4.2 CARACTERÍSTICAS DO EFLUENTE DO WETLAND CONSTRUÍDO
4.2.3 Cor aparente e Turbidez
Os parâmetros analisados quanto a turbidez e cor aparente e seus respectivos valores de média aritmética, desvio padrão e eficiência estão apresentados na Tabela 3.
Tabela 3 - Concentração média, desvio padrão e eficiência - Ef (%) dos parâmetros de qualidade do efluente, quanto a turbidez e cor aparente.
Unidades Turbidez Cor aparente
Entrada Saída Ef Entrada Saída Ef
WC1 194± 44 33,3± 12,5 83 294± 54,9 121± 49,5 57 WC2 194± 44 32,7 ± 11 83 294± 54,9 101± 31 66 WC geral 194± 44 30,7± 6,9 84 294± 54,9 106± 25,1 63 - Turbidez (FAU), Cor (Hz), com exceção de Eficiência – Ef (%).
-Eficiência expressa em concentração: (concentração afluente – concentração efluente)/concentração afluente.
A Figura 4.9 mostra os gráficos boxplot as eficiências de remoção e o comportamento dos sistemas durante sua operação relacionados à remoção da turbidez.
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Fonte: Elaborado pelo autor, 2017.
A turbidez, caracterizada pela presença de partículas suspensas na massa líquida (KADLEC; KNIGHT, 1996; USEPA, 2000), foi drasticamente diminuída nos sistemas de wetlands construídos, apresentando concentrações reduzidas e um efluente bastante clarificado, com concentrações médias correspondentes a 33,3, 32,7 e 30,7 FAU, para o WC1, WC2 e WC geral, respectivamente (Ver Tabela 3, Figura 4.9).
A Resolução CONAMA nº 430/2011 não faz referência aos padrões de turbidez para efluentes, no entanto afirma que todo efluente a ser lançado em corpos d’água classe 2, não devem elevar a turbidez dos mesmos a resultados superiores a 100 FAU. Desta forma, verifica-se que em todas as amostras analisadas o efluente dos WC foi adequado para o descarte nos corpos receptores.
A redução da turbidez nos wetlands construídos foi bastante significativa após passar pelos wetlands construídos com uma redução média de 84 % (Ver Figura 4.9). Mostrando que, mesmo com os valores altos de SST, grande parte do material em suspenção ficou retido no leito filtrante.
Resultado semelhante a este estudo foi encontrado por Silva e Roston (2010) ao analisar um wetland de fluxo subsuperficial com leito de brita, vegetado com taboa, em que apresentou uma remoção média de 60 % em efluente de bovinocultura de leite. Em outros estudos, utilizando o mesmo modelo, foram encontradas remoções Figura 4.9 - Gráfico tipo boxplot, destacando as concentrações efluentes e das
eficiências de remoção da turbidez no filtro anaeróbio e nos wetlands construídos.
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semelhantes a este, como as descritas por Konrad et al. (2015) que apresentaram remoção média de 84 %.
A Figura 4.10 mostra os gráficos boxplot com as eficiências de remoção e o comportamento dos sistemas durante sua operação relacionados à cor aparente.
Fonte: Elaborado pelo autor, 2017.
A cor aparente, medida indireta de sólidos dissolvidos e sólidos em suspensão apresentaram remoções médias de 57, 66 e 63 % para WC1, WC2 e WC geral, respectivamente, conferindo ao efluente final valor médio de 101, 32,7 e 105,7 Hz. Em 75 % das amostras os valores foram inferiores a 144, 38 e 134 Hz para WC1, WC2 e WC geral, respectivamente. A redução desse parâmetro está relacionada pela filtração de partículas em suspenção e sorção do material dissolvido. A sorção está relacionada ao tipo de material de enchimento e a utilização pelo biofilme para obtenção de energia.
4.2.4 pH e Condutividade elétrica
Os parâmetros analisados quanto a pH e condutividade elétrica - CE e seus respectivos valores de média aritmética, desvio padrão e eficiência estão apresentados na Tabela 4.
Figura 4.10 - Gráfico tipo boxplot, destacando as concentrações efluentes e das eficiências de remoção da cor aparente nos wetlands construídos.
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Tabela 4 - Concentração média, desvio padrão e eficiência - Ef (%) dos parâmetros de qualidade do efluente, quanto a pH e CE.
Unidades pH Condutividade Elétrica
Entrada Saída Entrada Saída Ef
WC1 7,2± 0,2 7,3± 0,04 825,7± 196 789,3± 188 7 WC2 7,2± 0,2 7,4 ± 0,1 825,7± 196 784,3± 233,4 5 WC geral 7,2± 0,2 7,4 ± 0,1 825,7± 196 765± 212 8 - pH (Adimensional), CE (µS/cm), com exceção de Eficiência – Ef (%).
-Eficiência expressa em concentração: (concentração afluente – concentração efluente)/concentração afluente.
O efluente, após o filtro anaeróbio (entrada dos WC), apresentou valores médios de pH de 7,2 e CE de 825,7 µS/cm. Após o tratamento via WC, o efluente geral da ETE Aparecida apresentou valores de pH de 7,4 e de CE de 765 µS/cm.
Na Figura 4.11 mostra a representação gráfica em boxplot de parte da estatística descritiva com valores mínimos, máximos e média, e quartis inferior (25 % percentis) e superior (75 % percentis) das unidades de wetlands construídos e do filtro anaeróbio (entrada dos WC), relacionados a pH e CE.
Fonte: Elaborado pelo autor, 2017.
O efluente final para todas as unidades de wetlands construídos apresentou valores médios de pH (pH = 7,4) superiores aos obtidos para o efluente do filtro anaeróbio (pH = 7,2). Valores similares foram reportados por Souza et al. (2015) de 7,36 no efluente de um WC com mudas de copo de leite (Zantedeschia aethiopica L.) Figura 4.11 - Gráfico tipo boxplot, destacando os efluentes do filtro anaeróbio e
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tratando esgotos sanitários. Colares e Sandri (2013) obtiveram pH próximo ao reportado neste trabalho, com valor de 7,39 no efluente de sistemas de wetlands construídos composto por brita número 2, operados com TDH de 24 h no pós-tratamento de efluente de tanques sépticos.
A faixa de pH, estabelecida pela resolução do CONAMA (BRASIL, 2011) é de 5,0 a 9,0 e pela Lei estadual do Estado de Santa Catarina de 6,0 a 9,0 para lançamento de efluente. Essa faixa foi atendida pelo sistema proposto nesta pesquisa.
A condutividade elétrica - CE está diretamente relacionada com a concentração de sólidos dissolvidos no efluente (KONRAD et al., 2015; GIAFFERIS, 2011). As resoluções CONAMA n° 430/2011 e Lei estadual do Estado de Santa Catarina n° 14675/2009 (FATMA) não fazem referência aos limites de CE em efluentes, porém segundo Maine (2007), esta variável é um indício da concentração de poluentes. De acordo com Silva e Oliveira (2001) a CE está relacionada à quantidade e tipo de espécies iônicas nela dispersas, assim como da mobilidade, concentrações, valência e temperatura do meio.
O valor médio de entrada nos WC para CE foi de 825,7 µS/cm e saída 789,3, 784,3 e 765 µS/cm para WC1, WC2 e WC geral, respectivamente. Os WC1, WC2 e WC geral apresentaram uma média geral de redução de 7, 5 e 8 %, respectivamente. Pode-se observar uma redução dos valores da CE no efluente após a passagem pelo WC durante o período do monitoramento. Porém não ocorreu remoção significativa desta variável, podendo este fato estar relacionado à evapotranspiração e/ou pela evolução de crescimento das plantas, que já estavam bem desenvolvidas. Fatos que podem ser justificados pelo trabalho de Dan et al. (2003), em que os autores atribuíram que as macrófitas consomem os sais dissolvidos para o seu desenvolvimento e crescimento, e por Konrad et al. (2015) citando que a evapotranspiração concentra os poluentes no sistema. Em estudo semelhante realizado por Salviato (2013), a média de remoção encontrada para a CE foi de 18,9 %. Santos, Oliveira e Ide (2007), avaliando um WHFSS, o mesmo deste estudo, constataram redução de 15,6 %.
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4.2.5 Nitrogênio total
Os parâmetros analisados quanto a nitrogênio total – NTotal, e seus respectivos valores de média aritmética, desvio padrão e eficiência estão apresentados na Tabela 5.
Tabela 5 - Concentração média, desvio padrão e eficiência - Ef (%) dos parâmetros de qualidade do efluente, quanto a NTotal.
Unidades NTotal
Entrada Saída Ef
WC1 126,5± 52,5 118,7 ± 32,5 6,1
WC2 126,5± 52,5 77,9 ± 23,8 38,4
WC geral 126,5± 52,5 86,2 ± 15,1 31,8
-Para todos os parâmetros a unidade adotada é mg/L, com exceção de Eficiência – Ef (%).
-Eficiência expressa em concentração: (concentração afluente – concentração efluente)/concentração afluente.
Em relação ao nitrogênio, as unidades WC apresentaram comportamento inconstante ao longo do período do monitoramento. O efluente, após o filtro anaeróbio, apresentava concentrações médias de NTotal de 126,5 mg.L-1, após o tratamento via WC, o efluente geral da ETE Aparecida apresentou concentrações médias de 86,2 mg.L-1, conferindo uma eficiência média de remoção de 31,8 %.
A Figura 4.12 mostra a representação gráfica de alguns dados estatísticos com valores mínimos, máximos e média, e quartis inferior (25 % percentis) e superior (75 % percentis) para as unidades de wetlands construídos a partir do efluente fornecido pelo filtro anaeróbio, relacionado a NTotal.
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Fonte: Elaborado pelo autor, 2017.
Em relação à concentração do NTotal nos efluentes dos wetlands WC1, WC2 e WC geral, os valores obtidos nas amostras resultaram em 75 % das amostras inferiores a 145,6 mg.L-1, 100,1 mg.L-1 e 100,8 mg.L-1, 25 % das amostras foram superiores a 89,6 mg.L-1, 53,2 mg.L-1 e 72,8 mg.L-1 e 50 % das amostras estão na faixa de 123,2 mg.L-1, 81,2 mg.L-1 e 84 mg.L-1, respectivamente.
Durante o período do monitoramento, de aproximadamente 6 meses, foram registradas remoções médias de 6,1, 38,4 e 31,8 % de NTotal para as unidades WC1, WC2 e WC geral, respectivamente. Avaliando as concentrações dos efluentes das unidades de wetlands construídos, a unidade WC2, obteve a maior eficiência de remoção.
A Figura 4.13 apresenta a série temporal da evolução dos dados de NTotal
durante o período monitorado para o efluente do filtro anaeróbio (entrada dos WC) e dos wetlands construídos.
Figura 4.12 - Gráfico tipo boxplot, destacando as concentrações efluentes e das eficiências de remoção do NTotal no filtro anaeróbio e nos wetlands construídos.
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Fonte: Elaborado pelo autor, 2017.
As remoções temporais das concentrações efluentes de NTotal revelam comportamento semelhantes: remoção muito elevada no início do monitoramento do sistema, demostrando a capacidade do sistema em amortecer as cargas afluentes do filtro anaeróbio, seguida, entretanto, de ciclos de queda e ganho de desempenho (ver Figura 4.13). De modo geral, as unidades de WC nos últimos três meses registraram as menores eficiências, inclusive, episódios de concentrações efluentes de NTotal
superiores às afluentes, com destaque ao WC1, apresentando eficiência negativa (-69 %). Segundo De Paoli (2010, 2013) o escoamento superficial indica o princípio da colmatação do sistema e que este fenômeno natural dos wetlands construídos de fluxo subsuperficial diminui o tempo do efluente dentro da unidade e consequentemente, diminui a eficiência na remoção de matéria orgânica e nutrientes, principalmente o nitrogênio.
Os valores de eficiência de remoção de nitrogênio apresentados na literatura são bastante amplos, e variam de acordo com o tempo de operação dos sistemas e do TDH utilizado em cada WC. Sousa et al. (2004), avaliando WHFSS após UASB, operando com TDH de 10 dias, encontraram grandes oscilações temporais, com queda de desempenho ao longo do período de operação do sistema, obtiveram eficiência média de 66 % de remoção de NTotal para o primeiro ano de operação. Esses mesmos autores observaram que o sistema plantado diminuiu sua eficiência (45 %) a partir do segundo ano, em função do crescimento e senescência das plantas. Outros trabalhos também reportam tendência de remoção inicial elevada seguida de queda (VYMAZAL, 1996; 2004). Amorim et al. (2015), ao avaliar um reator anaeróbio seguido Figura 4.13 - Séries temporais das concentrações efluentes de NTotal para os
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de um WHFSS cultivado com capim tifton-85, no tratamento da água residuária da suinocultura, também observaram baixa eficiência na remoção de NTotal pelo WC. As eficiências de remoção variaram entre 17 e 24 % para NTotal.
As cargas de nitrogênio aplicadas aos WC e o tipo de escoamento apresentado pelos WC são os principais fatores de influência na eficiência de remoção desse nutriente, que, de acordo com Vymazal (2007), varia entre 40 e 50%. Ainda segundo esse autor, um WC de único estágio não pode alcançar maiores eficiências na remoção de nitrogênio em razão da sua inabilidade em proporcionar condições anaeróbias e aeróbias em um mesmo ambiente.
Os principais mecanismos responsáveis pela remoção de nitrogênio em WC são: nitrificação-desnitrificação, sedimentação de nitrogênio orgânico, assimilação por plantas, assimilação por micro-organismos e volatilização da amônia (SEZERINO, 2006; VYMAZAL; KROEPFELOVÁ, 2008). Entretanto, permanecem incertezas sobre os mecanismos predominantes de remoção, cujas contribuições, muito provavelmente, variam segundo a configuração de cada sistema e as condições climáticas.
4.2.6 Fósforo total
Os parâmetros analisados quanto a fósforo total – PTotal, e seus respectivos valores de média aritmética, desvio padrão e eficiência estão apresentados na Tabela 6.
Tabela 6 - Concentração média, desvio padrão e eficiência - Ef (%) dos parâmetros de qualidade do efluente, quanto a PTotal.
Unidades PTotal
Entrada Saída Ef
WC1 3,1 ± 1,0 2,81 ± 1,1 13,5
WC2 3,1 ± 1,0 2,12 ± 1,4 35,2
WC geral 3,1 ± 1,0 2,8 ± 1,1 22,4
-Para todos os parâmetros a unidade adotada é mg/L, com exceção de Eficiência – Ef (%).
-Eficiência expressa em concentração: (concentração afluente – concentração efluente)/concentração afluente.
Nas figuras 4.14 e 4.15 estão alguns dados da estatística descritiva com valores mínimos, máximos e média, e quartis inferior (25 % percentis) e superior (75 %
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percentis) e a evolução do tratamento para as unidades de wetlands a partir do efluente do filtro anaeróbio, relacionados a PTotal.
Fonte: Elaborado pelo autor, 2017.
Fonte: Elaborado pelo autor, 2017.
A concentração do PTotal nos efluentes dos wetlands WC1, WC2 e WC geral, foram inferiores em 75 % das amostras, a 3,65 mg.L-1, 3,47 mg.L-1 e 3,9 mg.L-1, com 25 % foram superiores a 2 mg.L-1, 0,9 mgL-1 e 1,95 mg.L-1 e, 50 % das amostras na faixa de 2,75 mg.L-1, 2,3 mg.L-1 e 2,55 mg.L-1, respectivamente. A remoção média de Figura 4.14 - Gráfico tipo boxplot, destacando as concentrações efluentes e
eficiências de PTotal do filtro anaeróbio (entrada do WC) e os wetlands
construídos.
Figura 4.15 - Séries temporais das concentrações efluentes de Ptotal para o filtro anaeróbio (entrada dos WC) e wetland construídos.
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PTotal nos wetlands é de 13,5, 35,2 e 22,4 % para WC1, WC2 e WC geral, respectivamente.
A resolução CONAMA n° 430/2011 não faz referência aos limites de PTotal
quanto ao descarte de efluente doméstico ao corpo hídrico, apenas a Lei estadual do Estado de Santa Catarina n° 14675/2009 (FATMA) limita a concentração de PTotal no efluente em 4 mg.L-1. A análise estatística indica que 75 % das concentrações dos efluentes dos WC foram inferiores ao valor padrão determinado pela legislação vigente e apenas no quinto mês de monitoramento a concentração de PTotal foi superior a 4 mg.L-1 nas unidades de WC1 e WC geral.
No início do monitoramento foi registrado eficiência de remoção de PTotal muito elevada (WC2), porém seguiram-se períodos de queda e ganho de desempenho do sistema. Informações de literatura sobre a eficiência de remoção de PTotal em WC são as mais variadas. Por exemplo, Silva e Roston (2010) reportaram uma remoção média de 83 % em efluente de bovinocultura de leite e Secchi, Konrad e Tonetto (2016) apresentaram remoção média de 38,4 % para efluente doméstico.
Os principais mecanismos de remoção em WC são: armazenamento na biomassa vegetal e microbiológica, precipitação de compostos insolúveis e adsorção ao substrato. Vymazal (2011) afirma que o principal mecanismo de remoção de P é via precipitação de compostos e adsorção ao substrato com um potencial de remoção entre 40 e 60 %, podendo ser maior quando o substrato possuir elevada capacidade de sorção. Atribui-se, portanto, ao potencial do meio filtrante como principal responsável pela remoção do fósforo presente no efluente devido a capacidade de retenção de P através de processos de adsorção e precipitação.
De maneira geral, os meses iniciais apresentaram melhores resultados quanto a remoção de PTotal nos WC. Essa ocorrência pode ser em função da assimilação das plantas pelo alastramento da cultura da taboa sob a área do leito, bem como do desenvolvimento da biomassa microbiana no meio filtrante. Cabe destacar que para a remoção de fósforo, assim como outros parâmetros (nitrogênio e coliformes), o tempo de contato do efluente com o meio possui papel importante para a remoção no interior dos wetlands construídos, seja pela absorção das macrófitas ou por meio das reações químicas que ocorrem do elemento com o meio filtrante. Porém, a partir do quarto mês do monitoramento teve o decaimento da eficiência de depuração deste elemento nas unidades de WC da ETE “Bacia D”. Essa menor eficiência pode estar relacionada com o menor tempo de permanência do efluente possa ter ficado dentro
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dos wetlands construídos, devido a formação de caminhos preferenciais e do
escoamento superficial, este ocasionado pelo fenômeno natural da colmatação (DE PAOLI, 2010; VON SPERLING, 2015).
4.2.7 Coliformes totais
A Tabela 7 e a Figura 4.16 mostram os dados da estatística descritiva com valores mínimos, máximos e média, e quartis inferior (25 % percentis) e superior (75 % percentis) e a evolução do tratamento para as unidades de wetlands construídos a partir do efluente do filtro anaeróbio, relacionados aos CT.
Tabela 7 - Concentração média, desvio padrão e eficiência - Ef (%) do parâmetro de qualidade do efluente, quanto à CT.
Unidades Coliformes Totais
Entrada Saída Ef
WC1 1,75E+07± 2,95E+07 1,31E+06 ± 1,05E+06 73,1 WC2 1,75E+07± 2,95E+07 9,94E+05 ± 1,23E+06 88,5 WC geral 1,75E+07± 2,95E+07 9,34E+05 ± 4,50E+05 69,7 -Para todos os parâmetros a unidade adotada é NMP/100 mL., com exceção de Eficiência – Ef (%). -Eficiência expressa em concentração: (concentração afluente – concentração efluente)/concentração afluente.
Fonte: Elaborado pelo autor, 2017.
Em relação as análises de CT nos efluentes dos wetlands construídos WC1, WC2 e WC geral, os valores obtidos nas amostras resultaram em 75 % das amostras Figura 4.16 - Gráfico tipo boxplot, destacando as concentrações efluentes e
eficiências de coliformes totais do filtro anaeróbio e os wetlands
76
inferiores a 2,23x106, 2,01x106, 1,37 x106 NMP.100 mL-1, 25 % foram superiores a 6,05x105, 1,14x105, 5,37x105 NMP.100 mL-1 e, 50 % das amostras na faixa de 8,67x105, 7,15x105, 8,98x105 NMP.100 mL-1, respectivamente. A remoção média de CT nos wetlands construídos foram de 73,1%, 88,5% e 69,7% para WC1, WC2 e WC geral, respectivamente. Ou seja, as unidades de WC apresentaram remoções de 1 a 2 unidades logarítmicas.
Os principais mecanismos responsáveis pela remoção dos CT nos WHFSS são a filtração, sedimentação, predação por outros organismos e, morte natural (ANSARI
et al., 2016). Além desses mecanismos comuns aos WHFSS, as plantas favorecem
melhores condições para a remoção dos CT, segundo De Paoli (2010) as unidades com plantas podem apresentar melhor desempenho em função da liberação de biocidas e oxigênio pelas raízes e de conter maior diversidade de microrganismos predadores.
As eficiências de remoção de CT alcançados nesta pesquisa estão condizentes com os resultados descritos em Usepa (2000) e Ansari et al., 2016, onde se afirmam que a remoção em sistemas de WC é em torno de duas unidades logarítmicas de coliformes totais.
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5 CONCLUSÃO
A ETE Aparecida está de acordo com as legislações vigentes quanto ao descarte de efluente doméstico a corpo hídrico (Resolução CONAMA n° 430/2011 e Lei estadual n° 14675/2009 (FATMA)) em todos os parâmetros avaliados, exceto DBO5 e PTotal. Estes não atenderam os padrões estabelecidos pela FATMA nos dois últimos meses, mas estavam abaixo dos limites estabelecidos pelo CONAMA.
Apesar da precoce manutenção corretiva e preventiva devido a ocorrência de colmatação, a utilização de wetlands construídos de escoamento horizontal de fluxo subsuperficial é uma alternativa tecnicamente e economicamente viável para o tratamento de esgoto doméstico para a região de Campos Novos, SC.
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6 REFERÊNCIAS
AMORIM, F.; FIA, R.; SILVA, J.R.M.; CHAVES, C.F.M.; PASQUALIN, P.P.. Unidades combinadas RAFA-SAC para tratamento de água residuária de suinocultura: Parte II Nutrientes. Engenharia Agrícola, v. 35, n. 5, p. 931-940, 2015.
ANSARI, A.A.; GILL, R.; GILL, S.S.; LANZA, G.R. Phytoremediation. Management of Environmental Contaminants, Volume 4. Suíça, Springer, 2016.
APHA – American Public Health Association. Standard Methods for the
Examination of Water and Wastewater. 19 ed. Washington: APHA-AWWA-WEF, 1995.
BABATUNDE, A.O. Engineered wetlands: Concept, design and development of an alum sludge based constructed wetland system. VDM Verlag Dr. Müller publishing, 212 p., 2010.
BARROS, R. T. V.; CASTRO, A. A.; COSTA, A. M. L. M.; CHERNICHARO, C. A. L.; VON SPERLING, E.; MÖLLER, L. M.; HELLER, L.; CASSEB, M. M. S.; VON
SPERLING, M. Manual de saneamento e proteção ambiental para os municípios – volume 2. Saneamento. Belo Horizonte: Escola de Engenharia da UFMG, 1995.
BRASIL. Lei n° 11.455, de 5 de janeiro de 2007. Estabelece diretrizes nacionais para o saneamento básico. Brasil, 2007.
.Resolução nº 430, de 13 de maio de 2011. Dispõe sobre as condições de lançamento de efluentes, complementa e altera a Resolução n° 357, de 17 de março de 2005, do Conselho Nacional do Meio Ambiente – CONAMA. 9 p. 75 Disponível em:http://www.legislacao.mutua.com.br/pdf/diversos_normativos/conama/201 1_CONAMA_RES_430.pdf. Acesso em: 01 maio. 2017.
BRASIL, M.S. Desempenho de sistema alagado construído para tratamento de esgoto doméstico. 2005. 160 f. Tese (Doutorado em Engenharia Agrícola) – Departamento de Engenharia Agrícola da UFV, Viçosa, 2005.
BRASIL, M.S.; MATOS, A.T. Avaliação de aspectos hidráulicos e hidrológicos de sistemas alagados construídos de fluxo subsuperficial. Engenharia Sanitária e Ambiental, v.13, p.323-328, 2008.
80
BRIX, H. Treatment of Wastewater in the Rhizosphere of Wetland Plants –The Root Zone Method. Water. Science and. Technology. vol. 19. n. 1/2, p. 107-118, 1987. BRIX, H. Macrophytes play a role in constructed treatment wetlands? Water Sci. Technol, v.35, p. 11–17, 1997.
CAMPOS NOVOS (Município). Lei nº 3.941, de 26 de setembro de 2013.
Estabelece normas de saneamento básico para a implantação de loteamentos no município de Campos Novos e dá outras providências. Campos Novos, SC, 2013.
CASELLES-OSORIO, A.; VEGA, H.; LANCHEROS, J.C.; CASIERRA-MARTÍNEZ, H.A.; MOSQUERA, J.E. Horizontal subsurface-flow constructed wetland removal efficiency using Cyperus articulatus L.. Ecological Engineering. V. 99, Fev. 2017, p. 479–485, 2017.
COOPER P. F., JOB G. D., GREEN B., SHUTES R. B. E. Reed beds and
constructed wetlands for wastewater treatment. Wrc publications. 184pp. plus data diskette: Swindon, United Kingdom, 1996.
COOPER, P. A review of the design and performance of vertical-flow and hybrid reed bed treatment systems. Water Science and Technology, v.40, n. 3, p.1-9, 1999.
COOPER, P.; GRIFFIN, P.; HUMPHRIES, S.; POUND, A. Design of a hybrid reed bed system to achieve complete nitrification and denitrification of domestic sewage.
Water Science and Technology., v.40, n.3, p. 283-289, 1999.
COLARES, C.J.G.; SANDRI, D. Eficiência de tratamento de esgoto com tanques sépticos seguidos de leitos cultivados com diferentes meio suporte. Revista Ambiente & Água, v. 8, n. 1, p.172-185, 2013.
DANIELS, J.A. Advances in Environmental Research. Vol 30, New York, Nova Science Publischers, Inc, p. 72, 2013.
DE PAOLI, A. C. Análise de desempenho e comportamento de Wetlands horizontais de fluxo subsuperficial baseado em modelos hidráulicos e
cinéticos. Dissertação (Mestrado) - Universidade Federal de Minas Gerais, Minas Gerais, 2010.
DE PAOLI, A. C.; VON SPERLING, M. Avaliação das condições hidrodinâmicas de
wetlands de escoamento horizontal subsuperficial (unidades plantada e não
plantada). Revista Eletrônica de Gestão e Tecnologias Ambientais, v. 1, n. 2, p. 213-222, 2013.
81
DORNELAS, F. L. Avaliação do desempenho de wetlands horizontais subsuperficiais como pós-tratamento de efluentes de reatores UASB.
Dissertação de mestrado do Programa de pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos, UFMG. 2008.