WETLANDS CONSTRUÍDOS PARA O TRATAMENTO DE
LIXIVIADO DE ATERRO SANITÁRIO
Nahuel Ernesto Camaño Silvestrini1,*
1
Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y Técnicas (CONICET), Santa Fe, Santa
Fe, Argentina.
*[email protected]
2
Gabriela C. Sanchez , Cesar.I. Gonzalez1, Hernán R. Hadad1, Maria Alejandra Maine1,2
1
Consejo Nacional de Investigaciones Científicas y Técnicas (CONICET).
2
Química Analítica, Facultad de Ingeniería Química, Universidad Nacional del Litoral, Santiago
del Estero 2829, Santa Fe (3000), Argentina.
Resumo: A formação de lixiviado de aterro sanitário ocorre quando a água da chuva se infiltra e
tem contato com os resíduos orgânicos e inorgânicos depositados no aterro que combinados com
as águas residuais do próprio produzem o lixiviado. Estes lixiviados contêm uma vasta gama de
poluentes com diferentes concentrações, especialmente amônio, que é muito tóxico para o meio
ambiente. O objetivo deste estudo foi avaliar a viabilidade da utilização de um wetland
construído de fluxo superficial e um de fluxo sub-superficial horizontal para o tratamento de
lixiviado de aterro sanitário diluído a 10%. Os wetlands construídos foram monitorados durante
39 dias. Foram montados 2 módulos simulando wetlands superficiais com Typha domingensis
com substrato de terra para cultivo e 4 wetlands sub-superficiais horizontais com Iris
pseudacorus(2) e T. domingensis(2), estes com substrato de leca (argila expandida). As folhas de
T.domingensis, foram podadas, a uma altura inicial de 20 cm, no inicio da experiência para
mensurar seu crescimento. Estas espécies utilizadas provêm do aterro sanitário de onde o
efluente foi enviado. Houve uma remoção significativa de amônio e DQO em todos os
tratamentos. T. domingensis teve um crescimento de folha significante se comparado com
I.pseudacorus. Ambas macrófitas podem ser usadas para a remoção de poluentes de um lixiviado
de aterro sanitário diluído. O trabalho continua avaliando a porcentagem máxima de lixiviado
que as macrófitas podem tolerar.
Palavras-chaves: Fitorremediação . Contaminantes . Efluentes . Macrófitas
1 Introdução
Um wetland ou pantanal é um ambiente constituído por sedimentos inundados onde
plantas aquáticas crescem (Martelo e Bastião, 1989; Kadlec e Wallace, 2009). Os wetlands
naturais têm sido utilizados como receptores de águas residuais desde a antiguidade, neles
ocorrem um grande numero de mecanismos de retenção e remoção, tais como processos físicoquímicos (adsorção, precipitação, sedimentação) e biológicos (transformação bacteriana e
assimilação através da vegetação aquática) (Brix, 1993; Jenssen et ai, 1993). O século XX trouxe
o desenvolvimento de wetlands artificiais ou construídos, projetados para aperfeiçoar os
processos
que
ocorrem
naturalmente
nas
vegetações
dos
wetlands,
sedimentos
e
microorganismos associados, a fim de melhorar a eficiência do sistema de purificação de água.
Esta tecnologia foi documentada pela primeira vez nos anos 50 pela Dra. Keithe Seidel, desde
então o estudo desta “eco tecnologia” vem se desenvolvendo de forma elevada. Por causa de sua
eficiência na remoção de poluentes, baixo custo de instalação e manutenção e mão-de-obra não
especializada, seu uso e estudo têm aumentado em varias partes do mundo.
Existem diferentes tipos de wetlands construídos: o de fluxo superficial (têm áreas de
água a céu aberto e são similares na aparência aos pântanos naturais) e de fluxo sub-superfícial
(fluxos de água abaixo da superfície). Este último, por sua vez, é dividido em fluxo horizontal e
fluxo vertical, de acordo à como a água infiltra através do substrato. Cada tipo de wetland usa
diferentes modelos de design, areia, pedras, plantas, padrões de fluxo, etc. O tipo de wetland a
utilizar é escolhido de acordo com o efluente a eliminar, o espaço necessário para construção,
etc. (Kadlec et al, 2000;. Vymazal, 2005).
O tratamento final e eliminação de lixiviado de aterros sanitários é um dos problemas
mais importantes na utilização destes sistemas para a eliminação de resíduos sólidos. O lixiviado
é produzido quando a água da chuva e as águas subterrâneas do próprio aterro se infiltram
combinando com os resíduos orgânicos e inorgânicos já presentes. A grande variabilidade dos
resíduos sólidos, a diversidade na sua composição e nos processos químicos e biológicos que
ocorrem durante a degradação do mesmo, resulta em uma vasta gama de poluentes com
concentrações variadas.
Entre os principais poluentes estão as espécies nitrogenadas, especialmente amônio
(Yalcuk e Ugurlu, 2009; Sochacki et al, 2014.). O mecanismo para a remoção de espécies
nitrogenadas podem ser de diversas formas, incluindo processos biológicos que convertem o
amônio em nitrato num ambiente aeróbio (nitrificação) antes de ser reduzido a nitrogênio gasoso
(N2) num ambiente anaeróbico (denitrificação) (Leverenze et al, 2010;. Mietto et al, 2015).
Verificar as condições para a remoção de nitrogênio sob diferentes formas (NH4-, NO3+ e NO2+)
é essencial para uma boa eficiência na remoção destes (Saeed e Guangzhi, 2012).
A escolha da planta a ser utilizada é um passo importante na concepção destes sistemas,
porque, além de participar na remoção de poluentes, deve tolerar os efeitos tóxicos do efluente.
Macrófitas mantém a condutividade hidráulica, facilitam o crescimento de colônias de bactérias
e outros microorganismos que formam um biofilme aderido à superfície da raiz e do substrato.
Elas podem transportar oxigênio para a rizosfera, o que permite sua sobrevivência quando
inundadas (Brix, 1997).
Este estudo tem como finalidade entender se os poluentes de um lixiviado de aterro
sanitário serão tóxicos para wetlands superficiais e sub-superficias de fluxo horizontais e se estes
terão uma boa remoção nas espécies nitrogenadas.
2 Objetivo
Avaliar a viabilidade da utilização de um wetland construído de fluxo superficial e um de
fluxo subsuperficial horizontal para o tratamento de lixiviado de aterro sanitário diluído a 10%.
3 Materiais e Métodos
3.1 Desenho Experimental
Os wetlands subsuperficiais horizontais foram montados utilizando modelos plásticos de
25cm de largura, 30cm de comprimento e 30cm de altura preenchidos com Leca (granulometria
1.5-6cm), um tipo de argila expandida, enquanto que os wetlands superficiais foram montados
utilizando um balde de tinta de 30cm de altura por 20cm de diâmetro preenchido com 12kg de
terra para cultivo. Para a vegetação foram escolhidas as macrófitas Iris pseudacorus e Typha
domingensis (Figura 1), para cada módulo subsuperficial foram plantadas três plantas. Os
wetlands superficias de fluxo horizontal foram montados cinco meses antes de começar a
experiência e por isso contavam com 22 plantas. Todas as macrófitas foram podadas a uma
altura de 20cm no dia zero, menos I. pseudacorus por apresentar um crescimento mais lento que
T. domingensis.
Figura 1. Wetland Sub-superificial horizontal com T. domingensis, I. pseudacorus e wetland superficial com T.
domingensis, respectivamente.
Fonte: Autoria própria (2015).
O lixiviado foi coletado semanalmente na entrada e saída dos wetlands. Os seguintes
parâmetros foram determinados: pH, condutividade, NH4-, NO3+, NO2+ e demanda química de
oxigênio (DQO). Os wetlands foram monitorados durante um mês, com um tempo de retenção
de uma semana. A altura e quantidade de macrófitas também foram medidas e contadas.
3.2 Determinações analíticas
A condutividade foi medida com um condutímetro YSI modelo 33 e o pH com um pH
metro Orion. O nitrito pelo método colorimétrico (Espectrofotômetro UV-VIS Perkin Elmer
Lambda 20). O nitrato y o amônio em água se determinaram por potenciometría utilizando um
eletrodo Orion Ion plus 93-07 e Orion 9512 BN, respectivamente. A determinação de DQO se
realizou de acordo a Standard Methods (APHA, 1998).
3.3 Estatística
Para a análise estatística dos dados foi utilizado o software Minitab®. Para a análise da
eficiência dos wetlands e crescimento das macrófitas, se utilizou ANOVA de um fator.
4 Resultados
4.1 Parâmetros em Água. Os wetlands foram monitorados durante 28 dias e, os parâmetros
medidos a cada semana totalizando quatro entradas e saídas por módulo. As altas temperaturas
no período da experiência submeteram os módulos a altas taxas de evapotranspiração, as colunas
de remoção nas tabelas a seguir foram calculadas ajustando a diferença de litros entre o inicial e
o final coletado. Os wetlands sub-superficiais com T. domingensis tiveram valores altos de
remoção de amônio e DQO - 86,4% e 75,4%, respectivamente - ao passo que I. pseudacorus
demonstrou valores de remoção menores para estes parâmetros - 80,6% e 73,9% (Tabela 1 e 2).
Tabela 1 - Valores médios iniciais e finais (rango entre parênteses). Remoção (com ajuste da evapotranspiração) dos
parâmetros analisados, nos wetlands sub-superficais com T. domingensis.
Wetland Sub-superficial com T. domingensis
Parâmetro
Inicial
Final
Remoção (%)
pH
7,8 (7,43-8,13)
7,1 (7,03-7,24)
Condutividade
3495 (2690-4770)
2835 (2360-3205)
DQO (mg/L O2) 321,4 (225,7-385,6) 180,1 (134,6-230,6)
75,4
NH4+ (mg/L)
231 (147,03-287)
75,6 (28,4-116,2)
86,4
NO3- (mg/L)
25,2 (16,3-48,8)
64,6 (13,10-72,50)
58,1
NO2- (mg/L)
4,7 (0,5-10,6)
9,21 (1,25-17,17)
0,8
Fonte: Autoria própria (2015).
Os wetlands sub-superficiais com T. domingensis não apresentaram remoção para nitrito
(0,8%), contudo os wetlands com I. pseudacorus tiveram uma maior remoção para o mesmo
parâmetro (14,8%) (Tabela 2). A diferença nos valores de nitrito pode ser explicada pela falta de
crescimento de I.pseudacorus, que incrementa o carbono no substrato, por senescência das raízes
e partes aéreas. A falta de matéria orgânica (não apresentado) deste lixiviado e um alto valor de
matéria inorgânica explicam o comportamento e a baixa remoção de nitrito.
Tabela 2 - Valores médios iniciais e finais (rango entre parênteses). Remoção (com ajuste da evapotranspiração) dos
parâmetros analisados, nos wetlands sub-superficais com I. pseudacorus.
Wetland Sub-superficial com I. pseudacorus
Parâmetro
Inicial
Final
Remoção (%)
pH
7,9 (7,75-8,13)
7,3 (6,93-7,67)
Condutividade
2700 (2360-3210)
3500 (2395-5090)
DQO (mg/L O2) 306,2 (225,7-385,6) 178,1 (116,38-219,7)
73,9
NH4+ (mg/L)
232,2 (147,03-287)
100,4 (47,31-140,1)
80,6
NO3- (mg/L)
26,4 (16,3-48,8)
20,7 (10,45-41,45)
66,2
NO2 (mg/L)
23,5 (0,5-85,56)
8,7 (0,5-31,49)
14,8
Fonte: Autoria própria (2015).
O ph nos dois wetlands tendeu a neutralidade. A condutividade teve uma variação nos
wetlands, T. domingensis apresentou uma pequena diminuição e I. pseudacorus um aumento nos
níveis de condutividade. Este aumento pode ser ocasionado por diversos fatores como a
liberação de minerais pelo substrato selecionado, evapotranspiração e, principalmente, por um
aumento na temperatura no wetland que leva a uma interação do biofilme com o substrato
liberando sal solúvel do substrato para o efluente (Stefanakis e Tsihrintzis, 2012).
Observam-se na Tabela 3 os resultados para os wetlands superficiais. A remoção de
amônio, DQO e nitrito são explicados pela alta evapotranspiração que ocorreu nestes wetlands.
Foram despejados 7L de efluente diluído a 10% por wetland, contudo nas ultimas 2 semanas por
causa das altas temperaturas e alto crescimento vegetal o wetland perdeu todo o efluente. Para
coletar o efluente, 2L de água da torneira foram administrados 1 dia antes. A configuração de
wetlands superficiais pode ser uma saída para efluentes com alta carga de tóxicos na sua
composição.
Tabela 3 – Valores médios iniciais e finais (rango entre parênteses). Remoção (com ajuste da evapotranspiração) dos
parâmetros analisados, nos wetlands superficiais com T. domingensis.
Wetland Superficial com T. domingensis
Parâmetro
Inicial
Final
Remoção (%)
pH
7,8 (7,43-8,13)
7,4 (7,21-7,56)
Condutividade
2902,5 (2360-3310)
815 (371-1825)
DQO (mg/L O2) 321,4 (225,7-385,6)
86,1 (15,1-243)
92,62
NH4+ (mg/L)
231 (147,03-287)
14,3 (10,3-37,82)
98,05
NO3- (mg/L)
17,4 (16,3-19)
30,6 (10,3-48,8)
49,18
NO2- (mg/L)
23,5 (0,5-85,56)
5,54 (2,31-10,34)
26,98
Fonte: Autoria própria (2015).
Randerson (2012) também apresentou aumento nas concentrações dos poluentes por
causa da evapotranspiração e García (2010) obteve um aumento na salinidade do efluente depois
de ser tratado por wetlands construídos.
Quando o efluente foi despejado no wetland superficial as plantas apresentavam um
maior grau de desenvolvimento de sua parte aérea e de suas raízes, resultado de um cultivo
prévio que durou 6 meses. Esta diferença na quantidade de plantas demonstrou ser um fator
imprescindível para melhores resultados na remoção de lixiviado de aterro sanitário.
A ANOVA de um fator, com significância p<0,001, mostrou que há diferença
significativa na remoção de amônio entre os wetlands (Figura 2).
Figura 2. Box-Plot de remoção de Amônio nos wetlands superficiais, sub-superficias com T.domingensis e subsuperficiais com I.pseudacorus. Diferentes letras significa que há diferença significativa.
Gráfico de caixa de remoção de amônio
100
a
b
amônio (%)
95
90
85
c
80
75
70
Superficial
Sub-superficial-T.domingensis
wetlands
Sub-superficial-I.pseudacorus
Fonte: Autoria Própria (2015).
Para a DQO não houve diferença significativa entre os módulos sub-superficiais, somente
o wetland superficial obteve significância p<0,05 (Figura 3).
Figura 3. Box-Plot de remoção de DQO nos wetlands superficiais, sub-superficias com T.domingensis e subsuperficiais com I.pseudacorus. Diferentes letras significa que há diferença significativa.
Gráfico de caixa de remoção de DQO
100
a
DQO (%)
90
b
b
Sub-Superficial-T.domingensis
Sub-superficial-I.pseudacorus
80
70
60
Superficial
Wetlands
Fonte: Autoria Própria (2015).
Não houve diferença significativa entre na remoção de nitrato nos wetlands (Figura 4).
Figura 4. Box-Plot de remoção de Nitrato nos wetlands superficiais, sub-superficias com T.domingensis e subsuperficiais com I.pseudacorus. Diferentes letras significa que há diferença significativa.
Gráfico de caixa de Remoção de Nitrato
90
a
a
a
80
70
Nitrato (%)
60
50
40
30
20
10
0
Superficial
Sub-superficial-T.domingensis
Wetlands
Sub-superficial-I.pseudacorus
Fonte: Autoria Própria (2015).
4.2 Crescimento Macrófitas.
Os wetlands com T.domingensis apresentaram um crescimento significativo da parte
aérea se comparados com os que continham I. pseudacorus. Foi feito uma ANOVA de um fator
para a última medição da altura das plantas, os wetlands superficiais e sub-superficiais com
T.domingensis não apresentaram diferença significativa entre eles e sim houve uma diferença
com I.pseudacorus (p<0,001). Altas temperaturas e toxicidade do efluente podem ser fatores
limitantes para o desenvolvimento das raízes e folhas de I.pseudacorus.
Figura 5 - Crescimento aéreo nos wetlands superficiais, sub-superficias com T.domingensis e sub-superficiais com
I.pseudacorus. Diferentes letras significa que há diferença significativa.
Superficial
Sub-superficial T.domingensis
Sub-superficial I.pseudacorus
120
a
Altura de plantas (cm)
100
a
80
60
b
40
20
0
10
20
30
Dias
Fonte: Autoria própria (2015).
40
50
Os wetlands superficiais tiveram um alto crescimento, entretanto, a presença de um tipo
de grilo acarretou na eliminação da réplica de um dos módulos superficiais. Na segunda semana
do experimento algumas plantas já estavam comidas, consequentemente a réplica foi descartada.
Foi utilizado um veneno em spray para controlar a proliferação na réplica restante e assim não
houve mais problemas.
5 Conclusão
De acordo com os resultados podemos concluir que:
1. O objetivo do trabalho foi comprovado com os resultados apresentados.
2. Wetlands Superficiais e Sub-superficiais horizontais podem ser utilizados para a
redução/eliminação de efluentes tóxicos de lixiviado de aterro sanitários.
3. As macrófitas apresentaram altos valores de remoção para amônio, nitrato e DQO.
4. T. domingensis parece ser uma adequada espécie vegetal para wetlands superficiais e subsuperficiais.
Continuamos com experiências aumentando a diluição do lixiviado de aterro sanitário,
para saber até que ponto a macrófita consegue tolerar o efluente.
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