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UNIVERSIDADE FEDERAL DE SANTA MARIA DEPARTAMENTO DE CIÊNCIAS AGRONÔMICAS E AMBIENTAIS
CURSO DE ENGENHARIA AMBIENTAL
TRATAMENTO DE ÁGUAS RESIDUÁRIAS DE BOVINOCULTURA DE LEITE NO BRASIL –
SITUAÇÃO ATUAL E POSSIBILIDADES
TRABALHO DE CONCLUSÃO DE CURSO
Samara Terezinha Decezaro
Frederico Westphalen, RS, Brasil
2013
TRATAMENTO DE ÁGUAS RESIDUÁRIAS DE BOVINOCULTURA DE LEITE NO BRASIL – SITUAÇÃO
ATUAL E POSSIBILIDADES
Samara Terezinha Decezaro
Trabalho de Conclusão de Curso apresentado ao Curso de Engenharia Ambiental da Universidade Federal de Santa Maria (UFSM, RS), como
requisito parcial para obtenção do grau de Engenheira Ambiental
Orientador: Dr. Raphael Corrêa Medeiros Co-orientador: Dr. Pablo Heleno Sezerino
Frederico Westphalen, RS, Brasil
2013
AGRADECIMENTOS
Primeiramente à Deus, por sempre iluminar meus passos.
À minha família e ao meu noivo Giliarde Tavares da Silva, pelo incentivo, motivação
e apoio.
Ao professor Dr. Raphael Corrêa Medeiros, pela valiosa orientação no
desenvolvimento deste trabalho.
Ao professor Dr. Pablo Heleno Sezerino, pela confiança depositada em mim na
iniciação científica, pelos conselhos e pela amizade.
À Catiane Pelissari, pelo companheirismo nos trabalhos a campo e laboratório.
Aos acadêmicos do Curso de Engenharia Ambiental da UFSM, em especial ao Igor
Bergmann, pela ajuda nos trabalhos a campo.
Aos colegas do NUPEEA pela amizade.
À todos os professores do Curso de Engenharia Ambiental, que de uma ou outra
forma contribuíram para o desenvolvimento deste trabalho.
Muito obrigada!
Suba o primeiro degrau com fé. Não
é necessário que você veja toda a
escada. Apenas dê o primeiro passo.
(Martin Luther King)
RESUMO
Trabalho de Conclusão de Curso Curso de Engenharia Ambiental
Universidade Federal de Santa Maria
TRATAMENTO DE ÁGUAS RESIDUÁRIAS DE BOVINOCULTURA DE LEITE NO BRASIL – SITUAÇÃO ATUAL E POSSIBILIDADES
AUTORA: SAMARA TEREZINHA DECEZARO
ORIENTADOR: RAPHAEL CORRÊA MEDEIROS Data e Local da Defesa: Frederico Westphalen, 16 de dezembro de 2013.
A bovinocultura de leite é uma atividade de reconhecida importância econômica no Brasil, contudo, responsável pela geração de grande volume de águas residuárias, que necessitam de tratamento adequado. Diante disso, o objetivo deste trabalho é apresentar alternativas para tratamento de efluentes de bovinocultura leiteira no Brasil, a partir de uma revisão de literatura a nível nacional e da avaliação de um sistema experimental composto por wetlands construídos, na região noroeste do Rio Grande do Sul. O levantamento das alternativas de tratamento já estudadas no Brasil consistiu na busca por textos científicos nacionais publicados a partir do ano 2000. Quanto ao sistema experimental, a metodologia consistiu na implantação, operação e monitoramento físico-químico (durante 1 ano) de dois wetlands, sendo um de fluxo horizontal – WCFH (26,5 m2 de área) e outro de fluxo vertical – WCFV (14,3 m2 de área), plantados com Typha sp. Os resultados obtidos apontaram: Existem esforços no país para implantação de tecnologias de tratamento que apresentem baixos custos de implantação e operação, simplicidade operacional e que possam viabilizar o reuso do efluente tratado e/ou a produção de energia, sendo, de acordo com a revisão de literatura, os sistemas de lagoas e wetlands construídos os que apresentaram as menores concentrações efluentes de matéria orgânica e de nutrientes. A avaliação das unidades wetlands experimentais também demonstrou que este tipo de sistema, principalmente os WCFH, são uma tecnologia viável para tratamento de efluentes de bovinocultura leiteira, notadamente na Mesorregião Noroeste Rio-Grandense, com grande potencial de aplicação nas propriedades produtoras de leite do Brasil.
Palavras-chave: Sala de ordenha. Efluentes. Resíduos agroindustriais. Tratamento. Wetlands construídos.
ABSTRACT
The dairy cattle is an important economic activity recognized in Brazil, however, responsible for generating large volumes of wastewater that require proper treatment. Thus, the aim of this paper is to present alternatives for dairy parlors wastewater treatment in Brazil, from a national literature review and evaluation of an experimental system of constructed wetlands in the northwest region of Rio Grande do Sul. The treatment alternatives already studied in Brazil were searched in national scientific texts published since 2000. For the experimental system, the methodology was implementation, operation and physic-chemical monitoring (for 1 year) of two wetlands: horizontal flow - WCFH (26.5 m2 of area ) and vertical flow - WCFV (14.3 m2 of area), both planted with Typha sp. The results showed: There are efforts in the country to implement treatment technologies that have low implementation and operation costs, operational simplicity, and to make possible the reuse of treated effluent and / or energy production. According to the review literature, stabilization ponds and constructed wetlands systems were those who had the lowest effluent concentrations of organic matter and nutrients. The evaluation of experimental wetlands units also showed that this kind of system, especially WCFH are a viable technology for treating dairy parlors wastewater, especially in northwest region of Rio Grande do Sul, with great application potential in the milk producing properties located in Brazil. Keywords: Dairy parlors. Wastewater. Agroindustrial waste. Treatment. Constructed wetlands.
LISTA DE FIGURAS
Figura 1– Estados brasileiros com as maiores produções de leite, em 2011. ........... 17
Figura 2 – Configurações de filtros anaeróbios de fluxo ascendente e descendente 25
Figura 3 – Esquema de sistema de tratamento com filtro anaeróbio, seguido de
lagoa facultativa. ....................................................................................................... 26
Figura 4 – Representação esquemática de um reator UASB. ................................... 27
Figura 5 – Esquema de sistema de tratamento com reator UASB seguido de lagoa
facultativa. ................................................................................................................. 28
Figura 6 – Fotografia de um biodigestor do tipo canadense...................................... 29
Figura 7 – Esquema de um filtro biológico percolador. ............................................. 30
Figura 8 – Fluxograma típico de um sistema de lodos ativados convencional. ......... 31
Figura 9 – Sistemas de lagoas de estabilização: a) Sistema com lagoa facultativa; b)
Sistema com lagoa anaeróbia seguida de lagoa facultativa; c) Sistema com lagoa
aerada de mistura completa seguida de unidade de decantação. ............................ 32
Figura 10 – Esquema de sistema de infiltração-percolação, em canais de infiltração.
.................................................................................................................................. 34
Figura 11 – Esquema de sistema de tratamento por escoamento superficial. .......... 34
Figura 12 – Esquema da técnica da fertirrigação de culturas agrícolas (infiltração
lenta). ........................................................................................................................ 35
Figura 13 – Classificação dos wetlands construídos. ................................................ 36
Figura 14 – Esquema representando um WCFH. 1) afluente; 2) macrófitas; 3)
impermeabilização; 4) zona de entrada; 5) tubulação de alimentação; 6) material
filtrante; 7) sentido do fluxo; 8) zona de saída; 9) tubulação de coleta; 10) controlador
de nível. ..................................................................................................................... 37
Figura 15 - Esquema representando um WCFV. 1) afluente; 2) macrófitas; 3)
material filtrante; 4) tubulação de alimentação; 5) sentido do fluxo; 6) tubulação de
coleta; 7) impermeabilização; 8) controlador de nível; 9) efluente. ........................... 38
Figura 16 – Distribuição dos tratamentos .................................................................. 42
Figura 17 – Localização do município de Frederico Westphalen, mesorregião
noroeste Rio-Grandense. .......................................................................................... 52
Figura 18 - Instalações da bovinocultura de leite do CAFW ...................................... 53
Figura 19 - Estrutura do sistema experimental .......................................................... 53
Figura 20 – Escavação em solo e impermeabilização dos wetlands. ........................ 55
Figura 21 – Preenchimento dos wetlands com areia e brita 1 ................................... 57
Figura 22 – Curva granulométrica obtida para a areia empregada nos wetlands ..... 57
Figura 23 – Tubulações do WCFV. a) tubulação de coleta/drenagem; b) tubulação de
alimentação. .............................................................................................................. 58
Figura 24 - Tubulações empregadas no WCFH; a) vista da tubulação de alimentação
do leito; b) detalhe da perfuração da tubulação de coleta. ........................................ 59
Figura 25 – a) Retirada da macrófita do habitat natural; (b) Plantio nos wetlands. ... 60
Figura 26 – Vista geral do sistema experimental recém implantado. ....................... 61
Figura 27 – Concentração de DQO afluente e efluente dos wetlands tratando águas
residuárias de bovinocultura. ..................................................................................... 65
Figura 28 – Concentração de DBO afluente e efluente dos wetlands tratando águas
residuárias de bovinocultura. ..................................................................................... 66
Figura 29 – Concentração de sólidos totais afluente e efluente dos wetlands tratando
águas residuárias de bovinocultura. .......................................................................... 67
Figura 30 – Concentração de sólidos suspensos afluente e efluente dos wetlands
tratando águas residuárias de bovinocultura. ............................................................ 68
Figura 31 - Proporções médias das diferentes formas nitrogenadas no efluente dos
tratamentos utilizados para águas residuárias de bovinocultura. .............................. 69
Figura 32 – Concentração de NTK afluente e efluente dos wetlands tratando águas
residuárias de bovinocultura. ..................................................................................... 70
Figura 33 – Concentração N-NH4+ afluente e efluente dos wetlands tratando águas
residuárias de bovinocultura. ..................................................................................... 70
Figura 34 – Concentração de P-PO43- afluente e efluente dos wetlands tratando
águas residuárias de bovinocultura. .......................................................................... 71
Figura 35 - Comportamento evolutivo de P-PO43- do afluente e efluente dos wetlands
tratando águas residuárias de bovinocultura. ............................................................ 72
Figura 36 – Cargas aplicadas nos wetlands e as respectivas eficiências de remoção.
.................................................................................................................................. 75
Figura 37 – Fotografia do sistema experimental em dezembro de 2012. .................. 76
LISTA DE TABELAS
Tabela 1 - Efetivo de vacas ordenhadas e produção de leite, total e variação
percentual, segundo as Unidades da Federação - 2010-2011. ................................. 16
Tabela 2 – Geração de resíduos por bovinos de leite no Brasil, ano base 2009. ...... 19
Tabela 3 - Comparação físico-química de efluentes produzidos em instalações de
bovinocultura de leite e efluente doméstico, apresentados pela literatura. ............... 21
Tabela 4 – Bases de dados consultadas ................................................................... 41
Tabela 5 - Alternativas de tratamento apontadas para tratamento de águas
residuárias de bovinocultura de leite no Brasil. ......................................................... 42
Tabela 6 - Desempenho de diferentes tratamentos, aplicados a águas residuárias de
bovinocultura de leite................................................................................................. 48
Tabela 7 - Parâmetros analisados e metodologia empregada. ................................. 54
Tabela 8 – Características físicas dos wetlands. ....................................................... 55
Tabela 9 – Valores médios, mínimos e máximos e desvios-padrão (DP) obtidos em
análises dos efluentes da lagoa de decantação, do WCFH e do WCFV
(novembro/2011 a outubro/2012). ............................................................................. 63
Tabela 10 – Resultado estatístico obtido com o teste ANOVA para o WCFH e para o
WCFV. ....................................................................................................................... 73
Tabela 11 – Cargas médias aplicadas e removidas no WCFH. ................................ 74
Tabela 12 – Cargas aplicadas e removidas no WCFV. ............................................. 74
LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS
ABNT Associação Brasileira de Normas Técnicas
ANOVA Análise de Variância
APHA American Public Health Association
CAFW Colégio Agrícola de Frederico Westphalen
CONSEMA Conselho Estadual do Meio Ambiente
CF Coliformes fecais
CNPq Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico
CTC Capacidade de troca catiônica
D10 Diâmetro Efetivo
D60 Diâmetro a 60 %
DBO5,20 Demanda Bioquímica de Oxigênio, 5 dias de incubação, a 20oC
DN Diâmetro Nominal
DP Desvio Padrão
DQO Demanda Química de Oxigênio
E. coli Escherichia coli
EMBRAPA Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária
ETE Estação de Tratamento de Efluentes
IBGE Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística
LD Lagoa de Decantação
LMCC Laboratório de Materiais de Construção Civil
NMP Número Mais Provável
Norg Nitrogênio Orgânico
NRCS Natural Resources Conservation Service
NT Nitrogênio Total
NTK Nitrogênio Total Kjeldhal
N-NH4 Nitrogênio Amoniacal
N-NO2- Nitrogênio Nitrito
N-NO3- Nitrogênio Nitrato
NUPEEA Núcleo de Pesquisa e Extensão em Engenharia Ambiental
OD Oxigênio Dissolvido
pH Potencial Hidrogeniônico
P-PO43- Fósforo Ortofosfato
PVC Polyvinyl chloride
SS Sólidos Suspensos
SSD Sólidos Sedimentáveis
ST Sólidos Totais
STF Sólidos Totais Fixos
STV Sólidos Totais Voláteis
T Temperatura
TDH Tempo de Detenção Hidráulica
U Coeficiente de Uniformidade
UASB Upflow Anaerobic Sludge Blanket
UFSM Universidade Federal de Santa Maria
WCFH Wetland Construído de Fluxo Horizontal
WCFV Wetland Construído de Fluxo Vertical
SUMÁRIO
1 CONSIDERAÇÕES INICIAIS ............................................................................. 13 1.1 Objetivos ........................................................................................................ 14
1.1.1 Objetivo geral ............................................................................................... 14 1.1.2 Objetivos específicos ................................................................................... 14 2 REVISÃO DA LITERATURA .............................................................................. 15 2.1 Situação da atividade leiteira no Brasil ....................................................... 15 2.2 Geração de resíduos pela atividade leiteira ................................................ 18 2.3 Caracterização das águas residuárias de bovinocultura de leite ............. 20 2.4 Manejo dos resíduos de bovinocultura de leite .......................................... 21 2.5 Principais métodos de tratamento de efluentes de bovinocultura ........... 24
2.5.1 Filtros anaeróbios ......................................................................................... 24 2.5.2 Reatores UASB ............................................................................................ 26 2.5.3 Biodigestores................................................................................................ 28 2.5.4 Filtros biológicos percoladores ..................................................................... 29 2.5.5 Lodos ativados ............................................................................................. 30 2.5.6 Lagoas de estabilização ............................................................................... 31 2.5.7 Disposição no solo ....................................................................................... 33 2.5.8 Wetlands construídos ................................................................................... 35 3 TRATAMENTO DE ÁGUAS RESIDUÁRIAS DE BOVINOCULTURA DE LEITE NO BRASIL – ESTADO DA ARTE ........................................................................... 39 3.1 Introdução ...................................................................................................... 39 3.2 Metodologia ................................................................................................... 40 3.3 Resultados e discussão ................................................................................ 40 3.4 Conclusões .................................................................................................... 49 4 WETLANDS CONSTRUÍDOS PARA TRATAMENTO DE EFLUENTES DE BOVINOCULTURA DE LEITE NA MESORREGIÃO NOROESTE DO RIO GRANDE DO SUL ..................................................................................................................... 50 4.1 Introdução ...................................................................................................... 50 4.2 Metodologia ................................................................................................... 51 4.3 Resultados e discussão ................................................................................ 54
4.3.1 Construção do sistema experimental ........................................................... 54 4.3.2 Aspectos operacionais ................................................................................. 61 4.3.3 Qualidade do efluente tratado ...................................................................... 62 4.3.4 Desempenho global dos wetlands ................................................................ 73 4.4 Conclusão ...................................................................................................... 76 5 CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES ............................................................. 78 REFERÊNCIAS ......................................................................................................... 79
1 CONSIDERAÇÕES INICIAIS
A bovinocultura de leite é uma atividade de grande importância econômica no
Brasil e apresenta-se em crescente expansão. Segundo o Instituto Brasileiro de
Geografia e Estatística (IBGE), em 2011 foram produzidos no Brasil 32,096 bilhões
de litros de leite.
Esta produção acarreta na geração de grande volume de águas residuárias
que apresentam potencial para a poluição, de forma que a simples disposição
dessas águas residuárias no solo sem tratamento adequado - prática muito utilizada
quando se tem disponibilidade de área - pode causar grande impacto por sobrecarga
de nutrientes no solo, podendo até mesmo ocasionar a eutrofização dos cursos de
água.
Diversas propostas para tratamento de efluentes desse tipo são apresentadas
em trabalhos publicados a nível internacional, destacando-se os trabalhos de
Luostarinen e Rintala (2005), Dunne, et al. (2005), Gottschall, et al. (2007), Bolan, et
al. (2009), Ruane, et al. (2011), Rico, García e Rico (2011) e Comino, Riggio e
Rosso (2012), os quais citam as lagoas de estabilização, os biodigestores, os filtros
aeróbios, os reatores UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket) e também os
wetlands construídos como opções para tratamento de efluentes de bovinocultura de
leite.
Os wetlands construídos destacam-se nesse contexto, como alternativa de
simples operação e de baixo custo de implantação e de manutenção, comparados
com tecnologias convencionais, sendo também atrativos para manter aspectos
paisagísticos do meio rural. Newman, et al. (2000) empregando um sistema de
wetlands no tratamento de efluentes de instalações de bovinocultura de leite
encontraram eficiências médias de remoção de 94%, 85%, 68%, 60% e 53% para
sólidos suspensos totais, DBO5,20, fósforo total, nitrato–nitrito e nitrogênio total
Kjedahl, respectivamente. Crolla e Kinsley (2002) apud Gottschall, et al. (2007)
também operaram, durante um período de quatro anos, wetlands para tratamento de
efluentes de instalações de bovinocultura de leite e obtiveram eficiências médias de
remoção de nitrogênio total Kjedahl e fósforo total iguais a 72% e 58%,
respectivamente, em todo período de operação.
14
Contudo, pouco conhecimento se tem sobre as tecnologias já implantadas
para tratamento de águas residuárias de bovinocultura de leite no Brasil e
principalmente sobre as experiências bem sucedidas. Salienta-se que o tratamento
dessas águas residuárias deve ser adequado à forma de produção, bem como a
legislação ambiental vigente, o que pode variar entre as regiões produtoras de leite
do país.
1.1 Objetivos
1.1.1 Objetivo geral
O principal objetivo deste trabalho é apresentar alternativas para tratamento
de efluentes de bovinocultura leiteira no Brasil, a partir de uma revisão de literatura a
nível nacional e da avaliação de um sistema experimental composto por wetlands
construídos, na região noroeste do Rio Grande do Sul.
1.1.2 Objetivos específicos
Como objetivos específicos do trabalho, destacam-se:
(i) Implantar, operar, monitorar e avaliar duas unidades de tratamento de
efluentes do tipo wetlands construídos, uma de fluxo horizontal e outra
de fluxo vertical, implantadas em clima subtropical, região noroeste do
Rio Grande do Sul;
(ii) Realizar uma revisão da literatura sobre as alternativas disponíveis
para tratamento de águas residuárias de bovinocultura de leite no
Brasil, com destaque para a aplicação de wetlands construídos para
tratamento desses efluentes.
2 REVISÃO DA LITERATURA
2.1 Situação da atividade leiteira no Brasil
De acordo com a Organização das Nações Unidas para Agricultura e
Alimentação (FAO), o Brasil é um dos maiores produtores de leite do mundo,
ocupando em 2010 o 5º lugar no ranking mundial. Os Estados Unidos lideram o
ranking de países produtores, em sequência aparecem Índia, China e Rússia
(EMBRAPA GADO DE LEITE, 2010).
No Brasil, a produção total de leite registrada pela Pesquisa da Pecuária
Municipal do IBGE foi de 32,091 bilhões de litros em 2011. Deste total, segundo a
Pesquisa Trimestral do Leite, realizada pelo IBGE, 67,9% foram adquiridos pela
indústria de laticínios sob inspeção sanitária. O restante desta produção deve-se ao
auto-consumo, produção artesanal de queijos e derivados, perdas, etc. (IBGE,
2011).
As condições edafoclimáticas do Brasil possibilitam a adaptação da atividade
leiteira às peculiaridades regionais. Por essa razão, atualmente, a pecuária leiteira é
praticada em todo território nacional e assim, existem diversos modelos ou formas
de produção de leite, com variados graus de especialização, incluindo desde
propriedades de subsistência, as quais utilizam técnicas rudimentares, com
produção diária inferior a 10 litros de leite até grandes propriedades produtoras que
utilizam tecnologias avançadas, com produção diária superior a 50 mil litros de leite
(ZOCCAL e GOMES, 2005).
Os dados da Pesquisa da Pecuária Municipal do IBGE (2011) mostram que a
produção nacional de leite apresenta-se em crescente expansão, sendo que no
comparativo entre 2010 e 2011 apresentou incremento de 4,5% (tabela 1 e figura 1).
Minas Gerais é o estado brasileiro que mais se destaca na produção de leite, com
participação de 27,3%, seguido por Rio Grande do Sul (12,1%), Paraná (11,9%) e
Goiás (10,9%). Estes estados concentram 62,1% de todo o leite produzido no País.
Os três municípios maiores produtores de leite no Brasil, em 2011, foram Castro
(PR), Patos de Minas (MG) e Jataí (GO).
16
Tabela 1 - Efetivo de vacas ordenhadas e produção de leite, total e variação percentual, segundo as Unidades da Federação - 2010-2011.
Fonte: IBGE, Diretoria de Pesquisas, Coordenação de Agropecuária, Pesquisa da Pecuária Municipal
2010-2011.
17
Figura 1– Estados brasileiros com as maiores produções de leite, em 2011. Fonte: Elaborado a partir de dados do IBGE, Diretoria de Pesquisas, Coordenação de Agropecuária, Pesquisa da Pecuária Municipal 2010-2011.
Quanto a dados de produtividade, segundo o IBGE (2011), a maior
produtividade nacional de leite foi alcançada pelo Estado do Rio Grande do Sul
(2.536 litros/vaca/ano), seguido por Santa Catarina (2.478 litros/vaca/ano) e Paraná
(2.404 litros/vaca/ano). Minas Gerais, embora seja o maior produtor nacional de leite
de vaca, ocupa a quarta posição em termos de produtividade, que, em 2011, ficou
em torno de 1.555 litros/vaca/ano. Roraima é o estado com a menor produtividade
nacional, cerca de 309 litros/vaca/ano.
Segundo o IBGE (2011), os municípios brasileiros com as maiores
produtividades de leite produziram acima de 5.000 litros/vaca no ano de 2011, valor
muito similar à média dos países europeus e dos Estados Unidos. Os principais
municípios em produtividade leiteira estão localizados nos Estados de São Paulo, do
18
Paraná e do Rio Grande do Sul, os quais apresentam uma pecuária leiteira
profissionalizada de alta tecnologia, com rebanho selecionado de aptidão leiteira,
aliada a condições climáticas favoráveis (IBGE, 2011).
Conforme já citado, o Brasil apresenta grande variabilidade nos sistemas de
produção. Assis, et al. (2005) apresenta uma classificação que define quatro tipos de
sistemas de produção: extensivo, semi-extensivo, intensivo a pasto e intensivo em
confinamento. Essa classificação foi feita com base no grau de intensificação e nível
de produtividade, caracterizados conforme alimentação volumosa adotada. A
descrição sobre as diferenças entre esses quatro tipos de sistemas, conforme Assis,
et al. (2005) é apresentada a seguir:
Sistema extensivo: Animais com produção de até 1.200 litros de leite por vaca
ordenhada/ano, criados exclusivamente a pasto;
Sistema semi-extensivo: Animais com produção entre 1.200 e 2.000 litros de
leite por vaca ordenhada/ano, criados a pasto, com suplementação volumosa na
época de menor crescimento do pasto;
Sistema intensivo a pasto: Animais com produção entre 2.000 e 4.500 litros
de leite por vaca ordenhada/ano, criados a pasto com forrageiras de alta capacidade
de suporte, com suplementação volumosa na época de menor crescimento do pasto
ou, até mesmo, durante o ano todo;
Sistema intensivo em confinamento: Animais com produção acima de 4.500
litros de leite por vaca ordenhada/ano, mantidos em confinamento e alimentados no
cocho com forragens conservadas, como silagens e fenos.
Pohlmann (2000) afirma que no Brasil ainda predomina o manejo extensivo de
criação de bovinos, no qual os animais ficam soltos no pasto e os dejetos
espalhados pelo campo em grandes áreas. Porém, segundo o mesmo autor, há forte
tendência de aumento das criações confinadas para os próximos anos.
2.2 Geração de resíduos pela atividade leiteira
Segundo Matos (2005), uma vaca leiteira com 400 Kg de peso médio produz
38 a 50 Kg de excretas diariamente, sendo deste total, 28 a 32 Kg de fezes e o
restante, de urina. Contudo, na bovinocultura de leite, além dos resíduos gerados
19
pelos animais, devem ser considerados aqueles provenientes da retirada ou
processamento do leite (POHLMANN, 2000). Segundo Cronk (1996), a quantidade
de resíduo líquido produzido em instalações de bovinocultura de leite depende do
manejo adotado, de forma que o consumo de água pode variar de 40 a 600 litros por
vaca ordenhada.
De acordo com Matos (2005), tanto a quantidade quanto as características
das águas residuárias de criatórios de animais variam conforme a diluição
proporcionada pela adição de água e também com o período do ano, dia da semana
e horário do dia. Mas, de forma geral, o autor afirma que a vazão de águas
residuárias geradas é função do número de animais confinados, da quantidade de
água desperdiçada nos bebedouros, da quantidade de água utilizada na
higienização das instalações e transporte hidráulico dos dejetos e da existência ou
não de sistemas de isolamento de águas pluviais.
Segundo Pohlmann (2000), o risco de impacto ambiental oriundo de criações
de gado de leite é maior do que o produzido por gado de corte, pois o gado de leite
produz quantidade superior de dejetos, sendo que, mesmo em criações não
confinadas, ocorre a retenção dos animais em estábulos para ordenha e lavagem
dos equipamentos utilizados.
O Plano Nacional de Resíduos Sólidos - versão preliminar (BRASIL, 2011)
apresenta um levantamento de dados acerca da situação atual de geração de
resíduos agrosilvopastoris no Brasil, incluindo a geração de resíduos da atividade de
bovinocultura de leite e o potencial de geração de energia dos mesmos. Os dados
do diagnóstico são apresentados na tabela 2.
Tabela 2 – Geração de resíduos por bovinos de leite no Brasil, ano base 2009.
Número de cabeças de bovinos de leite 22.435.289
Total de dejetos (t/ano) 316.909.675
Potencial energético (MW/ano) 1.032
Fonte: Plano Nacional de Resíduos Sólidos (versão preliminar) (BRASIL, 2011).
20
Ainda segundo a versão preliminar do Plano Nacional de Resíduos Sólidos
(BRASIL, 2011), o crescimento do setor agrosilvopastoril nos últimos anos indica
que a geração de resíduos continuará aumentando e por isso, o manejo, o
tratamento e a disposição desses resíduos deve ser adequado, pois estas atividades
são extremamente dependentes do uso de recursos naturais.
2.3 Caracterização das águas residuárias de bovinocultura de leite
Águas residuárias provenientes de instalações de bovinocultura de leite são
compostas principalmente por urina e esterco, como também detergentes oriundos
da limpeza da sala de ordenha, resíduos de leite e muco (HEALY, RODGERS e
MULQUEEN, 2007). Além de sólidos e DBO, nutrientes como nitrogênio e fósforo
são os constituintes mais importantes dessas águas residuárias, os quais são
responsáveis pela eutrofização de corpos d´água (CRONK, 1996).
Segundo Derisio (1992) apud Campos (1997), a carga orgânica produzida por
uma vaca é equivalente à carga orgânica produzida por 16 pessoas, considerando
que no Brasil, uma pessoa elimina em média 54 g DBO5/dia (VON SPERLING,
2005). Já para Matos (2005), o equivalente populacional de uma vaca leiteira pode
variar de 16 a 38 pessoas, dependendo da carga poluente da água residuária de
bovinocultura leiteira.
Segundo Nennich, et al. (2005), o potencial nutricional dos dejetos de vacas
em lactação os torna passíveis de tratamento e posterior reutilização, devido aos
elevados teores de nutrientes, que são em torno de 0,491 Kg de nitrogênio por dia,
0,074 Kg de fósforo por dia e de 0,223 Kg de potássio por dia.
Quando o manejo dos dejetos é feito na fase líquida, os teores de
contaminantes presentes na água residuária são normalmente expressos em mg/L.
As águas residuárias provenientes de bovinocultura de leite apresentam
concentrações de contaminantes mais elevadas se comparadas com esgoto
doméstico, conforme é apresentado na tabela 3.
Contudo, Mantovi, et al. (2003) relata que é difícil caracterizar efluentes
produzidos em sala de ordenha de bovinocultura, devido a ocorrência constante de
variações no número de vacas ordenhadas, na quantidade de água e detergentes
21
utilizados, entre outros componentes empregados. Além disso, de acordo com
Matos (2005), as características físico-químicas de águas residuárias de criatórios
de animais dependem da digestibilidade, composição da ração e da idade dos
animais. Wood, et al. (2007) constataram um elevado desvio padrão na
caracterização de efluentes produzidos em sala de ordenha, os autores justificaram
essa variabilidade em função das práticas operacionais do local de pesquisa.
Tabela 3 - Comparação físico-química de efluentes produzidos em instalações de bovinocultura de leite e efluente doméstico, apresentados na literatura.
Tipo de efluente Autores DBO5,20
(mg/L) DQO
(mg/L) NTK
(mg/L) N-NH4
(mg/L) PTotal
(mg/L) SST
(mg/L)
Efluente produzido em instalações de
bovinocultura
Silva e Roston (2010)
- - - - - 3.585
Wood et al. (2007)
2.811 6.144 - 366 89,3 6.144
Mumñoz, Drizo e Hession (2006)
1.200 - - 52 44 26
Newman et al. (2000)
2.680 - 102 7,8 25,7 1.284
Dunne et al. (2005)
2.300 - - 36,00 15 921
Efluente doméstico Von Sperling
(1995) 350 700 - 30 14 1000
Fonte: Pelissari, 2013.
2.4 Manejo dos resíduos de bovinocultura de leite
O manejo dos resíduos de bovinocultura leiteira varia de acordo com o
sistema de produção adotado e com a consistência do resíduo (JOHANN, 2010).
Segundo Matos (2005), a fim de facilitar o transporte e a aplicação dos resíduos em
áreas de cultivo agrícola, a incorporação de água aos dejetos frescos, tem se
tornado prática frequente em vários países, principalmente naqueles que utilizam
tecnologias agropecuárias mais avançadas.
De acordo com a EMBRAPA (2004), para um determinado sistema de
produção sempre há um sistema de manejo e tratamento mais adequado, sendo que
o conteúdo de umidade do esterco determina parcialmente como ele pode ser
manejado e armazenado. Segundo a classificação da EMBRAPA (2004), o esterco
22
pode ser classificado de acordo com sua consistência, em: (i) Sólido, com 16% ou
mais de sólidos totais (ST); (ii) Semi-sólido, com 12% a 16% de ST; (iii) Líquido, com
12% ou menos de ST.
Para a EMBRAPA (2004), existem várias formas para manejo do esterco, de
acordo com a conveniência e o tipo de sistema de produção adotado, sendo: (i)
Convencional ou manejo de esterco na forma sólida; (ii) Manejo de esterco líquido;
(iii) Manejo de esterco semi-sólido ou misto; (iv) Manejo em lagoas de estabilização;
(v) Compostagem; (vi) Combinações dos sistemas anteriores. Cada um desses
sistemas descritos é composto pelas fases de coleta, armazenamento, tratamento,
transporte e utilização. A seguir consta a descrição de como ocorre o manejo do
esterco nas consistências sólido, semi-sólido e líquido, conforme a EMBRAPA
(2004). Ressalta-se que o manejo de dejetos nos estados sólido e semi-sólido não
faz parte do escopo do presente trabalho, por isso, será dado ênfase no manejo do
esterco na forma líquida e nas respectivas possibilidades de tratamento.
Manejo do esterco na forma sólida ou convencional
Nessa forma de manejo, o esterco seco é raspado, manual ou
mecanicamente, e amontoado para coleta e transporte. O esterco é retirado
diariamente e pode ter diferentes destinos, podendo ser: (i) Armazenado em locais
cobertos, ou não, para escoamento do excesso de umidade, e distribuído, em
seguida, nas áreas de cultura; (ii) Levado para esterqueira ou para compostagem;
(iii) Distribuído diretamente nas áreas de cultura.
É prática comum no Brasil, utilizar o esterco como fertilizante sem nenhum
tipo de processamento ou tratamento prévio. Em sistemas de confinamento de
bovinos leiteiros em baias coletivas, com utilização de camas, a opção mais
econômica é a distribuição do esterco diretamente nas áreas de cultivo, onde a
incorporação ao solo se dá por meio de aração ou gradagem.
23
Manejo do esterco semi-sólido ou misto
O manejo do esterco na forma semi-sólida ocorre quando a quantidade de
água incorporada aos dejetos é apenas suficiente para facilitar a remoção do esterco
das instalações de bovinocultura, resultando em uma mistura com 12% a 16% de
sólidos totais, considerada muito úmida para o sistema convencional e pouco úmida
para o sistema de irrigação. Nesse sistema de manejo, são utilizados tanques ou
fossas de armazenamento para posterior fertirrigação dos solos. Normalmente, a
distribuição do esterco semi-sólido necessita de um distribuidor de esterco líquido
tracionado por trator ou de caminhão-tanque, equipado com sistema vácuo-
compressor para as operações de homogeneização, carregamento e distribuição.
Manejo do esterco líquido
Para esse tipo de manejo, faz-se necessária a construção de tanques para
coleta, tratamento e homogeneização do material proveniente da limpeza das
instalações de bovinocultura. Os dejetos e os resíduos da alimentação são diluídos
em água na proporção de 1:1 ou menos, de modo que a concentração de ST seja
menor ou igual a 12%, a fim de permitir a utilização de sistemas de irrigação com
equipamentos especiais. O volume dos tanques varia de acordo com o sistema de
tratamento adotado, com o tamanho do rebanho, o sistema de confinamento,
diluição dos dejetos, tempo de detenção hidráulica nos reatores biológicos, tipo de
solo e culturas a serem irrigadas, manejo adotado para o sistema de irrigação
(fertirrigação) e quantidade de chuva que o sistema pode suportar.
Entre as principais vantagens desse sistema estão a liberação de máquinas e
equipamentos, como trator e implementos para outras atividades, baixa perda de
nutrientes quando as irrigações são frequentes, economia de fertilizantes e
corretivos convencionais, conservação e melhoramento da fertilidade do solo,
possibilidade de reciclagem do esterco líquido tratado para limpeza hidráulica dos
galpões de confinamento e economia de água, energia e mão-de-obra.
24
2.5 Principais métodos de tratamento de efluentes de bovinocultura
Os principais métodos para tratamento de efluentes agroindustriais são os
sistemas anaeróbios (como os filtros anaeróbios e os reatores UASB), os sistemas
de lagoas de estabilização, os sistemas de lodos ativados e os sistemas wetlands
construídos (MATOS, 2005; JOHANN, 2010). Para tratamento de águas residuárias
de bovinocultura de leite, existem diversas propostas publicados a nível
internacional, destacando-se os trabalhos de Luostarinen e Rintala (2005), Dunne, et
al. (2005), Gottschall, et al. (2007), Bolan, et al. (2009), Ruane, et al. (2011), Rico,
García e Rico (2011) e Comino, Riggio e Rosso (2012), os quais citam no geral, as
lagoas de estabilização, os biodigestores, os filtros aeróbios, os reatores UASB e
também os wetlands construídos como opções de tratamento desses efluentes. A
seguir são descritos os principais métodos de tratamento apresentados na literatura.
2.5.1 Filtros anaeróbios
Os filtros anaeróbios são caracterizados por terem parte do volume
preenchido com material inerte, onde ocorre imobilização da biomassa por aderência
em meio suporte fixo, que permanece estacionário (CAMPOS, 1999). Segundo o
mesmo autor, nesses reatores, o fluxo hidráulico ocorre nos interstícios do material
suporte e o tratamento acontece pelo contato da biomassa com o esgoto, durante
sua passagem pelo reator.
Em geral, os filtros anaeróbios são indicados para tratamento de águas
residuárias caracterizadas por serem mais solúveis ou quando os sólidos orgânicos
de maiores dimensões forem retidos em uma unidade anterior, um decanto-digestor,
por exemplo (CAMPOS, 1999).
De acordo com Campos (1999), os filtros anaeróbios podem ser de fluxo
ascendente ou descendente (figura 2). O filtro de fluxo ascendente é caracterizado
por ter sempre o leito totalmente submerso. Por outro lado, o filtro de fluxo
descendente pode ser operado com o meio suporte afogado ou não, e, além disso,
com ou sem recirculação de efluente. Em ambos os tipos de filtros, o lodo de
25
excesso que se desprende do meio suporte é retirado do fundo do reator. Campos
(1999) afirma que em termos práticos, o filtro de fluxo ascendente tem sido mais
utilizado.
Segundo Matos (2005), os filtros anaeróbios quando utilizados para
tratamento de efluentes agroindustriais, requerem unidades de decantação primária
à montante (como fossas sépticas ou tanques de Imhoff) e lagoa facultativa como
pós tratamento (figura 3). O emprego de uma lagoa facultativa objetiva melhor
condicionar o efluente para lançamento nos corpos receptores, pois a remoção de
DBO nos filtros anaeróbios é baixa, o efluente geralmente apresenta aspecto
desagradável, concentração elevada de nutrientes, sólidos em suspensão e maus
odores (MATOS, 2005).
Figura 2 – Configurações de filtros anaeróbios de fluxo ascendente e descendente. Fonte: Campos, 1999.
26
Figura 3– Esquema de sistema de tratamento com filtro anaeróbio, seguido de lagoa facultativa. Fonte: Matos, 2005.
2.5.2 Reatores UASB
Os reatores UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket), também denominados
de RAFA (Reatores Anaeróbios de Fluxo Ascendente e de Manta de Lodo) são
vistos por Von Sperling (2005) como a principal tendência atual de tratamento de
esgotos no Brasil, tanto como unidades únicas ou seguidas de pós-tratamento. Nos
reatores UASB a biomassa cresce dispersa no meio, formando pequenos grânulos,
os quais tendem a servir de meio suporte para outras bactérias. Nesses reatores, a
concentração de biomassa é bem elevada, o que justifica a denominação “manta de
lodo”, por isso, o volume requerido pelos reatores UASB é bastante reduzido (VON
SPERLING, 2005).
Segundo Campos (1999), o reator UASB possibilita o tratamento direto das
águas residuárias, sejam elas de origem simples ou complexa, de baixa a alta
concentração, solúveis ou com material particulado. O autor supõe que o UASB é ao
mesmo tempo um decantador primário, um reator biológico, um decantador
secundário e também um digestor de lodo.
O fluxo do líquido nos reatores UASB é ascendente, sendo que o líquido entra
no fundo e se encontra com o leito de lodo, onde a matéria orgânica contida no
esgoto é adsorvida pela biomassa. A parte superior desses reatores contém uma
27
estrutura denominada separador trifásico (separa o líquido, os sólidos e os gases), o
qual é responsável por reter a biomassa no sistema, impedindo que ela saia com o
efluente. Dessa forma, devido à elevada retenção de sólidos, a idade do lodo é
bastante elevada, e assim, o tempo de detenção hidráulica pode ser bastante
reduzido. O gás formado é coletado na parte superior do reator, de onde pode ser
retirado e utilizado para geração de energia a partir do metano ou queimado (VON
SPERLING, 2005). Na figura 4 é apresentado um esquema do funcionamento de um
reator UASB.
Figura 4 – Representação esquemática de um reator UASB. Fonte: Campos, 1999.
De acordo com Matos (2005), a utilização de efluente de UASB na
fertirrigação é uma boa opção para efluentes agroindustriais, mas para o caso de
lançamento em corpos hídricos, o efluente de UASB necessita de um pós
tratamento, que pode ser obtido em uma lagoa facultativa (figura 5), por escoamento
superficial no solo ou em unidades wetlands construídos.
28
Figura 5 – Esquema de sistema de tratamento com reator UASB seguido de lagoa facultativa. Fonte: Matos, 2005.
2.5.3 Biodigestores
Um biodigestor pode ser definido como uma câmara fechada, na qual uma
biomassa (em geral, resíduos de animais) é fermentada anaerobicamente,
produzindo biogás e biofertilizante (GASPAR, 2003). Segundo Neves (2010),
existem vários modelos de biodigestores, porém o mais difundido no Brasil é o
modelo canadense, feito com manta de PVC (figura 6).
A digestão anaeróbica de esterco de gado leiteiro tem demonstrado ser uma
forma atrativa de tratamento, oferecendo diversas vantagens, como controle da
poluição, de odores, redução de patógenos, recuperação de nutrientes e produção
de energia (AMON, et al., 2007; HARTMANN e AHRING, 2005; KARIM, et al., 2005;
UMETSU, et al., 2006 apud RICO, GARCÍA e RICO, 2011).
UASB
29
Figura 6 – Fotografia de um biodigestor do tipo canadense. Fonte: Neves, 2010.
2.5.4 Filtros biológicos percoladores
Os filtros biológicos percoladores são reatores nos quais a biomassa cresce
aderida a um meio suporte (como pedras, brita, escória de alto-forno, ripas ou
material plástico), sobre o qual é aplicado o esgoto (frequentemente através de
distribuidores rotativos), que percola em direção ao fundo, onde é coletado (figura 7)
(VON SPERLING, 2005).
Segundo Von Sperling (2005), os filtros biológicos são sistemas aeróbios, pois
o ar circula nos espaços vazios do meio suporte, fornecendo oxigênio para a
respiração dos micro-organismos. Existem dois tipos de filtros biológicos
percoladores: (i) Filtros biológicos percoladores de baixa carga – recebem menor
carga de DBO, resultando numa estabilização parcial do lodo e numa maior
eficiência na remoção de DBO; (ii) Filtros biológicos percoladores de alta carga –
recebem uma maior carga de DBO por unidade de volume do filtro, por isso, os
requisitos de área são menores se comparados aos filtros de baixa carga, há
também, uma ligeira redução na eficiência de remoção de DBO e não ocorre
digestão do lodo no filtro.
30
Figura 7 – Esquema de um filtro biológico percolador. Fonte: Von Sperling, 2005.
2.5.5 Lodos ativados
Os sistemas de Lodos Ativados têm como princípio básico a recirculação dos
sólidos (biomassa bacteriana), sedimentados em um decantador secundário, os
quais retornam ao reator, aumentando o tempo de contato das bactérias com o
líquido o que consequentemente, aumenta a eficiência do sistema (MATOS, 2005).
Existem diversas variantes do sistema de lodos ativados. Von Sperling (2005)
destaca que as principais variantes são: (i) Lodos ativados convencional (fluxo
contínuo) (figura 8); (ii) Aeração prolongada (fluxo contínuo) – a biomassa
permanece maior tempo no reator e em decorrência, o lodo é estabilizado; (iii)
Reatores sequenciais por batelada (operação intermitente) – as etapas de reação e
sedimentação ocorrem no mesmo tanque, em fases diferentes. Segundo Matos
(2005), o lodo produzido em sistemas de Lodos Ativados deve ser periodicamente
removido e estabilizado antes de sua disposição final no meio ambiente.
De acordo com Matos (2005), os Lodos Ativados apresentam como
vantagens: a elevada eficiência na remoção de DBO, possibilidade de remoção de N
e P, baixos requisitos de área, além de reduzidas possibilidades de geração de
maus odores e desenvolvimento de insetos e vermes. Já entre as principais
desvantagens estão os elevados custos de implantação e operação, o alto consumo
de energia elétrica, a necessidade de conhecimento técnico para operação, grande
31
sensibilidade do sistema a cargas tóxicas, além da possibilidade de ocorrência de
ruídos e exalação de aerossóis (MATOS, 2005).
Figura 8 – Fluxograma típico de um sistema de lodos ativados convencional.
Fonte: Adaptado de Von Sperling, 2005.
2.5.6 Lagoas de estabilização
As lagoas de estabilização são unidades projetadas para tratar águas
residuárias por mecanismos predominantemente biológicos. De acordo com Von
Sperling (2005), as lagoas de estabilização podem ser classificadas em: Lagoas
facultativas, sistemas de lagoas anaeróbias seguidas de lagoas facultativas, lagoas
aeradas facultativas, sistemas de lagoas aeradas de mistura completa seguidas de
lagoas de sedimentação, lagoas de alta taxa, lagoas de maturação e lagoas de
polimento. A escolha entre as diversas configurações de tratamento citadas depende
da disponibilidade de área junto à fonte geradora da água residuária, da taxa de
geração, da velocidade exigida no tratamento e da localização (distância de áreas
residenciais) (MATOS, 2005).
As lagoas de estabilização, notadamente as lagoas facultativas, as lagoas
aeradas e os sistemas de lagoas anaeróbias seguidas de lagoas facultativas, têm
sido muito utilizadas para tratamento de águas residuárias ricas em matéria
orgânica, sendo muito adequadas no caso das agroindustriais (MATOS, 2005).
32
São muitas as vantagens das lagoas de estabilização, entre as principais
estão a satisfatória eficiência na remoção de DBO, razoável eficiência na remoção
de patógenos, construção, operação e manutenção simples e os reduzidos custos
de implantação e operação. Entre as principais desvantagens desse tipo de sistema
pode-se citar os elevados requisitos de área, possibilidade de geração de maus
odores (no caso de lagoa anaeróbia), necessidade de afastamento de residências e
a performance extremamente dependente das condições climáticas.
Na figura 9 são apresentadas as configurações mais frequentes de lagoas de
estabilização aplicadas ao tratamento de águas residuárias agroindustriais, as quais
são descritas por Matos (2005).
Figura 9 – Sistemas de lagoas de estabilização: a) Sistema com lagoa facultativa; b) Sistema com lagoa anaeróbia seguida de lagoa facultativa; c) Sistema com lagoa aerada de mistura completa seguida de unidade de decantação. Fonte: Adaptado de Matos, 2005.
33
2.5.7 Disposição no solo
A disposição de águas residuárias agroindustriais no solo é uma técnica
atraente para a realidade brasileira, devido às condições de clima tropical e à grande
disponibilidade de área. Esta técnica se baseia na capacidade depuradora do
sistema solo-planta, que utiliza mecanismos físicos, químicos e biológicos de
remoção dos poluentes contidos nas águas residuárias (ERTHAL, 2010a).
De acordo com Matos (2005), a disposição de efluentes no solo é uma técnica
de tratamento de grande potencial de aplicação, em vista dos baixos custos de
implantação e operação, por contribuir para a preservação do meio ambiente, por
possibilitar o aproveitamento dos nutrientes contidos na água residuária para a
produção agrícola, e também, devido à possibilidade de transformação dos resíduos
gerados em fonte de renda ou benefício social.
Essa técnica tem mostrado grande viabilidade técnica e econômica, podendo
ser uma forma de tratamento, tanto a nível primário, quanto a nível secundário ou
terciário e/ou de disposição final (MATOS, 2005). Contudo, segundo o mesmo autor,
para disposição de águas residuárias agroindustriais no solo, são necessários
estudos que visem a definição de taxas de aplicação (considerando as capacidades
de suporte de cada solo) e que resguardem a integridade dos recursos naturais, a
fim de evitar problemas de qualidade ambiental.
De acordo com Matos (2005), as formas de disposição podem ser infiltração-
percolação, escoamento superficial, fertirrigação e lançamento em “áreas alagadas”
(wetlands construídos). No presente trabalho, no entanto, preferiu-se por abordar
separadamente os wetlands construídos (ítem 2.5.8), de acordo com os objetivos
pré-estabelecidos.
O sistema de infiltração-percolação, também chamado de infiltração rápida, é
caracterizado pela percolação da água residuária, a qual é filtrada na passagem pelo
solo e constitui recarga para águas freáticas ou subterrâneas (MATOS, 2005). De
acordo com Matos (2005), nesse sistema, o efluente é disposto de forma
intermitente com altas taxas de aplicação (baixas perdas por evaporação) em bacias
rasas ou valas de infiltração construídas em solos de alta permeabilidade (figura 10).
34
Figura 10 – Esquema de sistema de infiltração-percolação, em canais de infiltração.
Fonte: Matos, 2005.
O método de escoamento superficial é uma forma de disposição/tratamento
que consiste na aplicação controlada e de forma intermitente de águas residuárias
no solo, de forma que essas escoem, rampa abaixo, até alcançar canais de coleta
(figura 11) (VON SPERLING, 2005). Segundo Von Sperling (2005), os solos
indicados para esse tipo de tratamento/disposição final são os de baixa
permeabilidade (como os argilosos), contendo uma inclinação moderada (entre 2 e
8%).
Figura 11 – Esquema de sistema de tratamento por escoamento superficial. Fonte: Matos, 2005.
35
Já a fertirrigação (figura 12), diferentemente dos métodos mencionados
anteriormente, é uma técnica de disposição/tratamento onde prioriza-se o
aproveitamento dos nutrientes contidos nas águas residuárias. Para isso, as taxas
de aplicação de águas residuárias agroindustriais no solo devem ser baseadas na
dose de nutrientes recomendadas para as culturas agrícolas (MATOS, 2005).
Figura 12 – Esquema da técnica da fertirrigação de culturas agrícolas (infiltração lenta). Fonte: Matos, 2005.
2.5.8 Wetlands construídos
Os wetlands construídos são sistemas de tratamento de águas residuárias
projetados para “imitar” o papel de depuração que naturalmente ocorre em
ambientes alagados naturais (como brejos e pântanos). De forma geral, são lagoas
ou canais rasos que abrigam plantas aquáticas e que baseiam-se em mecanismos
físicos, químicos e biológicos para tratar águas residuárias.
Existem várias configurações de wetlands construídos. A figura 13 apresenta
uma classificação dos wetlands construídos em dois grandes grupos: (i) de
escoamento superficial; (ii) de escoamento subsuperficial. Porém, nesse estudo,
serão abordados apenas os wetlands de escoamento subsuperficial.
36
Os wetlands construídos de escoamento subsuperficial são módulos
normalmente escavados no terreno, que contém um material de recheio (brita, areia
ou cascalho) no qual o efluente a ser tratado percola, dependendo do tipo de fluxo
empregado, no sentido horizontal (wetlands construídos de fluxo horizontal – WCFH)
ou vertical (wetlands construídos de fluxo vertical – WCFV).
Figura 13 – Classificação dos wetlands construídos.
Fonte: Adaptado de Vymazal e Kroepfelová, 2008.
Wetlands construídos de fluxo horizontal (WCFH)
Nos WCFH (figura 14) o efluente é disposto em uma camada de brita,
denominada zona de entrada, percola pelo material filtrante, geralmente areia, até
atingir a porção final do filtro, também composta por brita, devido a uma declividade
de fundo. Os WCFH apresentam-se como sistemas eficientes na remoção de sólidos
suspensos, matéria orgânica carbonácea (DBO5,20), e nitrogenada - desde que o
sistema receba efluente parcialmente nitrificado (COOPER, et al., 1996).
37
Figura 14 – Esquema representando um WCFH. 1) afluente; 2) macrófitas; 3) impermeabilização; 4) zona de entrada; 5) tubulação de alimentação; 6) material filtrante; 7) sentido do fluxo; 8) zona de saída; 9) tubulação de coleta; 10) controlador de nível.
Fonte: Pelissari, 2013.
Wetlands construídos de fluxo vertical (WCFV)
Nos WCFV (figura 15) o efluente a ser tratado é disposto intermitentemente,
sobre a superfície do módulo de tratamento, e percola verticalmente ao longo de
todo o perfil vertical, sendo coletado no fundo por meio de um sistema de
drenagem/coleta (PHILIPPI e SEZERINO, 2004). Os WCFV, assim como os WCFH,
também são eficientes na remoção de matéria orgânica carbonácea e sólidos
suspensos, mas diferem destes por apresentar configuração que favorece a
conversão de matéria orgânica nitrogenada por nitrificação (IWA, 2000; PHILIPPI e
SEZERINO, 2004; KAYSER e KUNST, 2005).
38
Figura 15 - Esquema representando um WCFV. 1) afluente; 2) macrófitas; 3) material filtrante; 4) tubulação de alimentação; 5) sentido do fluxo; 6) tubulação de coleta; 7) impermeabilização; 8) controlador de nível; 9) efluente. Fonte: Pelissari, 2013.
3 TRATAMENTO DE ÁGUAS RESIDUÁRIAS DE BOVINOCULTURA DE LEITE NO BRASIL – ESTADO DA ARTE
3.1 Introdução
A bovinocultura de leite é uma atividade de grande importância econômica
para o Brasil. Em 2011, a produção total de leite registrada pela Pesquisa da
Pecuária Municipal do IBGE foi de 32,091 bilhões de litros (IBGE, 2011). Essa
produção ocorre em praticamente todo território nacional e apresenta forte tendência
de crescimento para os próximos anos.
Contudo, a expansão da bovinocultura de leite no país, exige o
desenvolvimento de tecnologias que possibilitem a mitigação do impacto ambiental
gerado na atividade, que pode causar poluição do ar, do solo e dos recursos
hídricos. As águas residuárias de bovinocultura de leite, segundo Rico, García e
Rico (2011), estão entre as águas residuárias agroindustriais mais poluentes, pois
fazendas de gado leiteiro produzem efluentes com altas concentrações de matéria
orgânica, nitrogênio e fósforo, que quando mal gerenciados podem causar graves
problemas ambientais.
Diversas propostas para tratamento de águas residuárias de bovinocultura de
leite são apresentadas em trabalhos publicados a nível internacional, destacando-se
os trabalhos de Luostarinen e Rintala (2005), Dunne, et al. (2005), Gottschall, et al.
(2007), Bolan, et al. (2009), Ruane, et al. (2011), Rico, García e Rico (2011) e
Comino, Riggio e Rosso (2012). Contudo, pouco conhecimento se tem sobre as
tecnologias já implantadas para tratamento desse tipo de água residuária no Brasil e
principalmente, sobre as experiências bem sucedidas. É importante destacar que o
tratamento dessas águas residuárias deve ser adequado tanto à forma de produção,
quanto à legislação ambiental vigente nos estados produtores de leite do país.
Diante do exposto, o principal objetivo deste capítulo é apresentar uma
revisão de literatura sobre as alternativas propostas e as experiências bem
sucedidas no Brasil para tratamento de efluentes de bovinocultura de leite, a fim de
possibilitar a disseminação dessas tecnologias, melhorando a qualidade ambiental.
40
3.2 Metodologia
A metodologia empregada consistiu na busca de textos científicos nacionais
publicados em diversas bases de dados a partir do ano 2000, tomando-se como
base de busca por assunto as palavras-chave: bovinocultura de leite, tratamento de
efluentes e tratamento de dejetos.
Inicialmente, cada texto foi submetido a uma primeira etapa de consulta com
o objetivo de identificar as tecnologias utilizadas para tratamento de águas
residuárias de bovinocultura de leite.
Após esta primeira etapa, os textos foram submetidos a uma segunda etapa
de avaliação, buscando identificar aspectos gerais de cada trabalho, com ênfase na
caracterização qualitativa da água residuária bruta, tratada e as respectivas
eficiências obtidas no tratamento. Para tanto, buscou-se identificar parâmetros
físico-químicos, e biológicos, tais como: DBO, DQO, pH, nitrogênio, fósforo,
Coliformes fecais, E. coli, sólidos, óleos e graxas e turbidez.
3.3 Resultados e discussão
Na tabela 4 constam as bases de dados onde foram encontrados trabalhos
relacionados ao tratamento de efluentes de bovinocultura de leite no Brasil, bem
como os autores e a quantidade de trabalhos disponível.
Também foi pesquisado em outras fontes, mas sem nenhuma ocorrência, as
quais foram: Revista de Engenharia Sanitária e Ambiental, Revista Brasileira de
Engenharia Agrícola e Ambiental e Revista Ambiente e Água, além de Congressos,
Seminários e Simpósios relacionados.
Foram identificados ao todo 14 textos publicados no Brasil, distribuídos entre
os seguintes estados: Paraná (3), Minas Gerais (2), São Paulo (4), Rio Grande do
Sul (3) e Goiás (2). Esses Estados, segundo o IBGE (2011) são os maiores
produtores de leite do Brasil (figura 1). Portanto, apesar dos poucos trabalhos
levantados na presente pesquisa, acredita-se que os mesmos são abrangentes e
41
podem representar significativamente a realidade brasileira quanto às alternativas
para tratamento de efluentes de bovinocultura de leite já estudadas.
Tabela 4 – Bases de dados consultadas
Base de dados Autores Quantidade de trabalhos
SciELO
Silva (2010) Erthal (2010a) Erthal (2010b) Moraes e Paula Júnior (2004)
4
Biblioteca Digital de Teses e Dissertações
Johann (2010) Coldebella (2006) Silva (2007) Erthal (2008) Souza (2005) Mendonça (2009) Pohlmann (2000) Pelissari (2013)
8
Seminário de Gestão Ambiental na Agropecuária Zaro, et al. (2012) Decezaro, et al. (2012)
2
Total 14
Na tabela 5 constam as alternativas de tratamento apontadas para águas
residuárias de bovinocultura de leite, relatadas em um total de 13 trabalhos
levantados na literatura nacional. Na figura 16 está apresentada a distribuição em
percentual da utilização dessas tecnologias com base nesses mesmos trabalhos.
42
Tabela 5 - Alternativas de tratamento apontadas para tratamento de águas residuárias de bovinocultura de leite no Brasil.
Autor Tratamento adotado
Coldebella (2006) Biodigestor
Decezaro, et al. (2012) Lagoa de decantação → wetlands construídos (2 unidades operando em paralelo)
Erthal (2008) Disposição no solo (fertirrigação)
Erthal, et al. (2010a) Disposição no solo (fertirrigação)
Erthal, et al. (2010b) Disposição no solo (fertirrigação)
Johann (2010) Decantação → flotação → desinfecção por radiação solar
Mendonça (2009) Reatores anaeróbios tubulares horizontais de fluxo contínuo (biodigestor tubular)
Moraes e Paula Júnior (2004) Reatores UASB
Pelissari (2013) Lagoa de decantação → wetlands construídos (2 unidades operando em paralelo)
Silva (2007) Lagoa anaeróbia → lagoa facultativa → wetland construído
Silva e Roston (2010) Lagoa anaeróbia → lagoa facultativa → wetland construído
Souza (2005) Disposição no solo (fertirrigação)
Zaro, Rodrigues e Giustina (2012) Biodigestor (análise de viabilidade de implantação)
Figura 16 – Distribuição dos tratamentos
Lagoas - wetlands construídos
31%
UASB7%Biodigestor
23%
Disposição no solo
(fertirrigação)31%
Outros8%
43
Biodigestores
A utilização de biodigestores para tratamento de efluentes de bovinocultura
leiteira foi relatada em 3 trabalhos (Coldebella, 2006; Mendonça, 2009; Zaro,
Rodrigues e Giustina, 2012). Um biodigestor pode ser definido como uma câmara
fechada, na qual uma biomassa (em geral, resíduos de animais) é fermentada
anaerobicamente, produzindo biogás e biofertilizante (GASPAR, 2003). Segundo
Neves (2010), existem vários modelos de biodigestores, porém o mais difundido no
Brasil é o modelo canadense, feito com manta de PVC.
A digestão anaeróbica de esterco de gado leiteiro tem demonstrado ser uma
forma atrativa de tratamento, oferecendo diversas vantagens, como controle da
poluição, de odores, redução de patógenos, recuperação de nutrientes e produção
de energia (AMON, et al., 2007; HARTMANN e AHRING, 2005; KARIM, et al., 2005;
UMETSU, et al., 2006 apud RICO, GARCÍA e RICO, 2011).
Coldebella (2006) avaliou a viabilidade do uso de biogás proveniente de
biodigestor para geração de energia elétrica e irrigação em propriedades rurais. O
autor concluiu que o uso de biodigestores em propriedades rurais além de uma
excelente alternativa para tratamento dos efluentes líquidos de bovinocultura, pode
ser economicamente viável quando o biogás e o biofertilizante são utilizados
adequadamente.
Mendonça (2009) operando biodigestores com TDH = 20 dias e T = 30º C,
obteve remoções médias de 83%, 76% e 86%, respectivamente para DQO, ST e
STV e operando com TDH=15 dias e T=35oC alcançou uma produção de 1,32 m3 de
biogás / Kg DQO.
Zaro, Rodrigues e Giustina (2012) em um estudo de viabilidade econômica e
ambiental para implantação de melhorias em uma propriedade leiteira de pequeno
porte no Rio Grande do Sul, dentre outras propostas, sugeriram a construção de um
biodigestor para o tratamento do esterco bovino e aproveitamento energético do
biogás gerado.
44
Disposição no solo (fertirrigação)
A fertirrigação é uma técnica de disposição de efluentes no solo do tipo
infiltração lenta que tem como principal objetivo o reúso da água para produção
agrícola, sendo que o tratamento de esgotos é um objetivo adicional (VON
SPERLING, 2005).
Segundo Von Sperling (2005), os sistemas de fertirrigação são projetados
para satisfazer os requisitos de irrigação das culturas agrícolas. A fertirrigação
prioriza o aproveitamento dos nutrientes presentes na água residuária, tais como
nitrogênio, potássio e, principalmente, fósforo, os quais são fundamentais no cultivo
de solos pobres, como os que ocorrem na maior parte do Brasil (MATOS, 2005).
Segundo o mesmo autor, a utilização de águas residuárias ricas em nutrientes na
fertirrigação de culturas agrícolas aumenta a produtividade e a qualidade dos
produtos colhidos, melhora as características químicas, físicas e biológicas do solo e
reduz a poluição ambiental.
Na presente revisão foram identificados 4 trabalhos que relatam a fertirrigação
para tratamento/disposição final das águas residuárias de bovinocultura de leite
(Erthal, 2008; Erthal et al., 2010a; Erthal et al., 2010b e Souza, 2005) , os quais são
descritos a seguir.
Erthal (2008) e Erthal, et al. (2010b) avaliaram os efeitos da aplicação de
águas residuárias de bovinocultura sobre as propriedades físicas e químicas de um
Argissolo Vermelho Eutrófico. Utilizando quatro taxas de aplicação da água
residuária (25, 50, 75 e 100 kg ha-1 de K), os autores concluíram que os valores de
pH, CTC, saturação por bases e concentrações de P, K, Ca e Mg, aumentaram com
acréscimos nas taxas de aplicação, nas camadas superficiais do solo. Não ocorreu
salinização do perfil do solo embora a porcentagem de argila dispersa em água
tenha aumentado, indicando que a aplicação permanente da água residuária pode
propiciar riscos de redução da permeabilidade do solo.
Os trabalhos de Erthal (2008) e Erthal, et al. (2010a) avaliaram os efeitos da
aplicação de águas residuárias de bovinocultura sobre as características fisiológicas,
nutricionais e de produtividade do capim-Tifton 85 (Cynodon sp.) e da aveia preta
(Avena strigosa Schreb). Os resultados indicaram que a fertirrigação não causou
estresse osmótico nem toxicidade, mas propiciou absorção de nutrientes e
45
rendimento forrageiro em níveis próximos aos recomendados, podendo substituir
parcialmente a adubação mineral.
Já Souza (2005), avaliou o desempenho de microaspersores e a
suscetibilidade dos mesmos ao entupimento quando operados com diferentes
concentrações de sólidos totais na água residuária de bovinocultura de leite.
Lagoas seguidas de wetlands construídos
Tanto as lagoas, sejam elas anaeróbias, facultativas ou de decantação,
quanto os wetlands construídos são alternativas de tratamento atrativas para a
realidade da bovinocultura leiteira brasileira por serem sistemas de baixo custo de
implantação, operação e manutenção e de grande simplicidade operacional.
As lagoas de estabilização são unidades projetadas para tratar águas
residuárias por mecanismos predominantemente biológicos. As lagoas de
estabilização, notadamente as lagoas facultativas, as lagoas aeradas e os sistemas
de lagoas anaeróbias seguidas de lagoas facultativas, têm sido muito utilizadas para
tratamento de águas residuárias ricas em matéria orgânica, sendo muito adequadas
no caso das agroindustriais (MATOS, 2005).
São muitas as vantagens das lagoas de estabilização, entre as principais
estão a satisfatória eficiência na remoção de DBO, razoável eficiência na remoção
de patógenos, construção, operação e manutenção simples e os reduzidos custos
de implantação e operação. Entre as principais desvantagens desse tipo de sistema
pode-se citar os elevados requisitos de área, possibilidade de geração de maus
odores (no caso de lagoa anaeróbia), necessidade de afastamento de residências e
a performance extremamente dependente das condições climáticas.
Os wetlands construídos são sistemas de tratamento de águas residuárias
projetados para “imitar” o papel de depuração que naturalmente ocorre em
ambientes alagados naturais (como brejos e pântanos). De forma geral, são lagoas
ou canais rasos que abrigam plantas aquáticas e que baseiam-se em mecanismos
físicos, químicos e biológicos para tratar águas residuárias. Os wetlands são
sistemas eficientes na remoção de sólidos suspensos e matéria orgânica
carbonácea (DBO), e também apresentam possibilidade de remoção de nutrientes,
46
sendo que existem diversos arranjos tecnológicos, dependendo do objetivo do
tratamento. Contudo, os wetlands construídos necessitam de unidades de
tratamento primário à montante. Diante disso, as diversas configurações de lagoas
seguidas de wetlands se mostram atrativas.
Os trabalhos de Silva (2007) e de Silva e Roston (2010) apresentam a
avaliação de uma ETE piloto composta por três unidades, sendo uma lagoa
anaeróbia, uma lagoa facultativa e um pós-tratamento utilizando um wetland
construído. Os resultados da pesquisa demonstraram remoções totais de 80% para
fósforo, 88% para amônia e nitrato, 89% para DQO, 67% para ST e 60% para
turbidez e o pH médio das amostras foi de 6,2. Contudo, foi relatado que a lagoa
anaeróbia projetada não suportou ao lançamento do efluente bruto, apresentando
grande quantidade de sólidos flotantes, mas isso não resultou em mudanças nas
características do wetland, durante 280 dias de operação.
Decezaro, et al. (2012) avaliaram a implantação e o início de operação de
duas unidades de wetlands construídos, um de fluxo horizontal (WCFH) e outro de
fluxo vertical (WCFV), empregadas em paralelo no pós-tratamento de efluentes de
lagoa de decantação, a qual recebia despejos de uma instalação de bovinocultura
de leite na região noroeste do Rio Grande do Sul. O trabalho de Pelissari (2013)
apresenta os resultados de 12 meses de monitoramento do experimento descrito por
Decezaro, et al. (2012), os quais demonstraram eficiências médias de remoção de
62%, 74%, 43%, 81%, 59% e 35% para DBO, DQO, ST, SS, N-NH4+ e P-PO4
3-,
respectivamente no WCFH e de 49%, 68%, 35%, 68%, 80% e 10% para DBO, DQO,
ST, SS, N-NH4+ e P-PO4
3-, respectivamente no WCFV, durante o período de estudo.
Reatores UASB
Os reatores UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket) são considerados os
reatores anaeróbios de maior sucesso, por serem capazes de formar agregados
densos por auto imobilização e consequentemente permitirem a atuação do reator
em alta taxa (KALYUZHNYI, FEDOROVICH e LENS, 2006).
Segundo Campos (1999), o reator UASB é um sistema compacto, com baixa
demanda de área, baixo custo, baixa produção de lodo, baixa necessidade de
47
nutrientes (N e P), produção de biogás com valor energético, baixo consumo de
energia, partida rápida após longo período de parada, e lodo excedente mais
estabilizado, o que facilita a sua disposição final.
Também os reatores UASB foram avaliados para tratamento de águas
residuárias de bovinocultura de leite, representados nessa pesquisa pelo trabalho de
Moraes e Paula Júnior (2004). Os autores avaliaram a biodegradabilidade de dejetos
da bovinocultura e da suinocultura, sendo que nos ensaios, foram utilizados lodos
granulados de três origens diferentes (abatedouro de aves, bovinocultura ou
suinocultura), adaptados ou não. Foi utilizada uma relação de substrato:biomassa
igual a 0,5. Foram testados modelos cinéticos dos tipos Monod, Ordem Zero,
Primeira e Segunda Ordem onde verificou-se que o modelo de Primeira Ordem foi o
que melhor se ajustou para os ensaios realizados.
Para fins de lançamento do efluente em corpos hídricos, Matos (2005) afirma
que o efluente do reator UASB necessita de um pós tratamento, que pode ser obtido
em uma lagoa facultativa, por escoamento superficial no solo ou em unidades
wetlands construídos.
Decantação – flotação – desinfecção por radiação solar
O tratamento composto por decantação seguida de flotação e desinfecção por
radiação solar foi proposto por Johann (2010), em sua dissertação de mestrado. Os
resultados da pesquisa demonstraram reduções satisfatórias nas concentrações
afluentes, principalmente para DBO, DQO e N-total. No caso do sistema de
desinfecção com radiação solar os melhores resultados foram obtidos após 24 horas
de exposição ao sol.
Comparação entre as alternativas apresentadas
Na tabela 6 consta o desempenho de diferentes tratamentos, selecionados a
partir desta revisão de literatura. Nessa tabela são apresentados os parâmetros
48
avaliados em cada trabalho, a qualidade da água residuária afluente e efluente aos
tratamentos e as respectivas eficiências de remoção de parâmetros físicos, químicos
e biológicos. Cabe ressaltar que nessa tabela estão apresentados os resultados
mais satisfatórios de cada trabalho.
Tabela 6 - Desempenho de diferentes tratamentos, aplicados a águas residuárias de bovinocultura de leite.
Autor Tratamento adotado Parâmetros Afluente Efluente Eficiência
Johann (2010)*
Decantação → flotação → desinfecção por radiação solar
DBO 3.500 102 97%
DQO 3.038 272,8 91%
SS 258 73,20 72%
N-total 30,52 5,04 83%
P-total 15,91 2,75 83%
CF 170.000 <1.800 2 log
E.coli 68.000 <1.800 1,6 log
Mendonça (2009)
Reatores anaeróbios tubulares horizontais de fluxo contínuo (biodigestor tubular)
DQO 60.623 10.120 83%
ST 61.519 14.664 76%
Pelissari (2013)
Wetlands construídos (pós- tratamento de efluente de lagoa de decantação)
DBO 138,2 52,9 62%
DQO 1.008,2 262,2 74%
SS 254,1 48,9 81%
ST 1.557,1 884,8 43%
N-NH4 55,09 11,1 80%
P-PO43- 23,3 15,1 35%
Silva (2007)
Lagoa anaeróbia → lagoa facultativa → wetland construído
DQO 1.026 110,18 89%
ST 5.813 2.068 64%
N-NH4 19,61 1,05 95%
P-total 14,06 2,30 84%
Unidades: Para CF e E.coli a unidade é NMP/100 mL. Para os demais parâmetros, a unidade é mg/L. Em cada trabalho foram selecionadas as maiores eficiências médias, sendo cada parâmetro trabalhado de forma independente dos demais. *Resultados obtidos com a adição de floculante.
Conforme a tabela 6, verifica-se que os sistemas de tratamento compostos
por lagoas e wetlands construídos foram os que apresentaram as menores
concentrações efluentes de matéria orgânica e nutrientes. Salienta-se que a
49
Resolução CONAMA 430/2011, entre outras exigências, estabelece que efluentes
de qualquer fonte poluidora somente poderão ser lançados diretamente em corpos
receptores após remoção mínima de 60% de DBO5,20, devendo conter no máximo 20
mg/L de nitrogênio amoniacal total.
3.4 Conclusões
Identificou-se tendência pela utilização de alternativas de tratamento que
visam o reuso do efluente (como a fertirrigação) e a produção de energia (como os
biodigestores) e também de alternativas de baixo custo e simplicidade operacional,
como as lagoas de estabilização e os wetlands construídos.
Contudo, apesar das diversas tecnologias disponíveis e aplicáveis para
tratamento das águas residuárias de bovinocultura de leite no Brasil, atualmente
predomina no país a simples disposição dessas águas residuárias no solo sem
nenhum tratamento e muitas vezes na ausência de critérios que considerem as
características de cada tipo de solo e as necessidades nutricionais das culturas
agrícolas.
Diante do exposto, faz-se necessário trabalhar para divulgação dessas
tecnologias, e também para estabelecer critérios que estimulem e viabilizem a
implementação dessas tecnologias em escala real nas unidades produtoras de leite
brasileiras.
4 WETLANDS CONSTRUÍDOS PARA TRATAMENTO DE EFLUENTES DE BOVINOCULTURA DE LEITE NA MESORREGIÃO NOROESTE DO RIO GRANDE DO SUL
4.1 Introdução
A atividade leiteira no estado do Rio Grande do Sul apresenta-se em
crescente expansão. O estado está enquadrado em segundo lugar no ranking
brasileiro de produção de leite, representando 12% da produção nacional (IBGE,
2011). Na mesorregião noroeste deste estado, a bovinocultura de leite se destaca
como uma das principais atividades agropecuárias. Atualmente, esta mesorregião é
a maior produtora de leite nacional, com um volume de produção estimada de
2.614.988 mil litros no ano de 2011 (ZOCCAL, 2012).
Contudo, essa produção acarreta na geração de efluentes líquidos que
necessitam de gerenciamento adequado para garantir tal desenvolvimento e atender
aos padrões estabelecidos pela legislação. Segundo Cronk (1996), além de sólidos
e DBO, nutrientes como nitrogênio e fósforo são os constituintes mais importantes
em águas residuais de animais, os quais são responsáveis pela eutrofização
(CRONK, 1996).
Assim, percebe-se a necessidade de alternativas tecnológicas para
tratamento desses efluentes. Nesse sentido, os wetlands construídos são uma
alternativa bastante atrativa. Os wetlands construídos vêm sendo cada vez mais
utilizados no tratamento de águas residuárias da agricultura por possibilitarem a
remoção de nutrientes, particularmente nitrogênio e fósforo (GOTTSCHALL, et al.,
2007).
Existem várias configurações de wetlands construídos, entre os quais
destacam-se os de escoamento subsuperficial, também denominados de filtros
plantados com macrófitas. Esses sistemas são muitas vezes, módulos escavados no
terreno, que dispõem de um material de recheio (brita, areia ou cascalho) no qual o
efluente a ser tratado percola, dependendo do tipo de fluxo empregado, no sentido
horizontal ou vertical.
51
Os wetlands construídos de fluxo horizontal (WCFH) possuem zonas de
entrada e saída (geralmente compostas por brita), e material filtrante (geralmente
areia) preenchendo o restante do filtro. A alimentação ocorre por uma tubulação
disposta na zona de entrada, a partir da qual o efluente percola pelo material
filtrante, impulsionado por uma declividade de aproximadamente 1% no fundo até
chegar à zona de saída, onde é coletado por uma tubulação de saída/drenagem
(PELISSARI, 2013). Já nos wetlands construídos de fluxo vertical (WCFV) a água
residuária a ser tratada é disposta na superfície do leito e percorre um caminho
vertical, até atingir o fundo do leito, onde é coletada. Segundo Cooper, et al. (1996),
os WCFV têm como característica principal a alimentação intermitente, que promove
um grande arraste de oxigênio atmosférico para o material filtrante através da
convecção e difusão (COOPER et al. 1996).
Os WCFH apresentam, de forma geral, boa atuação na remoção de matéria
orgânica e sólidos em suspensão, mas possuem limitada atuação nas
transformações das frações nitrogenadas e fosforadas. Já os WCFV vêm sendo
utilizados para remoção de DBO, SS e também para a promoção de nitrificação, em
função da aderência de bactérias nitrificantes no material filtrante, e uma entrada de
oxigênio superior à demanda de conversão da matéria carbonácea (SEZERINO,
2006).
Diante disso, este capítulo tem como objetivo avaliar a implantação, operação
e performance de tratamento de duas unidades de wetlands construídos, uma de
fluxo horizontal e outra de fluxo vertical, no tratamento de efluentes de bovinocultura
de leite na região noroeste do Rio Grande do Sul, sob clima subtropical.
4.2 Metodologia
A área de estudo compreende as instalações para manejo de bovinocultura
de leite do Colégio Agrícola de Frederico Westphalen – CAFW, área anexa à
Universidade Federal de Santa Maria – UFSM, campus de Frederico Westphalen,
cidade esta, localizada na Mesorregião Noroeste do Rio Grande do Sul (figura 17).
A bovinocultura de leite do CAFW possui 9 vacas em lactação, as quais
produzem um total 140 litros de leite por dia em duas ordenhas. A geração de
52
efluente resultante das águas de lavagens estimada através do consumo de água
diário, é em torno de 2.000 L/d.
A partir de um projeto de pesquisa financiado pelo CNPq (edital MCT/CNPq N
014/2010, sob registro junto a UFSM – SIE 028374) foram instalados dois wetlands
construídos dos tipos WCFH e WCFV, em paralelo, no tratamento do efluente de
lagoa de decantação que recebe despejos da instalação de bovinocultura de leite.
Figura 17 – Localização do município de Frederico Westphalen, mesorregião noroeste Rio-Grandense.
O efluente gerado nas instalações para manejo de bovinocultura de leite do
CAFW é captado por canaletas, e segue por gravidade em duas linhas, uma linha
que conduz as águas de lavagem da sala de ordenha e outra da área anexa,
utilizada para alimentação dos animais, as quais direcionam o efluente para a lagoa
de decantação existente (figura 18).
As unidades wetlands foram projetadas para operar no tratamento secundário
do efluente gerado na lagoa de decantação, da seguinte forma: O efluente da lagoa
de decantação é direcionado a um equalizador de 3.000 L para a partir deste tanque
53
ser distribuído às duas unidades wetlands, em paralelo, sendo para o WCFH 4.500
L/semana, distribuído apenas por gravidade e para o WCFV 4.500 L/semana, de
forma intermitente, através de um sistema de bombeamento controlado por um
temporizador. Após passar pelos wetlands o efluente tratado segue para infiltração
em solo, sendo que para cada wetland há uma vala de infiltração. Na figura 19 é
apresentado um fluxograma da estrutura do sistema experimental.
Figura 18 - Instalações da bovinocultura de leite do CAFW
Figura 19 - Estrutura do sistema experimental
54
O monitoramento do experimento compreendeu ações de controle de vazão,
plantio e replantio das macrófitas quando necessário, coleta de amostras e análises
laboratoriais. As análises físico-químicas do efluente foram realizadas
semanalmente, após coletas pontuais, às 9:00 horas, em 3 pontos, sendo: (i) pós
lagoa de decantação (no equalizador); (ii) - pós WCFH e (iii) - pós WCFV. Os
parâmetros analisados e a metodologia empregada estão descritos na tabela 7.
Tabela 7 - Parâmetros analisados e metodologia empregada.
4.3 Resultados e discussão
4.3.1 Construção do sistema experimental
A construção do sistema experimental iniciou-se em março de 2011. O
dimensionamento foi realizado levando em consideração uma carga de 7,0 g
DBO/m2.dia segundo a recomendação da Natural Resources Conservation Service -
NRCS (1991) apud Healy, Rodgers e Mulqueen (2007) para o WCFH e de 20,0 g
DQO/m2 .dia para o WCFV, estabelecido por Winter e Goetz (2003).
Parâmetros Metodologia empregada Unidade
pH Direto, Potenciométrico, pHmetro T- 1000 - Tekna ------- DQO Refluxo fechado, APHA, 2005 mg/L
DBO5,20 Método Manométrico - APHA, 2005 mg/L Alcalinidade Método Titulométrico - APHA, 2005 mg/L
SS Método gravimétrico - APHA, 2005 mg/L ST Método gravimetrico - APHA, 2005 mg/L
NTK Macro-Kjeldahl - APHA, 2005 mg/L N-NH4 Método Nessler - Vogel, 1981 mg/L N-NO2
- Método Alfanaftilamina - APHA, 1998 mg/L N-NO3
- Método Brucina - APHA, 1998 mg/L P-PO4
3- Método Colorimétrico do Acído Vanadomolibdofosfórico - APHA, 2005
mg/L
55
4.3.1.1 Escavação e Impermeabilização
Os wetlands foram escavados no solo, em cota inferior à lagoa de
decantação, cujas dimensões constam na tabela 8, sendo feita impermeabilização
nas laterais e no fundo com duas camadas de lona plástica e manta de poliéster na
última camada (figura 20).
Tabela 8 – Características físicas dos wetlands.
Dimensões WCFH WCFV
Área superficial 26,5 m2 14,3 m2
Comprimento 6,7 m 4,4 m
Largura 3,95 3,25 m
Altura do filtro 1,15 m 1,15 m
Altura do substrato 0,80 m 0,80 m
Figura 20 – Escavação em solo e impermeabilização dos wetlands.
56
4.3.1.2 Preenchimento dos wetlands
Utilizou-se brita 1 e areia grossa como substrato. Na figura 21 está
apresentado como foi realizado o preenchimento dos wetlands com areia e brita.
Esse material foi disposto dentro dos leitos com o auxílio de uma máquina trator,
sendo seu espalhamento realizado manualmente, utilizando enxadas e pás,
tomando-se cuidado para não adensar a areia. Por isso, a utilização de tábuas, para
melhor distribuição do peso dos trabalhadores em cima da areia, conforme figura 21.
No WCFV utilizou-se uma camada de 10 cm de brita no fundo, na qual foi
assentada a tubulação de drenagem/coleta. Acima da tubulação de coleta foi
depositada mais uma camada de brita de 5 cm para proteger a tubulação, em
seguida foi transferido para o filtro uma camada de 60 cm de areia e completado o
enchimento do filtro com uma camada de 5 cm de brita para melhor distribuição do
efluente.
No WCFH utilizou-se areia como substrato e brita nas zonas de entrada e
saída. Cada uma dessas camadas de brita ocupou cerca de 80 cm do comprimento
do filtro.
A areia empregada nos wetlands como material filtrante foi previamente
submetida à ensaio granulométrico, realizado no Laboratório de Materiais de
Construção Civil - LMCC da UFSM, conforme NBR 7181 de dezembro de 1984
(ABNT, 1984). Na figura 22 está apresentada a curva granulométrica obtida no
ensaio. Com a curva, obteve-se d10 (diâmetro efetivo) de 0,30 mm, d60 de 0,75mm e
coeficiente de uniformidade (U) de 2,50. Esses valores são considerados aceitáveis
para emprego em wetlands construídos, conforme recomendações da literatura
especializada: d10 superior ou igual a 0,20 mm; coeficiente de uniformidade menor
ou igual a 5 unidades (BUCKSTEEG, 1990; CONLEY et al., 1991; COOPER et al.,
1996; PLATZER, 1999; ARIAS et al., 2001 apud PHILIPPI e SEZERINO, 2004).
57
Figura 21 – Preenchimento dos wetlands com areia e brita 1
Figura 22 – Curva granulométrica obtida para a areia empregada nos wetlands
58
4.3.1.3 Tubulações de distribuição e drenagem
A tubulação de distribuição do efluente no WCFV foi composta por tubos PVC
de 25 mm de diâmetro com furos de 0,6 mm espaçados a cada 5 cm. Nessa unidade
o esgoto percola verticalmente até atingir a tubulação de coleta, situada no fundo do
filtro e composta por tubos PVC de 40 mm de diâmetro, com furos de 0,8 mm de
diâmetro, espaçados a cada 10 cm (figura 23).
Já no WCFH, as tubulações de distribuição e coleta foram compostas por
tubos PVC de 50 mm de diâmetro, também perfurados com furos de 8 mm de
diâmetro, espaçados a cada 10cm (figura 24).
Figura 23 – Tubulações do WCFV. a) tubulação de coleta/drenagem; b) tubulação de alimentação.
59
Figura 24 - Tubulações empregadas no WCFH; a) vista da tubulação de alimentação do leito; b) detalhe da perfuração da tubulação de coleta.
4.3.1.4 Plantio das macrófitas
A macrófita empregada nos wetlands foi a Typha domingensis Pers.,
conhecida popularmente como taboa. As mesmas foram retiradas do seu habitat
natural (próximo ao local de estudo) e plantadas diretamente no material filtrante
(figura 25) na razão de 1,5 plantas/m² em 15/08/2011, após a retirada da parte aérea
e excesso de matéria orgânica aderida à rizosfera, sendo que a parte aérea foi
cortada a cerca de 30 cm acima do rizoma, em ângulo de 45º. A identificação e
classificação da espécie foi realizada no herbário do Departamento de Ciências
Florestais da UFSM.
60
Figura 25 – a) Retirada da macrófita do habitat natural; (b) Plantio nos wetlands.
4.3.1.5 Custos de implantação
Para a construção das duas unidades wetlands foi utilizado 8 horas / máquina
retroescavadeira, 12 horas / máquina trator, 24,6 m3 de areia, 7,8 m3 de brita, 240
m2 de lona plástica, 96 m2 de manta de poliéster, 5 barras de tubo PVC DN 50, 4
barras de tubo PVC DN 40, 2 barras de tubo PVC DN 32 e 3 barras de tubo PVC DN
25. As demais estruturas necessárias para a utilização dos wetlands foram 01
reservatório de Fibra com volume de 3.000 L, 01 conjunto motor-bomba centrífuga
rotor aberto (modelo BA 12 – Thebe), 01 conjunto temporizador composto por Timer
e Contator, 04 caixas de inspeção para medição e controle de vazão e 02 valas de
infiltração. O custo total de implantação do sistema foi de R$ 9.200,00 como rubrica
de custeio e R$ 1.200,00 como rubrica de capital.
4.3.1.6 Vista geral do sistema implantado
Na figura 26 consta uma fotografia do sistema experimental logo após
finalizada a fase de implantação.
61
Figura 26 – Vista geral do sistema experimental recém implantado.
4.3.2 Aspectos operacionais
A alimentação dos wetlands com efluente proveniente da lagoa de
decantação foi iniciada em 01/06/2011. Conforme já relatado, a vazão afluente
semanal de projeto foi de 4.500 L para cada wetland. Após vários testes hidráulicos,
a fim de facilitar o monitoramento do sistema, optou-se por realizar a alimentação
dos wetlands da seguinte forma:
WCFH – Alimentação realizada 4 vezes por semana, às segundas, terças,
quintas e sextas-feiras, sendo 1.125 L/dia (alimentação durante um período de 4
horas);
WCFV – Alimentação realizada 3 vezes por semana, às segundas, quartas e
sextas-feiras, através de 4 pulsos diários de 375 L, durante 5 minutos de sucção,
totalizando 1.500 L/dia.
Entretanto, durante o período de estudo, o regime hidráulico atendido para o
WCFH, dado que a alimentação foi realizada por gravidade, foi de apenas 88% da
WCFH
WCFV
62
vazão de projeto, cerca de 3.980 L por semana (média diária de 995 L). Isso ocorreu
devido à inconstância do nível de efluente no tanque de equalização, localizado à
montante das unidades wetlands, pois no período em que a evaporação excedeu a
precipitação na lagoa de decantação, houve redução do volume de líquido na lagoa,
dificultando a fluência do efluente para o tanque de equalização.
Já para o WCFV, pode-se dizer que a vazão de projeto foi atendida em 100%,
ou seja, 4.500 L/semana (1.500 L/d). Isso ocorreu porque a alimentação desse
módulo foi realizada com auxílio de bombeamento, garantindo assim uma entrada
de efluente permanente, conforme o regime proposto.
Ao longo do período de avaliação (mar./2011 – dez./2012) o sistema
experimental não apresentou nenhum problema operacional significativo. As
medidas adotadas durante o período de estudo foram o monitoramento da vazão
afluente e efluente das unidades wetlands, a retirada das plantas invasoras dos
wetlands, a poda das macrófitas (em mar./2012 e out./2012 no WCFH e em
mai./2012 e out./2012 no WCFV) e o plantio de novas mudas de Typha domingensis
Pers. no WCFV (nos meses de fevereiro e maio de 2012) devido à dificuldade de
adaptação das plantas ao meio.
4.3.3 Qualidade do efluente tratado
No apêndice A constam os resultados das análises físico-químicas, obtidos em
12 meses de monitoramento (novembro/2011 a outubro/2012) das unidades
experimentais (LD, WCFH e WCFV). Na tabela 9 constam os valores médios,
mínimos e máximos e os desvios-padrão das análises. Destaca-se que as análises
laboratoriais iniciaram 7 meses após a implantação do sistema.
63
Tabela 9– Valores médios, mínimos e máximos e desvios-padrão (DP) obtidos em análises dos efluentes da lagoa de decantação, do WCFH e do WCFV (novembro/2011 a outubro/2012).
Parâmetros Lagoa de decantação WCFH WCFV
Média±DP Mín Máx Média±DP Mín Máx Média±DP Mín Máx
pH 7,2 6,5 8,4 6,4 6,5 7,6 6,9 6,5 7,5
Temperatura amostra (ºC)
18,2 9,0 26,0 19,7 13,0 26,0 20,2 14,0 28,0
Alcalinidade
(mg CaCO3/L) 668,3 ± 300,0 252,5 1.025,2 455,0 ± 300,4 102,6 1057,5 290,2 ± 141,2 137,0 637,0
OD (mg/L) 1,1 ± 0,1 0,2 2,7 0,8 ± 0,4 0,4 1,9 3,4 ± 0,8 1,9 4,8
DQO (mg/L) 1.008,2 ± 297,6 468,0 1.578,0 262,2 ± 83,3 136,0 446,0 322,9 ± 101,1 148,5 491,0
DBO5 (mg/L) 138,2 ± 67,8 35,0 384,0 52,9 ± 28,5 16,9 98,3 70,6 ± 45,3 101,1 186,1
NTK (mg/L) 68,8 ± 29,6 29,1 144,7 27,6 ± 14,7 12,1 70,8 19,6 ± 9,2 8,1 36,9
N-NH4(mg/L) 55,09 ± 27,2 15,3 119,2 22,8 ± 21,3 1,7 76,5 11,1 ± 10,7 1,0 41,4
N-NO2- (mg/L) 0,0 ± 0,0 0,0 0,0 0,0 ± 0,0 0,0 0,0 0,1 ± 0,2 0,0 1,4
N-NO3- (mg/L) 5,2 ± 3,9 0,0 15,7 3,0 ± 1,6 0,0 6,0 37,2 ± 15,3 0,0 61,1
P-PO43- (mg/L) 23,3 ± 6,9 11,8 39,8 15,1 ± 7,8 0,8 35,4 20,9 ± 7,3 11,3 37,2
SS (mg/L) 254,1 ± 100,6 111,0 467,0 48,9 ± 33,1 5,4 170,0 80,2 ± 44,8 14,2 253,0
ST (mg/L) 1.557,1 ± 1.801,7 525,0 11,51 884,8 ± 444,4 63,6 2.035,0 1.009,9 ± 406,3 160,0 1.696,0
Número de amostragens: Parâmetros DQO e NTK - 23 amostragens; Demais parâmetros - 35 amostragens. Os valores demonstrados como zero correspondem a valores não detectáveis no método utilizado.
64
- Potencial hidrogeniônico – pH
Em 71% das amostragens, o pH do afluente dos wetlands foi superior a 7.
No geral, valores ligeiramente inferiores aos afluentes foram encontrados nos
efluentes do WCFH e do WCFV, com valores dentro da faixa considerada ideal para
a atividade bacteriana (valores entre 6,5 e 9).
- Temperatura
A temperatura média do afluente dos wetlands foi de 18,2ºC. Já as
temperaturas do efluente dos wetlands foram mais elevadas, com média de 19,7oC
no efluente do WCFH e de 20,2oC no efluente do WCFV. Segundo Brix (1997), essa
condição é alcançada pela presença das macrófitas nos wetlands, devido ao
isolamento da superfície do leito em relação a temperaturas mais baixas que as
mesmas proporcionam.
- Alcalinidade Total
O valor médio de alcalinidade total do afluente aos wetlands foi de 668 mg/L,
enquanto que no efluente do WCFH a alcalinidade média foi de 455 mg/L, e no
efluente do WCFV, somente 290 mg/L. Esses valores são superiores ao valor típico
de alcalinidade para esgoto doméstico, que segundo Von Sperling (2005),
corresponde a 200 mg/L. O consumo de alcalinidade em wetlands deve-se à
ocorrência de processos oxidativos, como a nitrificação. Por isso, o maior consumo
de alcalinidade constatado no WCFV, indica a provável ocorrência de nitrificação
nessa unidade.
65
- Matéria orgânica carbonácea (DBO e DQO)
Durante o período de monitoramento, a concentração média de DQO foi de
1.008 mg/L no afluente dos wetlands, de 262 mg/L no efluente do WCFH e de 323
mg/L no efluente do WCFV. A figura 27 apresenta um gráfico do tipo boxplot para os
valores de DQO do afluente e do efluente dos wetlands.
No que diz respeito à DBO, a concentração média foi de 138 mg/L no afluente
dos wetlands, de 53 mg/L no efluente do WCFH e de 71 mg/L no efluente do
WCFV. Na figura 28 consta um gráfico do tipo boxplot para os valores de DBO do
afluente e do efluente dos wetlands. Nesse gráfico, é importante chamar atenção
para o elevado desvio padrão, tanto afluente, quanto efluente dos wetlands, o que
pode estar relacionado com o manejo diário das instalações de bovinocultura e
também com a incidência da precipitação sobre o sistema.
Figura 27 – Concentração de DQO afluente e efluente dos wetlands tratando águas residuárias de bovinocultura.
Mediana
25%-75%
Não Discrepantes
Discrepantes
ExtremosLD WCFH WCFV
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
1800
DQ
O (m
g/L
)
66
Figura 28 – Concentração de DBO afluente e efluente dos wetlands tratando águas residuárias de bovinocultura.
A relação DQO/DBO afluente aos wetlands foi de 7,3, a qual está dentro da
faixa considerada por Von Sperling (2005) como elevada, indicando que a fração
não biodegradável (inerte) é alta. Segundo Von Sperling (2005), conforme aumenta
o nível do tratamento, a tendência desta relação é aumentar devido à redução da
porção biodegradável, enquanto que a fração inerte permanece praticamente
inalterada. Quanto maior a eficiência no tratamento da fração biodegradável, maior é
a relação DQO/DBO. Porém, no presente estudo, a relação DQO/DBO diminuiu ao
passar pelas unidades wetlands, ficando em média de 5 para ambos os tratamentos.
Isso pode estar relacionado aos processos físicos, como filtração e sedimentação,
que ocorrem nos wetlands, capazes de remover materiais inertes da fase líquida.
- Sólidos
Os valores médios de sólidos afluentes aos wetlands foram de 1.557 mg ST/L
e de 254 mg SS/L. Já as concentrações de sólidos efluentes foram de 885 mg ST/L
Mediana
25%-75%
Não Discrepantes
Discrepantes
ExtremosLD WCFH WCFV
0
50
100
150
200
250
300
350
400
DB
O (m
g/L
)
67
e de 49 mg SS/L no WCFH e de 1.010 mg ST/L e de 80 mg SS/L no WCFV.
Verificou-se alto desvio padrão no afluente dos wetlands quanto a concentração de
sólidos. Essa questão está relacionada com o nível de efluente disponível no
reservatório equalizador, pois quando a coleta do afluente (LD) para análise era
realizada com baixo nível de líquido no equalizador, resultava numa maior
concentração de sólidos.
Após 16 meses de operação dos wetlands, não houve indícios de colmatação
do material filtrante (areia), sendo que não identificou-se aumento na concentração
de SS efluente, nem para o WCFH, nem para o WCFV, quando comparado com a
concentração do afluente, o que pode ocorrer devido ao desprendimento da
biomassa aderida ao material filtrante.
Nas figuras 29 e 30 estão apresentados os gráficos boxplot para os
parâmetros ST e SS, respectivamente, relacionados às concentrações afluentes e
efluentes aos wetlands.
Figura 29 – Concentração de sólidos totais afluente e efluente dos wetlands tratando águas residuárias de bovinocultura.
Mediana
25%-75%
Não Discrepantes
Discrepantes
ExtremosLD WCFH WCFV
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
ST
(mg
/L)
68
Figura 30 – Concentração de sólidos suspensos afluente e efluente dos wetlands tratando águas residuárias de bovinocultura.
- Nitrogênio
Em wetlands construídos, o maior mecanismo de remoção do nitrogênio
orgânico é a sequência dos processos de amonificação, nitrificação e desnitrificação,
sendo que o oxigênio requerido para a nitrificação é suprido por convecção e difusão
atmosférica e também pelas raízes das plantas (PHILIPPI e SEZERINO, 2004).
Segundo os mesmos autores, as macrófitas também são responsáveis por parcela
de remoção de nitrogênio, o qual é incorporado na biomassa vegetal, além disso,
existem outros mecanismos como a volatilização e a adsorção, os quais são de
menor importância quando comparados com a nitrificação e a desnitrificação.
As proporções médias das diferentes formas nitrogenadas mensuradas na
massa líquida de cada unidade de tratamento estudada são mostradas na figura 31.
Mediana
25%-75%
Não Discrepantes
Discrepantes
ExtremosLD WCFH WCFV
0
100
200
300
400
500
SS
(mg
/L)
69
Figura 31 - Proporções médias das diferentes formas nitrogenadas no efluente dos tratamentos utilizados para águas residuárias de bovinocultura.
Como mostrado na figura 31, a porcentagem média de nitrogênio orgânico do
efluente do WCFH aumentou quando comparado com o afluente, fato que
provavelmente está relacionado com o desprendimento do biofilme e com a
decomposição das raízes das plantas.
Já no WCFV, ocorreu redução das concentrações de nitrogênio orgânico
afluentes, indicando a provável ocorrência da amonificação. A nitrificação também
foi evidente no WCFV, pois conforme a figura 31, a principal forma de nitrogênio
nesse módulo de tratamento foi composta por nitrato, sendo que o efluente
apresentou em média 37 mg N-NO3-/L. Os wetlands construídos de fluxo vertical
favorecem a nitrificação devido a maior incorporação de oxigênio no material
filtrante, que ocorre via convecção e difusão atmosférica, causada pela intermitência
de aplicação do efluente, que durante a alimentação tende a promover um “arraste”
de O2 atmosférico para o interior do material filtrante (PHILIPPI e SEZERINO, 2004).
As concentrações de nitrogênio afluentes aos wetlands foram de 68,8 mg
NTK/L e de 55,09 mg N-NH4+/L. O efluente do WCFH apresentou concentrações
médias de 27,6 mg/L para NTK e de 22,8 mg/L para N-NH4+. Já o efluente do
WCFV, apresentou concentrações médias inferiores às do WCFH, sendo 19,6 mg/L
para NTK e 11,1 mg/L para N-NH4+. As figuras 32 e 33 mostram respectivamente, os
gráficos boxplot para os valores de NTK e N-NH4+ afluentes e efluentes aos
wetlands.
LD WCFH WCFV
70
Figura 32 – Concentração de NTK afluente e efluente dos wetlands tratando águas residuárias de bovinocultura.
Figura 33 – Concentração N-NH4+ afluente e efluente dos wetlands tratando águas
residuárias de bovinocultura.
Mediana
25%-75%
Não Discrepantes
Discrepantes
ExtremosLD WCFH WCFV
0
20
40
60
80
100
120
140
160
NT
K (m
g/L
)
Mediana
25%-75%
Não Discrepantes
Discrepantes
ExtremosLD WCFH WCFV
0
20
40
60
80
100
120
140
N-N
H4
+ (m
g/L
)
71
- Fósforo
Durante o período de monitoramento, a concentração média de P-PO43- foi de
23,3 mg/L no afluente dos wetlands, de 15,1 mg/L no efluente do WCFH e de 20,9
mg/L no efluente do WCFV. A figura 34 apresenta um gráfico do tipo boxplot e a
figura 35 apresenta a evolução temporal para os valores de P-PO43- do afluente e do
efluente dos wetlands.
Figura 34 – Concentração de P-PO43- afluente e efluente dos wetlands tratando
águas residuárias de bovinocultura.
Mediana
25%-75%
Não Discrepantes
Discrepantes
ExtremosLD WCFH WCFV
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
P-P
O4
3-
(mg
/L)
72
Figura 35 - Comportamento evolutivo de P-PO43- do afluente e efluente dos wetlands
tratando águas residuárias de bovinocultura. LD: lagoa de decantação.
Verificou-se no WCFH visível remoção de P-PO43- nos primeiros meses de
operação, com expressiva queda de desempenho após 9 meses (em março/2012).
Já no WCFV, a remoção de P-PO43- foi baixa desde o início de operação do sistema.
A variação de remoção de P-PO43- nos wetlands construídos está relacionada
com o armazenamento temporário pelas macrófitas e micro-organismos e também
com a saturação do material filtrante (WHITE et al., 2000). Arias et al. (2001) relatam
que o principal meio de remoção de P-PO43- no início de operação dos wetlands são
as reações de adsorção e precipitação que ocorrem na composição do material
filtrante.
Para Stefanakis e Tsihrintzis (2012), as baixas remoções de P-PO43- dos
WCFV em relação aos WCFH estão relacionadas ao tempo de contato da água
residuária com o material filtrante. Nos WCFV o efluente é rapidamente drenado até
a saída, tendo menos tempo para que ocorra a adsorção do P-PO43- no material
filtrante, por isso, a eficiência na remoção de fósforo geralmente é baixa, desde o
início de operação.
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45P
-PO
43-(m
g/L)
LD
WCFH
WCFV
73
4.3.4 Desempenho global dos wetlands
Na tabela 10 é apresentado o resultado do teste de ANOVA, realizado para
verificar a ocorrência de diferenças significativas quanto à qualidade do efluente
tratado no WCFH e no WCFV. O teste mostrou diferenças significativas entre os
tratamentos, quanto aos parâmetros de DQO, SS, NTK, N-NH4, N-NO3-, N-NO2
- e P-
PO43-.
Nesse trabalho, optou-se por não apresentar as eficiências dos wetlands em
termos de remoção de concentrações dos parâmetros de qualidade. Ao invés disso,
preferiu-se abordar a eficiência em termos de carga, devido a diferença de vazões
de entrada e saída que ocorreram entre as unidades WCFH e WCFV. Ressalta-se
que a eficiência em termos de carga é mais representativa e geralmente mais
elevada se comparada com a eficiência de remoção de concentrações afluentes.
Tabela 10 – Resultado estatístico obtido com o teste ANOVA para o WCFH e para o WCFV.
Parâmetros WCFH-WCFV Valor p
DQO 0,03160 DBO 0,05487 ST 0,15877 SS 0,00145
NTK 0,03201 N-NH4 0,00516 N-NO3
- 2,40x10
-22
N-NO2- 0,007717
P-PO43-
0,001935
Nível de significância de 5% (α = 0,05); H0 = não há diferenças significativas entre os tratamentos;
H1= há diferenças significativas entre os tratamentos.
Para o WCFH são apresentadas as cargas aplicadas e removidas
considerando a área superficial e também a área transversal (tabela 11). Essa última
é mais significativa, uma vez que a água residuária é aplicada na área transversal do
WCFH e percorre um caminho horizontal. Cabe ressaltar que atualmente existem
poucos dados disponíveis na literatura especializada que consideram cargas
74
aplicadas na área transversal dos WCFH. Na tabela 12 são apresentadas as cargas
superficiais aplicadas e removidas no WCFV.
Tabela 11 – Cargas médias aplicadas e removidas no WCFH.
Parâmetros
WCFH – Área superficial: 26,5 m² WCFH – Área Transversal 3,16 m² Carga
Aplicada (g/m².semana)
Carga restante
(g/m².semana)
Eficiência %
Carga Aplicada (g/m².semana)
DQO 151,42 19,30 87 1270,00 DBO 20,76 3,90 81 174,10 SS 38,17 3,60 90 320,00 ST 233,87 63,64 73 1961,21
NTK 10,35 2,03 80 86,76 N-NH4 8,27 1,68 80 69,40 P-PO4
3- 3,51 1,11 68 29,43
Tabela 12 – Cargas aplicadas e removidas no WCFV.
Parâmetros WCFV – Área superficial: 14,3 m²
Carga Aplicada (g/m².semana)
Carga restante (g/m².semana)
Eficiência %
DQO 317,25 95,52 70 DBO 43,50 20,88 52 SS 80,00 23,74 70 ST 490,00 299,00 39
NTK 21,68 5,81 73 N-NH4 17,33 3,30 81 P-PO4
3- 7,35 6,20 16
O WCFH, em termos de carga, apresentou maior eficiência em todos os
parâmetros, com exceção apenas do nitrogênio amoniacal (figura 36).
75
Figura 36 – Cargas aplicadas nos wetlands e as respectivas eficiências de remoção.
Quanto à adaptação das macrófitas nos wetlands, as mesmas tiveram melhor
desenvolvimento no WCFH, apresentando maior velocidade de crescimento e maior
densidade (número de plantas por m2).
Para lançamento do efluente em corpos hídricos do Rio Grande do Sul, o
WCFH não atende aos padrões de lançamento quanto aos nutrientes N e P e o
WCFV não atende ao padrão de lançamento de P, conforme a Resolução
CONSEMA Nº 128/2006. Essa resolução estabelece para vazões inferiores a 100
m3/d valores limite de 20 mg/L para NTK e N-NH4 e de 4 mg/L para P. No caso de
DBO, DQO e SS, os padrões estabelecidos pela Resolução CONSEMA 128/2006
para vazões inferiores a 20 m3/d são de 180 mg/L para DBO, 400 mg/L para DQO e
180 mg/L para SS. Dessa forma, a utilização do efluente tratado na fertirrigação de
culturas agrícolas é uma possibilidade bastante atrativa, que além de contribuir para
preservação da qualidade dos recursos hídricos pode trazer benefícios sociais e
econômicos para as propriedades produtoras de leite da região.
Apesar de ambos os sistemas não apresentarem problemas significativos
quanto à implantação e operação, o WCFH demonstrou melhor desempenho em
termos de qualidade do efluente tratado, adaptação das macrófitas, custos
relativamente menores (por não necessitar de bomba), adequação aos aspectos
paisagísticos do meio rural e ausência de odores.
WCFH WCFV
76
Diante do exposto, pode-se afirmar que os wetlands construídos,
principalmente os WCFH, são uma tecnologia viável para tratamento de efluentes de
bovinocultura de leite, notadamente na Mesorregião Noroeste Rio-Grandense. Na
figura 37 consta a fotografia do sistema experimental em dezembro de 2012,
demonstrando a integração do mesmo com a paisagem rural.
Figura 37 – Fotografia do sistema experimental em dezembro de 2012.
4.4 Conclusão
Com base nos resultados obtidos com a implantação, a operação e um ano
de monitoramento físico-químico do sistema experimental, pode-se concluir que:
- O custo total de implantação do sistema experimental foi de R$ 10.400,00, que
representa R$ 254,90 por m2 de wetland construído;
- O WCFH removeu 87%, 81%, 90%, 80% e 68% das cargas superficiais aplicadas
de DQO, DBO, SS, N-NH4 e P-PO43-, respectivamente;
- O WCFV removeu 70%, 52%, 70%, 81% e 16% das cargas superficiais aplicadas
de DQO, DBO, SS, N-NH4 e P-PO43-,respectivamente;
77
- O WCFH mostrou melhor desempenho, quando comparado com o WCFV, em
termos de qualidade do efluente tratado, adaptação das macrófitas, custos
relativamente menores (por não necessitar de bomba), adequação aos aspectos
paisagísticos do meio rural e ausência de odores.
- Potencialidade de agregação de valor com a utilização do efluente tratado nos
wetlands, haja visto que o mesmo apresenta concentrações de nitrogênio e fósforo
passíveis de serem aplicados na agricultura.
- Os wetlands construídos, principalmente os WCFH, são uma tecnologia viável para
tratamento de efluentes de bovinocultura de leite, notadamente na Mesorregião
Noroeste Rio-Grandense.
5 CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES
A partir da revisão de literatura sobre as diversas alternativas já estudadas no
Brasil para tratamento de águas residuárias de bovinocultura de leite e da avaliação
de wetlands construídos para tratamento dessas águas residuárias na região
noroeste do Rio Grande do Sul, pode-se concluir que:
Existe tendência no país pela implantação de tecnologias de tratamento que
apresentem baixos custos de implantação e operação, simplicidade operacional e
que possam viabilizar o reuso do efluente tratado e/ou a produção de energia. Com
relação ao comparativo de desempenho das diversas tecnologias estudadas,
verificou-se que os sistemas de tratamento compostos por lagoas e wetlands
construídos foram os que apresentaram as menores concentrações efluentes de
matéria orgânica e de nutrientes.
A avaliação das unidades wetlands experimentais, considerando o período de
um ano de monitoramento, também demonstrou que esse tipo de sistema é
adequado e apresenta grande potencial de aplicação nas propriedades produtoras
de leite do Brasil, devido principalmente ao clima favorável em diversas regiões do
país, aos baixos custos (implantação, operação e manutenção), simplicidade
operacional, boa eficiência na remoção de matéria orgânica e nutrientes e também
pela possibilidade de reúso do efluente tratado.
Contudo, apesar desta e de outras tecnologias disponíveis e aplicáveis para
tratamento das águas residuárias de bovinocultura de leite, ainda predomina no país
a prática da simples disposição dessas águas residuárias no solo sem nenhum
tratamento e muitas vezes na ausência de critérios que considerem as
características de cada tipo de solo e as necessidades nutricionais das culturas
agrícolas.
Diante do exposto, faz-se necessário trabalhar para divulgação e também
para estabelecer critérios que estimulem e viabilizem a implementação de
tecnologias de tratamento de efluentes em escala real nas unidades produtoras de
leite brasileiras.
REFERÊNCIAS
ABNT. ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. NBR 7181-84. Solo:
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APÊNDICE A - CARACTERIZAÇÃO FÍSICO-QUÍMICA DO AFLUENTE E DO EFLUENTE DOS WETLANDS
Tabela A.1 – Resultados do monitoramento físico-químico do afluente dos wetlands – Lagoa de Decantação (LD).
1 16/11/2011 23 7,09 100,00 827,00 318,00 1321,00 0,10 43,20 0,061 4,01 37,80
2 23/11/2011 19 7,02 63,00 843,00 240,00 1295,00 0,10 37,29 0,000 8,12 39,88
3 30/11/2011 26 7,55 125,50 1105,80 153,30 1345,00 847,00 498,00 <0,1 42,69 0,000 2,72 30,51
4 07/12/2011 24 6,90 96,50 1196,30 283,30 1432,00 943,00 489,00 0,10 74,63 0,000 13,04 37,06
5 15/12/2011 22 6,86 67,00 1205,20 202,77 1457,00 910,00 547,00 0,10 80,18 0,000 4,77 28,34
6 21/12/2011 24 6,99 90,00 931,88 130,55 1410,00 967,00 443,00 0,30 78,13 0,000 5,67 23,43
7 11/01/2012 21 6,68 99,00 1012,50 169,44 1540,00 1074,00 466,00 0,60 62,30 0,000 6,82 23,50
8 24/01/2012 23 6,59 133,50 869,25 213,91 11512,00 989,00 10523,00 0,60 77,78 0,000 5,48 22,82
9 02/02/2012 26 6,70 129,00 982,45 297,00 1618,00 1018,00 600,00 2,00 60,33 0,000 11,50 27,73
10 08/02/2012 25 6,61 177,00 1066,00 223,14 3287,00 1613,00 1674,00 34,00 119,21 0,000 11,70 26,48
11 15/02/2012 22 6,85 120,00 1045,00 196,27 1549,00 1018,00 531,00 42,00 84,43 0,000 4,83 24,98
12 07/03/2012 22 7,10 70,50 966,00 255,55 1313,00 847,00 466,00 0,40 80,08 0,000 8,24 29,21
13 12/04/2012 22 7,63 758,50 65,50 738,39 262,50 1329,00 748,70 580,30 0,10 89,12 81,31 0,000 0,00 35,56
14 18/04/2012 19 7,62 1112,00 102,81 676,88 249,82 1321,00 1062,00 259,00 2,50 144,76 84,90 0,000 0,22 22,12
15 24/04/2012 16 7,76 1143,00 100,23 891,33 173,88 1219,00 821,00 398,00 <0,1 101,64 83,66 0,000 4,23 24,03
16 03/05/2012 14 7,75 708,00 102,64 771,90 181,41 1149,00 859,00 290,00 <0,1 88,10 86,76 0,000 4,48 23,64
17 09/05/2012 17 7,72 910,50 102,64 733,88 165,80 1130,00 720,00 410,00 <0,1 90,12 80,04 0,000 12,36 23,82
18 16/05/2012 14 7,61 1188,00 172,61 717,25 163,00 1108,50 650,20 458,30 <0,1 85,21 80,20 0,000 15,73 24,64
19 23/05/2012 18 7,58 753,00 100,00 530,00 145,95 525,00 429,00 96,00 <0,1 90,20 83,62 0,000 2,23 24,21
20 06/06/2012 9 7,70 573,00 134,00 696,53 168,50 1948,50 1528,00 420,50 0,70 119,00 72,59 0,000 0,00 21,43
21 20/06/2012 15 7,85 1578,00 183,00 520,00 160,00 795,00 410,00 385,00 <0,1 59,50 42,79 0,000 0,00 20,86
22 27/06/2012 14 7,44 823,50 120,00 261,00 111,00 1883,00 640,00 1243,00 5,00 58,52 37,36 0,000 4,26 20,12
23 04/05/2012 16 7,46 783,00 186,00 495,00 191,00 790,00 430,00 360,00 <0,1 53,90 36,40 0,000 1,55 17,99
24 11/07/2012 12 7,37 468,00 384,00 462,85 205,00 680,00 480,00 200,00 <0,1 36,92 29,54 0,000 2,31 15,90
25 18/07/2012 11 7,30 993,00 324,00 452,77 308,00 1520,00 470,00 1050,00 3,00 32,20 23,47 0,000 0,00 15,43
26 01/08/2012 15 7,50 678,00 189,00 318,44 409,00 920,00 730,00 190,00 0,70 50,70 19,12 0,000 9,40 15,18
27 08/08/2012 16 8,40 1023,00 128,30 257,50 467,00 1044,00 360,00 684,00 1,00 50,75 20,04 0,000 3,08 14,90
28 15/08/2012 17 7,20 1233,00 35,00 277,50 407,00 700,00 340,00 360,00 3,00 87,29 33,12 0,000 3,12 25,90
29 22/08/2012 15 7,05 1012,00 134,00 252,50 207,00 850,00 330,00 360,00 <0,1 46,69 30,12 0,000 5,89 11,80
30 29/08/2012 13 7,02 1060,00 154,00 330,00 432,00 1020,00 697,00 360,00 <0,1 45,12 15,30 0,000 7,50 15,34
31 05/09/2012 18 7,04 1248,00 158,12 345,00 434,00 1829,00 460,00 1369,00 <0,1 30,80 28,12 0,000 4,40 22,90
32 12/09/2012 17 7,32 1279,00 157,90 412,50 349,00 1070,00 460,00 1369,00 <0,1 29,12 20,58 0,000 6,05 14,64
33 17/09/2012 20 6,81 1518,00 168,12 318,00 424,00 870,00 320,00 550,00 <0,1 70,14 24,51 0,000 2,86 17,21
34 25/09/2012 16 7,30 1458,00 178,33 400,00 370,00 960,00 420,00 540,00 <0,1 68,38 32,46 0,000 4,38 18,34
35 17/10/2012 18 6,93 888,00 187,00 482,50 226,00 760,00 412,00 540,00 2,00 56,11 42,04 0,000 3,80 20,17
Coleta Data pH
DQO
(mg/L)
SS
(mg/L)
N-NH4
(mg/L)
DBO ₅
(mg/L)
Temp
(Cº)
Alcal.
(mg/L)
ST
(mg/L)
P-PO
₄
3-
(mg/L)
STF
(mg/L)
STV
(mg/L)
SSD
(mg/L)
NTK
(mg/L)
N-NO ₂¯
(mg/L)
N-NO
₃
¯
(mg/L)
87
Tabela A.2 – Resultados do monitoramento físico-químico do efluente do WCFH.
1 16/11/2011 20 7,25 25,20 460,00 30,00 636,00 <0,1 39,10 0,000 0,00 5,29
2 23/11/2011 20 7,28 17,50 505,00 46,70 778,00 <0,1 29,03 0,137 4,50 7,40
3 30/11/2011 25 7,69 49,00 1024,90 22,50 1075,00 733,00 342,00 <0,1 43,90 0,000 5,94 14,26
4 07/12/2011 24 7,20 40,00 945,30 54,40 1035,00 729,00 306,00 0,1 41,55 0,023 3,48 14,89
5 15/12/2011 23 7,23 23,77 719,74 51,66 1065,00 675,00 390,00 0,50 41,93 0,132 2,47 8,80
6 21/12/2011 26 6,89 42,65 958,13 65,00 1215,00 875,00 340,00 <0,1 64,20 0,084 2,26 3,39
7 11/01/2012 24 6,57 36,95 812,50 89,00 1632,00 1160,00 472,00 0,20 37,40 0,102 3,96 3,16
8 24/01/2012 23 6,79 26,55 617,50 35,00 1214,00 844,00 370,00 <0,1 43,29 0,012 5,02 7,48
9 02/02/2012 26 6,80 33,90 837,90 79,44 1462,00 996,00 466,00 <0,1 53,88 0,000 3,42 2,10
10 08/02/2012 26 6,59 36,10 1037,40 62,50 1531,00 1073,00 458,00 <0,1 70,38 0,000 4,50 0,84
11 15/02/2012 23 6,55 35,00 1057,50 45,03 2035,00 1486,00 549,00 <0,1 76,51 0,000 3,50 2,40
12 07/03/2012 24 6,54 35,60 484,76 67,00 1247,00 820,00 427,00 <0,1 28,31 0,000 3,60 12,96
13 12/04/2012 22 6,91 273,50 24,00 237,74 83,01 674,00 364,00 310,00 <0,1 70,84 19,46 0,000 4,59 18,66
14 18/04/2012 22 7,01 301,00 32,79 313,50 51,96 661,00 411,00 250,00 <0,1 24,62 22,61 0,000 1,06 17,20
15 24/04/2012 19 6,96 143,00 33,12 611,05 52,85 905,00 642,00 263,00 <0,1 40,04 27,40 0,000 3,45 19,03
16 03/05/2012 17 6,95 153,50 32,79 323,18 26,42 690,00 512,00 178,00 <0,1 36,60 18,86 0,000 4,60 21,20
17 09/05/2012 18 6,91 373,50 64,63 708,23 22,65 861,00 531,00 330,00 <0,1 28,12 20,38 0,000 3,12 23,06
18 16/05/2012 17 6,97 361,00 64,50 510,63 23,71 989,00 589,00 400,00 <0,1 52,36 26,57 0,000 2,74 26,29
19 23/05/2012 17 6,84 292,50 18,00 396,00 58,50 830,00 410,00 420,00 <0,1 52,12 23,80 0,000 6,00 35,46
20 06/06/2012 14 6,97 136,00 23,00 137,50 8,30 1394,00 1190,00 204,00 <0,1 23,33 9,64 0,000 2,12 17,01
21 20/06/2012 17 6,92 260,50 31,15 190,00 5,48 370,00 96,66 273,34 <0,1 17,50 6,41 0,000 3,62 16,95
22 27/06/2012 16 6,89 200,00 42,00 287,10 16,00 1464,00 196,00 1268,00 <0,1 12,32 4,30 0,000 2,00 19,00
23 04/07/2012 18 6,74 206,00 87,30 255,00 18,00 560,00 53,33 506,68 <0,1 18,48 7,58 0,000 5,85 25,49
24 11/07/2012 15 6,60 166,00 87,00 222,85 43,00 350,00 230,00 120,00 <0,1 18,48 4,45 0,000 0,00 13,76
25 18/07/2012 13 6,53 228,50 94,70 233,33 36,00 480,00 350,00 130,00 <0,1 12,12 2,79 0,000 2,81 14,38
26 01/08/2012 16 6,82 191,00 87,60 102,63 26,00 230,00 150,00 80,00 <0,1 37,80 5,25 0,000 1,76 15,25
27 08/08/2012 17 6,40 313,50 73,40 215,00 83,00 518,00 120,26 397,74 <0,1 20,30 3,05 0,040 2,28 16,47
28 15/08/2012 18 7,01 333,50 16,90 155,00 115,00 370,00 220,00 150,00 <0,1 26,39 2,78 0,010 1,64 26,30
29 22/08/2012 19 6,75 356,89 79,87 255,00 40,00 570,00 270,00 300,00 <0,1 24,36 3,03 0,000 1,89 20,82
30 29/08/2012 16 6,68 446,00 87,89 245,00 170,00 600,00 280,00 300,00 <0,1 24,23 4,98 0,000 1,18 17,34
31 05/09/2012 19 6,86 263,50 88,41 207,50 80,00 1200,00 280,00 920,00 <0,1 14,00 3,74 0,000 5,77 16,08
32 12/09/2012 19 6,90 324,00 89,00 176,00 22,00 450,00 310,00 140,00 <0,1 16,18 3,22 0,000 0,91 11,77
33 17/09/2012 21 6,86 266,00 96,00 250,00 36,00 400,00 298,00 102,00 <0,1 17,50 5,19 0,000 1,15 18,51
34 25/09/2012 18 6,92 166,00 98,30 197,50 25,00 370,00 230,00 140,00 <0,1 17,50 2,68 0,000 4,30 17,25
35 17/10/2012 19 6,50 276,00 97,00 235,00 22,00 410,00 269,00 140,00 <0,1 31,56 1,73 0,000 2,30 18,40
Coleta Data pH
DQO
(mg/L)
SS
(mg/L)
N-NH4
(mg/L)
Temp
(Cº)
DBO ₅
(mg/L)
Alcal.
(mg/L)
ST
(mg/L)
P-PO
₄
3-
(mg/L)
STF
(mg/L)
STV
(mg/L)
SSD
(mg/L)
NTK
(mg/L)
N-NO ₂¯
(mg/L)
N-NO
₃
¯
(mg/L)
88
Tabela A.3 – Resultados do monitoramento físico-químico do efluente do WCFV.
1 16/11/2011 20 7,23 76,10 345,00 100,00 1056,00 <0,1 15,70 0,315 0,00 30,55
2 23/11/2011 22 7,20 19,40 322,00 90,00 954,00 <0,1 12,08 1,491 43,79 21,34
3 30/11/2011 25 7,50 42,20 465,10 14,20 1280,00 795,00 485,00 <0,1 17,53 0,243 32,57 25,20
4 07/12/2011 25 7,20 44,35 416,30 63,30 1323,00 852,00 471,00 <0,1 14,40 0,159 59,30 34,77
5 15/12/2011 24 7,18 24,40 598,90 65,00 1388,00 875,00 513,00 <0,1 16,14 0,396 25,90 31,91
6 21/12/2011 27 6,92 41,90 556,50 108,33 1416,00 924,00 492,00 <0,1 22,61 0,111 59,50 14,23
7 11/01/2012 23 6,62 49,60 412,50 48,33 1375,00 948,00 427,00 <0,1 19,82 0,020 38,00 26,56
8 24/01/2012 24 6,87 47,21 266,00 54,40 1003,00 625,00 378,00 <0,1 16,01 0,010 48,80 21,34
9 02/02/2012 28 6,74 39,95 637,00 136,66 1477,00 967,00 510,00 <0,1 36,62 0,012 38,49 14,99
10 08/02/2012 26 6,70 40,50 507,00 116,66 1613,00 1137,00 476,00 <0,1 33,24 0,110 38,49 12,36
11 15/02/2012 23 6,50 38,90 450,00 104,72 1696,00 1196,00 500,00 <0,1 41,59 0,011 46,11 35,23
12 07/03/2012 24 7,40 36,01 312,38 91,66 1319,00 826,00 493,00 <0,1 14,53 0,020 55,97 37,23
13 12/04/2012 22 6,98 491,00 28,00 356,25 146,20 1101,00 708,00 393,00 <0,1 21,56 18,93 0,250 30,09 17,01
14 18/04/2012 21 6,94 403,50 40,66 242,25 106,75 1070,00 875,00 195,00 <0,1 21,56 20,70 0,002 22,28 25,07
15 24/04/2012 20 7,10 480,00 40,66 341,25 62,14 1146,00 794,00 352,00 <0,1 36,96 10,01 0,580 59,33 26,02
16 03/05/2012 17 7,07 371,80 40,66 373,16 63,57 1066,00 662,00 404,00 <0,1 33,98 9,58 0,330 54,00 26,79
17 09/05/2012 18 6,88 423,50 85,76 251,75 61,43 1064,00 695,00 369,00 <0,1 33,98 20,50 0,232 41,43 28,20
18 16/05/2012 18 6,91 306,00 85,76 181,00 28,89 963,00 501,00 462,00 <0,1 12,32 5,63 0,002 61,14 28,33
19 23/05/2012 18 6,94 310,30 27,00 238,60 16,75 160,00 18,00 142,00 <0,1 8,83 6,13 0,000 43,00 24,48
20 06/06/2012 15 6,96 148,50 18,00 137,50 17,25 1531,00 1254,00 277,00 <0,1 14,00 2,90 0,000 44,62 19,83
21 20/06/2012 18 7,18 231,00 38,00 179,50 70,08 720,00 360,00 360,00 <0,1 17,50 3,10 0,000 39,12 18,96
22 27/06/2012 16 6,98 357,00 80,00 226,20 58,00 1664,00 520,00 1144,00 <0,1 33,88 6,56 0,070 48,28 18,37
23 04/07/2012 17 7,00 251,00 102,30 205,00 57,00 690,00 410,00 280,00 <0,1 26,18 2,12 0,000 52,76 14,18
24 11/07/2012 15 6,94 216,00 180,00 194,28 66,00 450,00 360,00 90,00 <0,1 18,48 1,95 0,380 58,50 12,59
25 18/07/2012 14 6,84 213,00 186,12 202,77 60,00 690,00 470,00 220,00 <0,1 13,20 1,18 0,000 21,12 13,69
26 01/08/2012 17 6,66 193,50 93,80 108,12 51,00 400,00 210,00 190,00 <0,1 29,40 1,16 0,000 34,12 12,30
27 08/08/2012 18 6,91 268,20 89,20 180,00 79,00 1106,00 300,00 806,00 <0,1 8,12 4,11 0,250 36,12 11,38
28 15/08/2012 19 7,03 458,50 12,70 147,50 134,00 730,00 350,00 380,00 <0,1 8,12 2,40 0,010 23,12 15,30
29 22/08/2012 20 7,03 456,00 98,30 150,00 67,00 440,00 210,00 230,00 <0,1 16,29 1,20 0,000 18,15 15,99
30 29/08/2012 17 7,09 421,00 103,67 212,50 85,00 650,00 338,00 230,00 <0,1 18,20 1,78 0,009 21,88 15,64
31 05/09/2012 20 7,01 336,00 109,12 207,50 127,00 1406,00 320,00 1086,00 <0,1 8,40 1,08 0,080 22,20 19,38
32 12/09/2012 18 7,01 256,00 120,00 152,25 53,00 640,00 340,00 300,00 <0,1 8,90 1,26 0,000 24,40 12,51
33 17/09/2012 22 7,09 346,00 132,00 222,00 81,00 440,00 235,00 205,00 <0,1 14,20 1,41 0,000 20,12 17,43
34 25/09/2012 20 7,30 223,00 129,00 255,00 253,00 720,00 280,00 440,00 <0,1 22,79 3,41 0,003 17,18 17,03
35 17/10/2010 19 6,66 266,00 130,00 107,00 71,00 600,00 339,00 261,00 <0,1 24,59 3,09 0,000 25,30 17,25
Coleta Data pH
DQO
(mg/L)
SS
(mg/L)
N-NH4
(mg/L)
Temp
(Cº)
DBO ₅
(mg/L)
Alcal.
(mg/L)
ST
(mg/L)
P-PO
₄
3-
(mg/L)
STF
(mg/L)
STV
(mg/L)
SSD
(mg/L)
NTK
(mg/L)
N-NO ₂¯
(mg/L)
N-NO
₃
¯
(mg/L)