essencialmente relacionado com o facto de o biofilme não se encontrar ainda totalmente
desenvolvido aquando da aplicação das cargas mais baixas, tornando esse período de
funcionamento mais susceptível a alterações das condições operacionais. Quando se procede
ao segundo e terceiro aumentos médios de carga (de cerca de 10 para 25 e de 25 para 50
g/m2/dia) os limites impostos para o parâmetro CQO são sempre cumpridos para qualquer dos
leitos.
O facto de o leito com Scirpus ser o único leito a cumprir sempre os limites impostos por lei
para o parâmetro CQO vem reforçar a importância da utilização de plantas em leitos de
macrófitas.
De modo a cumprir os limites de descarga não é suficiente cumprir o parâmetro CQO. Há
também que cumprir o parâmetro CBO5 (valor da CBO ao fim de cinco dias de incubação, a
71
20ºC) e de sólidos suspensos totais (SST). No entanto, estes parâmetros não foram
monitorizados no presente trabalho. Contudo sabe-se que os leitos de macrófitas são bastante
eficientes na remoção de SST (devido essencialmente aos processos físicos de remoção como
a sedimentação e a filtração) e que este parâmetro é, em regra, menos condicionante no
cumprimento dos limites impostos na descarga que o parâmetro CBO5 (USEPA, 2000).
De referir que para aglomerados populacionais com uma população inferior a 2000 habitantes
a lei prevê o conceito de tratamento apropriado. Neste caso não existe um limite específico
para os parâmetros CBO, CQO e SST na descarga. Esse limite depende do próprio meio
receptor e da sua capacidade de autodepuração. No entanto, em Portugal, as licenças de
descarga para os aglomerados onde também se aplicam leitos de macrófitas impõem
geralmente limites de descarga iguais aos dos aglomerados com um população superior a
2000 habitantes (Tabela 14).
Com base na revisão bibliográfica efectuada, as altas eficiências de remoção, em relação ao
parâmetro CQO, obtidas neste trabalho, poderão estar principalmente relacionadas com os
seguintes factores:
A baixa granulometria do meio de enchimento, entre 4 a 8 mm (por exemplo a EPA
sugere uma granulometria entre 20 a 30 mm);
O reduzido nível de água (0.25 cm) e do meio de enchimento (0.3 cm), em relação aos
valores normalmente mencionados na literatura;
Ao longo da actividade experimental não se registaram temperaturas baixas; as
temperaturas foram sempre superiores a 15ºC.
O melhor comportamento do leito plantado com Scirpus dever-se-á à contribuição das
plantas.
72
73
5. Conclusões
O tratamento de águas residuais através de leitos de macrófitas é uma tecnologia apropriada
para pequenos aglomerados, sendo compatível com um grau de tratamento secundário. Na
presente comunicação foi avaliado o efeito do aumento sucessivo da carga orgânica afluente
em três leitos de macrófitas de escoamento sub-superficial horizontal (um sem plantas, outro
com plantas do tipo Phragmites australis e outro com plantas do tipo Scipus lacustris). As
experiências laboratoriais foram realizadas em microcosmos que reproduzem os leitos reais.
Observaram-se eficiências médias de remoção de CQO de 90% para o leito sem plantas, 93%
para o leito plantado com Phragmites e 97% para o leito plantado com Scirpus. Apesar de
estes valores não poderem ser directamente extrapolados para os leitos reais por estes
apresentarem grande complexidade difícil de reproduzir em laboratório, eles são indicativos do
grande potencial de tratamento deste tipo de leitos.
De momento existe ainda pouca informação na literatura sobre a capacidade destes leitos para
suportar mudanças bruscas de concentrações efluente ou sobre o seu desempenho face a
elevadas cargas orgânicas (Galvão e Matos, 2010). Os resultados deste estudo mostraram que
os leitos de macrófitas de escoamento sub-superficial horizontal podem proporcionar elevadas
eficiências de remoção de matéria orgânica quando expostos a elevadas cargas orgânicas,
tendo também apresentado um bom desempenho face a aumentos bruscos da carga orgânica.
A utilização de valores mais elevados de carga orgânica que os normalmente mencionados na
literatura poderão originar significativas reduções nas áreas de implantação dos leitos.
No presente trabalho, o leito plantado com Scirpus foi o que apresentou um melhor
desempenho, com especial destaque para os dias após os aumentos de carga, em que a
diferença para o leito sem plantas é maior, coincidindo geralmente com o período de adaptação
do biofilme à nova carga orgânica afluente. Após algumas semanas de aplicação constante da
carga orgânica, as concentrações efluentes tendem a estabilizar, não sendo tão notória a
diferença de desempenho entre os vários leitos. O melhor desempenho do leito plantado com
Scirpus em relação ao leito plantado com Phragmites deve-se provavelmente ao fraco
desenvolvimento registado por esta última espécie. A utilização de plantas em leitos de
macrófitas poderá ser um factor determinante para o cumprimento dos limites impostos na
legislação para a descarga de águas residuais
Outra conclusão que se pode retirar da actividade experimental realizada é a importância de
aferir as condições operacionais dos leitos em que essas concentrações foram medidas, isto é,
se o sistema está sujeito a aumentos de carga pontuais (e se são frequentes ou poucos
comuns) ou se o sistema opera regularmente com as cargas para as quais as concentrações
são medidas. Com efeito, o estudo realizado indica que para uma mesma carga orgânica
afluente a concentração efluente registada é muito diferente no caso de essa concentração ter
sido medida após o aumento de carga, ou passado algum tempo da aplicação constante dessa
74
carga (após estabilização das concentrações efluentes). Após o aumento de carga as
concentrações efluentes são mais elevadas (e as eficiências mais baixas), e após estabilização
do sistema as concentrações efluentes são menores (e as eficiências mais altas). Os estudos
mencionados na literatura contemplam condições operacionais constantes e não abordam esta
variabilidade das concentrações efluentes após o aumento de carga e após estabilização.
É importante salientar que muitos dos estudos que avaliam o comportamento dos leitos de
macrófitas face a variações da carga orgânica, não têm muitas vezes em consideração a
interferência da variação de outros parâmetros na eficiência de remoção dos leitos. É usual
encontrar estudos em que existe uma variação da carga orgânica e do tempo de retenção
hidráulico (TRH), o que torna difícil aferir se a variação da eficiência se deve à alteração do
primeiro ou do segundo parâmetro. Para uma correcta análise do efeito da variação de carga
orgânica na eficiência, essa variação deve ser feita através duma variação da concentração e
não através duma variação de caudal, ou carga hidráulica, para não alterar o TRH.
Outras conclusões podem ser retiradas do trabalho experimental efectuado:
Nos leitos com plantas foi observado uma melhoria média no desempenho com o aumento
de carga orgânica afluente média aos sistemas, até à fase 3 inclusive (a que corresponde a
uma carga orgânica média de 25 g CQO /m2/dia): as eficiências médias no início de cada
fase e após estabilização aumentaram para cada fase;
No leito sem plantas houve uma diminuição significativa das eficiências quando se
procedeu ao primeiro aumento de carga médio de cerca de 3 para 10 g CQO /m2/dia,
registando-se a mais baixa eficiência (24%). Uma explicação possível poderá ser o facto de
o biofilme ainda se encontrar pouco desenvolvido no início da fase 2;
Durante a fase 4 (a que corresponde a uma carga orgânica média de 50,5 g CQO /m2/dia)
foi registada uma resposta diferente dos leitos ao aumento de carga orgânica: após o
aumento de carga as eficiências diminuíram no leito plantado com Phragmites e no leito
sem plantas, e estabilizaram para o leito plantado com Scirpus. Além disso foram
registadas as mais altas concentrações efluentes. Considerando apenas o período após o
aumento de carga (e antes da estabilização), este estudo parece prever a existência de um
limite de carga orgânica a partir do qual as eficiências diminuem ou estabilizam. No
trabalho experimental realizado esse limite estará entre os 25 e os 50 g CQO/m2/dia.
O tempo até estabilização das concentrações efluentes diminui significativamente da fase 2
para fase 3, tendo sido registado o menor tempo de estabilização para a fase 3, para o leito
plantado com Scirpus (< 3 dias). Para a fase 1 e para a fase 4 não foi atingida a
estabilização das concentrações efluentes durante a respectiva duração das fases.
Tanto na fase 3 como na fase 4, quando se procedeu ao aumento de carga orgânica
afluente, não foi verificado um aumento imediato na concentração efluente. Esse aumento
75
apenas foi registado passados entre dois a três dias depois de se ter procedido ao
aumento de carga.
Confirmou-se ainda a existência de uma relação quase linear entre a taxa de remoção e a
carga orgânica aplicada, relação essa referida em vários estudos.
Por fim é importante referir que neste trabalho apenas foi verificado o comportamento dos leitos
para um período relativamente curto em relação ao seu período de vida útil (estimado em cerca
de 20 anos). Será importante aferir, em trabalhos futuros, se a sucessiva e contínua aplicação
de cargas orgânicas elevadas poderá favorecer, a longo prazo, a ocorrência de colmatação.
76
77
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Anexos
86
Tabela A.1 – Concentrações afluentes e efluentes de CQO dos diferentes leitos e eficiências de remoção de CQO, para a fase 1.
Fase 1 Leitos 24-Fev 29-Fev 07-Mar 14-Mar 21-Mar
CQO
(mg/l)
Afluente 216 258 246 220 336
Sem Plantas
(efluente) <25 46 61 88 107
Phragmites
(efluente) <25 57 70 82 87
Scirpus
(efluente) 29 35 30 <25 <25
Eficiência
(%)
Sem Plantas > 88,4% 82,2% 75,2% 60,0% 68,2%
Phragmites >88,4% 77,9% 71,5% 62,7% 74,1%
Scirpus 86,6% 86,4% 87,8% >88,6% >92,6%
Nota: O sinal de < significa que as respectivas concentrações efluentes se encontram abaixo do limite mínimo detecção do método..
Tabela A.2- Concentrações afluentes e efluentes de CQO dos diferentes leitos e eficiências de remoção de CQO, para a fase 2.
Fase 2 Leitos 26-Mar 27-Mar 28-Mar 30-Mar 02-Abr 04-Abr 05-Abr 11-Abr 19-Abr 26-Abr 03-Mai 11-Mai 17-Mai 24-Mai 31-Mai
CQO (mg/l)
Afluente 588 408 789 555 1500 585 621 531 450 558 606 549 1510 1564 1029
Sem Plantas (efluente)
130 138 142 212 154 246 396 404 208 152 140 106 172 155 49
Phragmites (efluente)
100 96 104 152 150 110 110 84 60 52 <50 <50 43 50 35
Scirpus (efluente)
<50 <50 <50 90 <50 <50 <50 <50 58 <50 <50 <50 34 34 24
Eficiência (%)
Sem Plantas 77,9 66,2 82, 61,8 89,7 57,9 36,2 23,9 53,8 72,8 76,9 80,7 88,6 90,1 95,2
Phragmites 83, 76,5 86,8 72,6 90 81,2 82,3 84,2 86,7 90,7 >91,7 >90,9 97,2 96,8 96,6
Scirpus >91,5 >87,7 >93,7 83,8 >96,7 >91,5 >91,9 >90,6 87,1 >91,0 >91,7 >90,9 97,7 97,8 97,7
Nota: Os sinal de < significa que as respectivas concentrações efluentes medidas se encontram abaixo do limite mínimo detecção do método.
87
Tabela A.3 - Concentrações afluentes e efluentes de CQO dos diferentes leitos e eficiências de remoção de CQO, para a fase 3.
Fase 3 Leitos 05-Jun 07-Jun 12-Jun 14-Jun 19-Jun 21-Jun 27-Jun 05-Jul 11-Jul 18-Jul 20-Jul
CQO (mg/l)
Afluente 2190 2070 1868 1724 2392 2252 2082 1416 1686 2160 1846
Sem Plantas (efluente)
49 99 111 185 126 103 92 83 32 24 37
Phragmites (efluente)
23 36 43 81 69 49 35 24 19 21 28
Scirpus (efluente)
19 34 25 24 30 29 26 28 16 18 24
Eficiência (%)
Sem Plantas 97,8% 95,2% 94,1% 89,3% 94,7% 95,4% 95,6% 94,1% 98,1% 98,9% 98,0%
Phragmites 98,9% 98,3% 97,7% 95,3% 97,1% 97,8% 98,3% 98,3% 98,9% 99,0% 98,5%
Scirpus 99,1% 98,4% 98,7% 98,6% 98,7% 98,7% 98,8% 98,0% 99,1% 99,2% 98,7%
Tabela A.4 - Concentrações afluentes e efluentes de CQO dos diferentes leitos e eficiências de remoção de CQO, para a fase 4.
Fase 4 Leitos 24-Jul 26-Jul 31-Jul 01-Ago 03-Ago
CQO (mg/l)
Afluente 4540 3704 3912 3636 3916
Sem Plantas (efluente)
31 298 470 408 470
Phragmites´ (efluente)
32 334 556 428 374
Scirpus (efluente)
35 100 119 69 46
Eficiência (%)
Sem Plantas 99,3% 92,0% 88,0% 88,8% 88,0%
Phragmites 99,3% 91,0% 85,8% 88,2% 90,4%
Scirpus 99,2% 97,3% 97,0% 98,1% 98,8%
88
