Comportamento de wetland construído de fluxo vertical com fundo
parcialmente saturado na remoção de matéria orgânica nitrogenada e fósforo
Behavior of partially saturated vertical flow constructed wetland in the
removal of nitrogenated organic matter and phosphorus
DOI:10.34117/bjdv6n8-168
Recebimento dos originais:08/07/2020 Aceitação para publicação:13/08/2020
Valéria Sun Hwa Mazucato
Administradora
Instituição: Instituto Federal de Educação Ciência e Tecnologia de Mato Grosso do Sul Endereço: Rod BR-463, km 14, Ponta Porã – MS, Brasil
E-mail: [email protected]
Vinícius Bispo dos Santos
Acadêmico de Engenharia Sanitária e Ambiental Instituição: Universidade Católica Dom Bosco
Endereço: Av. Tamandaré, 6000 – Jardim seminário, Campo Grande – MS, Brasil. E-mail: [email protected]
Priscila Sabioni Cavalheri
Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental Instituição: Universidade Católica Dom Bosco
Endereço: Av. Tamandaré, 6000 – Jardim seminário, Campo Grande – MS, Brasil. E-mail: [email protected]
Fernando Jorge Correa Magalhães Filho
Bolsista Produtividade CNPq. Doutor em Saneamento Ambiental e Recursos Hídricos. Professor da Universidade Católica Dom Bosco.
Instituição: Universidade Católica Dom Bosco
Endereço: Av. Tamandaré, 6000 – Jardim seminário, Campo Grande – MS, Brasil. E-mail: [email protected]
RESUMO
A remoção de nitrogênio e fósforo de águas residuárias por meio de wetlands construídos (CWs) têm sido extensivamente estudadas ao longo das últimas décadas. Dentre as várias configurações possíveis, o wetland construído de fluxo vertical com fundo parcialmente saturado (CW-VF PS) tem se destacado por resultados positivos na remoção de nitrogênio e fósforo. No que tange ao nitrogênio, os CW-VF PS permitem, dentro de um mesmo sistema, a formação de ambientes aeróbio e anaeróbio, essencial para a ocorrência de nitrificação e desnitrificação. A remoção do fósforo está relacionada as macrófitas e com a composição do meio filtrante, com a qual reage quimicamente em processos de precipitação e adsorção. Entretanto, o estudo com CWs ainda possuem inúmeras lacunas, principalmente em questão da influência das variáveis climáticas locais, o meio filtrante utilizado e as macrófitas escolhidas. Dentro deste contexto, o objetivo deste trabalho foi avaliar o comportamento de um sistema piloto de CW-VF PS na remoção de nitrogênio e fósforo do esgoto
doméstico pós-reator UASB da Estação de Tratamento de Esgoto Los Angeles, responsável pelo tratamento de 90% do esgoto doméstico municipal e do lixiviado produzido no aterro sanitário municipal, no bioma Pantanal. Entre os resultados, destacaram-se o percentual de remoção de amônia (96%), nitrogênio total (40%) e fósforo (82%), com carga aplicada de 0.37 g(N-NH4+) m² d-1, 3.53 g(NT) m² d-1 e 0.16 g(P) m² d-1, respectivamente. O CW-VF apresenta desempenho satisfatório e a carga de lixiviado recebida do aterro sanitário não acarreta danos ao sistema, mas é necessário um maior tempo de monitoramento do sistema, de forma a conhecer o comportamento das variáveis envolvidas.
Palavras-chave: nutrientes, macrófitas, nitrificação, desnitrificação. ABSTRACT
The removal of nitrogen and phosphorus from wastewater through constructed wetlands (CWs) has been extensively studied over the past few decades. Among the various possible configurations, the vertical flow constructed wetland with partially saturated bottom (CW-VF PS) has stood out for positive results in the removal of nitrogen and phosphorus. With respect to nitrogen, the CW-VF PS allow, within the same system, the formation of aerobic and anaerobic environments, essential for the occurrence of nitrification and denitrification. Phosphorus removal is related to macrophytes and the composition of the filter medium, with which it reacts chemically in precipitation and adsorption processes. However, the study with CWs still has numerous gaps, mainly in terms of the influence of local climatic variables, the filter medium used and the chosen macrophytes. Within this context, the objective of this work was to evaluate the behavior of a pilot system of CW-VF PS in the removal of nitrogen and phosphorus from the domestic sewage post-reactor UASB of the Sewage Treatment Station Los Angeles, responsible for the treatment of 90% of the municipal domestic sewage and leachate produced in the municipal landfill in the Pantanal biome. Among the results, the percentage of removal of ammonia (96%), total nitrogen (40%) and phosphorus (82%), with an applied load of 0.37 g (N-NH4 +) m² d-1, 3.53 g ( NT) m² d-1 and 0.16 g (P) m² d-1, respectively. The CW-VF presents satisfactory performance and the leachate load received from the landfill does not cause damage to the system, but a longer time for monitoring the system is necessary in order to know the behavior of the variables involved.
Keywords: nutrients, macrophytes, nitrification, denitrification.
1 INTRODUÇÃO
Os wetlands construídos (CWs) são tecnologias de tratamento de águas residuárias, inspirada nas áreas alagadas naturais que são capazes de depurar poluentes pela ação de microrganismos e plantas, juntamente com o poder filtrante do solo para purificar as águas (VYMAZAL e KROPFELOVÁ, 2008). Há algumas décadas, os CWs têm chamado a atenção dos pesquisadores da área por seus resultados eficientes e passou a ser testado de várias formas. Os tipos básicos de CWs são wetlands de fluxo superficial (CW-SF) e os de fluxo subsuperficial, sendo estes divididos em wetland vertical de fluxo subsuperficial (CW-VF) e wetland horizontal de fluxo subsuperficial (CW-HF), como apresentado pela Figura 1.
Figura 1. Classificação dos WCs - em destaque o tipo de WC utilizado neste estudo.
Fonte: adaptado de Vymazal e Kropfelová (2008).
Cada uma dessas principais categorias pode operar com variações de dimensionamento, meio suporte, plantas, tipo de fluxo (ascendente/descendente e contínuo/intermitente) e saturação de fundo (não saturado e parcialmente saturado) de acordo com as necessidades específicas do tratamento. Configurações híbridas têm sido estudadas como wetlands de alimentação alternada (BEHRENDS et al., 2001), wetlands com sistemas de aeração (NIVALA et al, 2014; MURPHY et al., 2016), CW-VF com carregamento intermitente (bateladas) (WOŹNIAK et al, 2007), wetlands com sistemas de recirculação do efluente (ARIAS et al., 2005; AL-ZREIQAT et al., 2018), entre outros.
Na maioria dos casos, os CWs têm sido empregado como um tratamento secundário, de forma a receber efluentes com menor carga de sólidos e atuarem na remoção de nutrientes como nitrogênio e fósforo, que geralmente os sistemas convencionais de tratamento de esgoto doméstico não são dimensionados com esse intuito. A remoção do nitrogênio durante o tratamento de águas residuárias em CWs pode ocorrer por inúmeros processos, incluindo a volatilização da amônia, nitrificação do nitrogênio, promovido por bactérias aeróbias nitrificantes, e desnitrificação, que com exceção de casos em que há presença de bactérias anammox, consiste em um processo que ocorre em ambiente anaeróbio (VYMAZAL e KROPFELOVÁ, 2008).
Tem-se observado, que um dos importantes desafios para a remoção do nitrogênio em CWs é justamente a geração de condições que permitam condições aeróbias e anaeróbias ao mesmo tempo, as quais permitirão que ocorram os processos completos de transformação do nitrogênio. Vymazal e Kropfelová (2008) explica ainda que os CW-VF são eficientes na remoção de amônia,
mas são limitados quanto à desnitrificação. Já os CW-HF fornecem boas condições para a desnitrificação, mas a capacidade desses sistemas em nitrificar a amônia é muito limitada.
Neste contexto, os wetlands construídos de fluxo vertical com fundo parcialmente saturado (CW-VF PS) têm apresentado resultados interessantes, porque é capaz de promover a co-ocorrência de ambientes aeróbios e anaeróbios simultaneamente, que transcendem a dificuldade enfrentada pelos CWs construídos em um só estágio e permitem a nitrificação e a desnitrificação em uma fase apenas (SAEED e SUN, 2017). Pelissari et al. (2018), por exemplo, encontraram eficiência quase duas vezes maior na remoção de nitrogênio por CW-VF PS quando comparado com um CW-VF com fundo não saturado. Após 6 meses de operação, as bactérias oxidantes de amônia e as bactérias oxidantes do nitrito mostraram um papel importante em ambas as zonas úmidas. A disponibilidade de oxigênio e as condições limitantes de amônia promoveram mudanças na comunidade de nitrificação metabolicamente ativa dentro de "agregados de nitrificação" de biofilmes dos CWs.
Já o fósforo, encontrado de forma orgânica ou inorgânica no esgoto doméstico, tem sua remoção promovida pelos processos de adsorção, dessorção, precipitação, dissolução, absorção microbiana e vegetal, fragmentação, lixiviação, mineralização, sedimentação (acréscimo de turfa) e enterramento. Dentre esses processos, VYMAZAL (2007) explica que os mais comuns são: sorção, precipitação, absorção pelas plantas (com posterior colheita) e acúmulo de turfa/solo, mas que estes três processos são saturáveis e o acúmulo no meio filtrante ocorre apenas nos CW-SF. De modo geral os estudos sobre a remoção de fósforo em CWs ainda apresentam baixa eficiência, a menos que substratos especiais com alta capacidade de sorção sejam usados (CASTELLAR et al., 2019). Entretanto, o uso de substratos específicos para adsorção de fósforo pode ser um desafio quando se busca soluções de baixo custo e projetadas para longas vidas úteis (VYMAZAL, 2007).
Por conseguinte, constata-se que mais estudos nesta área específicas são necessários, ainda mais considerando a gama de trabalhos que relatam diferenças de eficiência dos CWs em função de condições climáticas, cargas aplicadas, macrófitas utilizadas, dentro outras tantas variáveis (SAEED e SUN, 2012; SEZERINO et al., 2015; PELISSARI et al 2019).
É a partir desta lacuna que se justifica este trabalho em especial, que tem por objetivo avaliar o comportamento inicial em um start-up de um sistema piloto de wetland construído de fluxo vertical com fundo parcialmente saturado, na remoção de nitrogênio e fósforo do esgoto doméstico pós-reator UASB da Estação de Tratamento de Esgoto Los Angeles, localizada no município de Campo Grande, responsável pelo tratamento de 90% do esgoto doméstico municipal e do lixiviado de aterro sanitário.
2 MATERIAIS E MÉTODOS
A pesquisa foi desenvolvia na Estação de Tratamento Los Angeles (ETE Los Angeles), localizadas nas coordenadas de latitude 20°39'27.27"S e longitude 54°50'52.36"O, na cidade de Campo Grande, Mato grosso do Sul. A ETE Los Angeles opera com vazão média de 1100 L s-1, sendo responsável por tratar em torno de 90% do esgoto doméstico do município, recebendo também o lixiviado produzido pelo aterro sanitário municipal que tem vazão média de 5.05 L s-1.
2.1 COMPONENTES BÁSICOS DO SISTEMA DE TRATAMENTO DA ETE LOS ANGELES O tratamento de esgoto realizado na ETE Los Angeles é composto por três etapas. A primeira etapa consiste em um tratamento preliminar, em que o efluente passa por um sistema de gradeamento para retirada de sólidos grosseiros e segue para um desarenador para retirada de partículas de areia e demais sólidos.
A segunda etapa, denominada tratamento primário, é composta por 10 reatores UASB com tempo de detenção de 8 horas e, por fim, na terceira etapa é realizado um tratamento físico-químico por meio de um floco-decantador, onde é dosado antiespumante e cloreto férrico para permitir o processo de decantação de partículas, além de inibir odores do tratamento anaeróbio. Finalmente, o efluente tratado é lançado no Rio Anhanduí que é classificado, segundo o CONAMA 357/2005 como um rio de classe IV (CONAMA, 2015). O wetland construído de fluxo vertical com fundo parcialmente saturado (CW-VF PS) recebe o efluente antes de passar pelo tratamento final da ETE, encaminhado por meio de uma caixa de distribuição localizada conforme a Figura 2.
Figura 2. Croqui do experimento na Estação de Tratamento de Esgoto Los Angeles.
2.2 COMPONENTES DO WETLAND CONSTRUÍDO DE FLUXO VERTICAL SUBSUPERFICIAL
A espécie escolhida para compor o CW foi a Canna indica, devido a sua notada capacidade de absorção de nutrientes, relatada em diversos estudos na literatura (BOSE et al., 2008; KONNERUP e BRIX, 2010; CALHEIROS et al., 2015), além de ser adaptada e relativamente abundante na região.
A figura 3 retrata a composição dos substratos do wetland construído, que receberão as aplicações de efluente. O dimensionamento foi realizado com base na taxa de aplicação de 1,2 m² hab-1 d-1 e por uma carga orgânica equivalente a 10 habitantes, o que perfaz ≈ 12,0 m² de área total.
Para o substrato, com base na profundidade da zona de raízes da Canna indica, foi adotada a profundidade de 0,85 m e quanto à forma de preenchimento do substrato foi escolhido o modelo proposto por Von Sperling e Sezerino (2018). A primeira camada (meio suporte) é composta por brita nº 0 (pedrisco) visando prevenir erosão durante a alimentação, evitar a presença de uma lâmina d’agua superficial acima do leito, possibilitar uma distribuição mais uniforme do afluente e oxigenar o efluente. A segunda camada (filtração) é composta por areia grossa, esta camada é a camada principal do leito, responsável pela maior parte do tratamento. A terceira camada (transição) é composta por brita nº 1, na qual irá propiciar uma transição granulométrica entre a camada filtrante e a camada de drenagem, impedindo que os grãos de areia da camada superior penetrem na camada inferior. O tubo de drenagem está no fundo do CW, mas há uma tubulação de saída conectada à drenagem que está com 10 cm acima do fundo do meio filtrante, proporcionando uma coluna d’água no substrato, ou seja, o fundo parcialmente saturado.
Figura 3. Componentes do CW de fluxo vertical com fundo parcialmente saturado.
Fonte: Os autores.
Tabela 1. Principais características do dimensionamento.
Índice Valor Unidade
Altura útil do leito 0.85 m
Altura de saturação 0.10 m
Comprimento 4.0 m
Largura 3.0 m
Área superficial 12.0 m²
Taxa de aplicação hidráulica 114 mm d-1
Altura do preenchimento com brita 0 (camada inicial) 0.25 m
Altura do preenchimento com areia grossa 0.40 m
Altura do preenchimento com brita 0 (camada final) 0.20 m
Fonte: Os autores.
2.3 AMOSTRAS E ANÁLISES
Conforme apresentado anteriormente pela Figura 2, as amostras foram coletadas em 2 pontos, na caixa de distribuição que precede a entrada do CW-VF PS, que nos resultados será chamado de esgoto pós UASB e na saída do CW-VF PS, que será chamado de efluente tratado. Considerando que o CW-VF PS teve sua alimentação iniciada de forma regular no dia 15/06/2019, as coletas analisadas semanalmente correspondem ao período de inicialização (start up) do sistema
e correspondem até 02/08/2019, aproximadamente 60 dias de monitoramento. A Tabela 2 apresenta as características do afluente recebido pelo CW-VF PS.
Tabela 2. Características do esgoto pós UASB.
Parâmetro (3) Concentração Unidade
Temperatura 24.67 ± 0.58 (°C)
Condutividade elétrica 159.40 ± 20.48 (μS cm-1)
Turbidez 33.03 ± 11.38 (UNT)
pH 6.98 ± 0.10 -
Oxigênio Dissolvido 0.03 ± 0.06 (mg L-1)
Demanda Química de Oxigênio 1565.05 ± 377.85 (mg L-1)
Demanda Bioquímica de Oxigênio 1016.24 ± 163.14 (mg L-1)
Nitrogênio amoniacal 2.84 ±1.45 (mg L-1)
Nitrogênio Total Kjeldahl 4.82 ± 1.68 (mg L-1)
Nitrito 1.96 ± 0.83 (mg L-1)
Nitrato 4.21 ± 3.01 (mg L-1)
Fósforo total 1.41 ± 0.25 (mg L-1)
(3) – Número de amostragens realizadas. (±) - desvio padrão.
Neste trabalho especificamente, o efluente tratado pelo CW-VF PS foi analisado a partir dos parâmetros de nitrogênio amoniacal (N-NH4+), nitrogênio total kjeldahl (NTK), nitrito, nitrato e fósforo total, todos eles de acordo com o Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (APHA, 2012). No intuito de contextualizar os resultados dentro das características climáticas regionais do período de análises realizadas, são apresentados os dados de temperatura e pluviosidade do município de Campo Grande na Figura 4.
Figura 4. Temperaturas médias e precipitações diárias.
30 30 25 25 20 20 15 15 10 10 5 5 0
01-jun-19 16-jun-19 01-jul-19
0 16-jul-19 31-jul-19 15-ago-19 Chuvas Temperatura
Fonte: Dados do INMET.
T em pe ra tura (ºC) V ol um e de pre c ipi ta çã o (m m di a -1)
Pelos dados apresentados na Figura 4, observa-se uma média pluviométrica de 0.88 mm dia- 1 ao longo dos meses de junho, julho e agosto e uma temperatura de 22.36 ºC, com variação máxima de 2.5ºC entre as médias diárias, característica de climas tropicais secos e megatérmicos com estação seca definida (Aw) segundo a classificação de Köppen (1931).
3 RESULTADOS E DISCUSSÃO
O efluente recebido pelo CW-VF PS apresentava-se de acordo com a legislação para lançamento de efluentes em corpos d’água no que tange a nutrientes, uma vez que Resolução CONAMA 430/2011 estabelece apenas limite para lançamento de nitrogênio amoniacal (N-NH4+) em 20.0 mg L-1 (CONAMA, 2011). Entretanto, há necessidade de melhorar a classe do corpo receptor ao longo dos anos, o que justifica um tratamento que apresente remoção desses nutrientes. As análises realizadas por este estudo permitiram a avaliação da eficiência do CW-VF PS da ETE Los Angeles em remover nitrogênio e fósforo. A Tabela 3 apresenta as concentrações de entrada e de saída, assim como as cargas calculadas em função da taxa de aplicação no sistema já apresentada na Tabela 1.
Observa-se que houve diminuição nas concentrações de nitrogênio amoniacal (N-NH4+) (95.2%), nitrogênio total kjeldahl (NTK) (96.79%) e fósforo (82.4%), enquanto os parâmetros nitrito e nitrato aumentaram (aumento de 97.8% e 198.4%, respectivamente).
Tabela 3. Resultados do tratamento com WC-FV PS. Parâmetro Concentração de entrada (mg L-1) Concentração de saída (mg L-1) Carga de Entrada (g m-2 d-1) Carga de Saída (g m-2 d-1) Carga Removida (g m-2 d-1) Remoção média (%) N-NH4+ 3.22 ±1.83 0.12 ± 0.04 0.37 ± 0.21 0.01 ± 0.00 0.35 ± 0.20 95.91 ± 0.01 NTK 23.78 ± 1.68 1.60 ± 1.46 2.71 ± 0.19 0.09 ± 0.07 2.73 ± 0.10 96.79 ± 0.02 Nitrito 1.96 ± 0.83 5.95 ± 0.10 0.22 ± 0.09 0.68 ± 0.01 - - Nitrato 4.42 ± 2.16 11.81 ± 1.60 0.50 ± 0.25 1.35 ± 0.18 - - N total 30.96 ± 1.87 18.32 ± 1.83 3.53 ± 0.21 2.09 ± 0.21 1.44 ± 0.18 40.83 ± 0.05 Fósforo total 1.41 ± 0.25 0.25 ± 0.05 0.16 ± 0.03 0.03 ± 0.07 0.13 ± 0.02 82.39 ± 0.02
(3) – Número de amostragens realizadas. (±) - desvio padrão.
Estes resultados corroboram os estudos em wetlands construídos de escoamento subsuperficial ao longo dos primeiros meses de funcionamento, no qual o biofilme ainda está sendo formado e os resultados são instáveis (AVELINO, 2012; SANTOS et al., 2018).
A carga de NTK (2.71 ± 0.19 g m-2 d-1) e fósforo (0.16 ± 0.03 g m-2 d-1) recebidas pelo sistema foi semelhante ou próxima à maior parte dos estudos, indicando inclusive que a quantidade
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4
4 X
recebida de lixiviado do aterro sanitário municipal não torna a carga de nitrogênio maior do que convencionalmente se aplica em CWs. Sousa et al (2004) por exemplo, aplicou na comparação de 3 CWs como pós tratamento de reator UASB, cargas de NTK entre 1.24 e 1.93 g m-2 d-1 e de fósforo variando de 0.15 a 0.22 g m-2 d-1. Embora Trein et al (2015) avaliando dois diferentes CW-VF instalados em condomínio e que receberam esgoto pós-decantodigestor de populações entre 100 e 250 pessoas, trabalharam com cargas de nitrogênio amoniacal entre 15 g(N-NH +) m-2 d-1.
A redução do nitrogênio amoniacal e o aumento na concentração de nitrito e nitrato indicam a ocorrência do processo de nitrificação. Santos et al. (2018), avaliando as 90 primeiras semanas de operação de um CW-VF PS também obteve resultados positivos de nitrificação. Com uma taxa de 6 g(N-NH +) m-2 d-1, os autores obtiveram 28.8 mg L-1 N-NO produzidos, o que indica a oxidação do nitrogênio. Outros resultados semelhantes foram obtidos por Pelissari (2017), que aplicando uma taxa de 3 g(N-NH4+) m-2 d-1 obteve remoção de 68%; e por Sezerino et al (2012), que obteve remoção de 75% em um CW-VF, embora operou com uma carga média de 10 g N-NH + m-2 d-1.
Outro aspecto a se destacar é a redução do nitrogênio total, que foi em média de 40.83%, como pode ser observado pela Figura 5.
Figura 5. Comportamento do balanço de nitrogênio na entrada e saída do WC-FV.
100% 80% 60% 40% 20% 0%
Fonte: Dados da pesquisa.
Por meio da Figura 5 é possível observar o decaimento do nitrogênio total no efluente tratado, bem como visualiza-se a redução do nitrogênio orgânico e amoniacal e o aumento de nitrito e nitrato já destacado anteriormente.
Entrada Saída
N orgânico 66,42% 4,77%
Nitrato 14,28% 38,16%
Nitrito 6,32% 19,21%
Vymazal (2017) explica que a desnitrificação característica dos CW-VF PS não costuma ser alta, mas aumenta quando há maiores concentrações de nitrato, pois este processo ocorre juntamente com a nitrificação. Dessa forma, o aumento de nitrogênio oxidado na saída do sistema combinado com a remoção média de nitrogênio total, podem estar indicando que processo de nitrificação e desnitrificação sequenciais dentro da CW-VF da ETE Los Angeles como a principal via de transformação de nitrogênio (PELISSARI et al., 2017; PELISSARI, 2017; SANTOS et al 2018).
Outra questão a se considerar, entretanto, é a fixação do nitrogênio por meio das macrófitas inseridas no sistema. Em seus estudos, Vymazal (2007) destacou que embora a absorção de nitrogênio por plantas seja maior em CWs de fluxo superficial, havia indícios de que, em regiões de clima tropical onde as mudanças entre as temperaturas são menores (mínimas), e a colheita múltipla é possível, as plantas poderiam desempenhar um importante caminho de remoção, especialmente para sistemas levemente carregados. Embora o CW-VF da ETE Los Angeles ainda esteja nas primeiras semanas de funcionamento regular, considerando o comportamento das temperaturas e pluviosidade do município, espera-se que com dados futuros da biomassa, possa ser comprovado um melhor desempenho das macrófitas de espécie Canna indica. Estudos anteriores com Canna indica indicaram que esta espécie é indiferente a fonte de nitrogênio inorgânico e que assimila nitrato na presença de amônia, fato que a torna adequada para a utilização em CWs, sendo observado alto crescimento folicular e estrutural das plantas (KONNERUP e BRIX, 2010). É evidente, entretanto, a necessidade de análises específicas no CW da ETE Los Angeles, de forma que seja investigado em mais detalhes a participação destas macrófitas na fixação de nitrogênio e análises mais detalhadas sobre seu desenvolvimento.
Quanto ao fósforo, o percentual de remoção observado (82.39 ± 0.02) está em consonância com a literatura de que a adsorção do fósforo pela camada filtrante dos CWs é normalmente alta no início de sua operação, mas decai conforme o tempo, uma vez que é reduzida a disponibilidade dos minerais presentes no leito para reações químicas de precipitação do fósforo (CIUPA, 1996; BRIX et al, 2010). Sousa et al (2004) também observaram máxima eficiência na remoção de fósforo ao longo do primeiro ano de operação (86%), decaindo nos anos seguintes.
Outra explicação possível para o alto percentual de remoção de fósforo é a apropriação de fósforo pelas macrófitas, que estão nos primeiros meses de desenvolvimento. Pelissari et al (2019), investigando a incorporação de nitrogênio e fósforo no tecido foliar da macrófita Typha domingensis Pers. durante o tratamento de efluente da bovinocultura leiteira em wetlands construídos, observou que a maior concentração de nutrientes no tecido foliar das macrófitas foi observado no início de seu desenvolvimento. Fia et al (2016) comparando os efeitos da vegetação em CW-HF com
concentração média de entrada de (161 ± 119 mg L-1) obteve percentual de remoção médio em torno de 75% para os sistemas com macrófitas.
4 CONCLUSÃO
Por meio dos resultados, conclui-se que houve remoção do nitrogênio total em 40.83%, ao mesmo tempo em que se observa a formação de óxidos de nitrogênio indicando a ocorrência de nitrificação (acima de 95%) e desnitrificação dentro do wetland construído de fluxo vertical com fundo parcialmente saturado (CW-VF PS).
Observou-se também alta remoção do fósforo (acima de 80%), corroborando com os estudos da literatura que encontraram resultados similares e satisfatórios nos primeiros meses de operação de CWs.
Os resultados indicaram que a carga de lixiviado recebida do aterro sanitário municipal não acarretou danos ao sistema por excesso de carga, esse período inicial de start-up, visto que outros CWs operam com cargas de nitrogênio e fosforo maiores que o CW-FV PS da ETE Los Angeles. Por fim, visualiza-se a necessidade de maior tempo de monitoramento do sistema, de forma a conhecer o comportamento das variáveis envolvidas e possíveis contribuições aos estudos existentes.
REFERÊNCIAS
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