A variação da concentração de matéria carbonácea em termos de DQO bruta pelo tempo nas amostras do afluente e efluente dos sistemas de WC-A, WC-AP e WC-T é demonstrada na Figura 13.
Figura 13 - Variação da concentração de matéria carbonácea em termos de DQO bruta nas amostras do afluente e efluente dos sistemas WC-A, WC-AP e WC-T com pontos máximos, mínimos, limites superiores e inferiores, 1° quartil, 3° quartil, média e mediana.
Fonte: Autoria própria (2019).
É possível observar na Figura 13 que o conjunto de dados que apresentou maior dispersão foi o WC-AP, com os valores de mediana inferiores aos da média, ou seja, variação positivamente assimétrica.
A DQO variou de 63,8 mg L-1 a 125,0 mg L-1 nas amostras do afluente, o que
permite classificar o efluente sintético como esgoto sanitário “fraco” de acordo com classificação de Metcalf & Eddy (2005) (DQO <250 mg L-1). Portanto, a
concentração de matéria orgânica em termos de DQO no afluente está de acordo com o proposto no escopo deste trabalho, onde foi simulado um esgoto sanitário previamente tratado.
A variação da DQO nas amostras do efluente foi de10,0 a 88,9 mg L-1 no WC-
A, 10,0 a 55,0 mg L-1 no WC-AP e 12,6 a 99,6 mg L-1 no WC-T, resultando em
eficiências médias de remoção de 67%, 75% e 58%, respectivamente. As maiores remoções foram alcançadas nos sistemas contendo argila expandida, WC-A e WC- AP.
Robles-Pliego et al. (2015) notaram remoção de DQO de 82% em um WC (40 L) de fluxo superficial tratando as águas do rio Sordo, no México com concentração inicial de 101,7 mg L-1, vegetado com Pistia stratiotes e sem uso de
substrato.
Pelissari et al. (2017) observaram remoção de 89% da DQO afluente de 174 mg L-1 em um WC de escoamento vertical (3144 m2 de área superficial com
capacidade de atendimento de até 2.200 pessoas) vegetado com Cyperus papyrus e preenchido com brita e areia tratando efluente sanitário.
Zhou et al. (2018) compararam o desempenho de 8 WCs sequenciais em escala de microcosmo (65 cm de altura e 20 cm de diâmetro) vegetados com Oenanthe javanica e preenchidos com brita, saturada com carvão ativado e areia como substratos no tratamento de diferentes efluentes sintéticos simulando cargas diferentes de DQO e nitrogênio total. Os autores obtiveram eficiência de remoção de 63% de DQO para o afluente com concentração de 207,01 mg L-1 em termos de
DQO, e relacionaram a degradação da matéria orgânica à ação das bactérias aeróbias.
A análise estatística (N=30) não mostrou diferença significativa entre nenhum dos sistemas avaliados: WC-A e WC-AP (p = 0,7043), WC-AP e WC-T (p = 0,1731) e WC-A e WC-T (p = 0,2408). Portanto, é possível afirmar que a remoção de DQO não foi influenciada significativamente pelo substrato, neste estudo.
Contudo, a contribuição da planta no tratamento e remoção de DQO pode ser considerada importante devido à influência que as raízes da planta têm no fornecimento e circulação de oxigênio dissolvido no meio, mesmo em ambientes com baixa concentração de oxigênio dissolvido.
Segundo Almeida et al. (2007), a remoção de matéria orgânica em sistemas de WC se deve à maior translocação de oxigênio para a rizosfera, o que estimula a quebra de compostos carbonáceos pelas bactérias aeróbias.
Similarmente a este trabalho, Prajapati et al. (2017) observaram redução média da DQO afluente de 53% (variável de 154 a 333 mg L-1) em WCs de fluxo
superficial (25 L, 40 cm de diâmetro e 30 cm de altura) plantados com Pistia stratiotes e preenchidos com brita no tratamento secundário de esgotos sanitários.
Utilizando argila expandida e tijolo como substrato, Lima et al. (2018) observaram remoção de DQO de 47% em um WC não vegetado e preenchido com argila expandida, 55% em um WC vegetado com Eichornia crassipes e preenchido
com argila expandida, 59% em um WC não vegetado e preenchido com tijolo e 73% em um WC vegetado com Eichornia crassipes e preenchido com tijolo.Os autores concluíram que a remoção de DQO não foi afetada pelos diferentes substratos(p > 0,05).
Foi constatado que o tipo de substrato não influenciou significativamente na remoção da DQO neste trabalho, porém pode ter contribuído para um ambiente mais propício para o desenvolvimento da macrófita, que por sua vez tem papel importante na remoção da matéria orgânica. Neste trabalho, os sistemas com argila expandida apresentaram maiores remoções de DQO (67% e 75% no WC-A e WC-AP, respectivamente), demonstrando que este substrato pode ter sido o que mais contribuiu para o desenvolvimento da planta.
A Pistia stratiotes pode ter exercido maior influência na remoção deste parâmetro, fornecendo um ambiente propício para a quebra da matéria carbonácea através da rizosfera, conforme observado por Almeida et al. (2007).
5.2.2 Série nitrogenada
A remoção das frações nitrogenadas nos sistemas de WC foi avaliada por meio da quantificação de nitrogênio total Kjeldahl (NTK), nitrogênio total (NT), nitrogênio amoniacal (N-NH3), nitrito (N-NO2-) e nitrato (N-NO3-).
Na Figura 14 é apresentada a variação do NTK pelo tempo nas amostras do afluente e efluente dos sistemas WC-A, WC-AP e WC-T.
Figura 14 - Variação da concentração de nitrogênio total Kjeldahl (NTK) nas amostras do afluente e efluente dos sistemas WC-A, WC-AP e WC-T com pontos máximos, mínimos, limites superiores e inferiores, 1° quartil, 3° quartil, média e mediana.
Fonte: Autoria própria (2019).
Na Figura 14 é possível observar que o conjunto de dados com maior dispersão foi o do afluente. Os sistemas WC-A, WC-AP e WC-T apresentaram distribuição negativamente assimétrica, com menor variação dos dados no WC-AP.
A concentração média de NTK foi de 49,31 mg L-1 nas amostras do afluente
está de acordo com classificação de esgoto sanitário “médio” (40 a 85 mgNTK L-1)
segundo Metcalf & Eddy (2005).
Nas amostras do efluente, a concentração média foi de 15,47 mg L-1 no WC-
A, 19,65 mg L-1 no WC-AP e 13,29 mg L-1 no WC-T. Foram encontradas remoções
de 70% no WC-T, 69% no WC-A e 60% no WC-AP.
Foi observada diferença significativa entre os sistemas WC-A e WC-AP (p = 0,0215) e entre os sistemas WC-AP e WC-T (p = 0,0002), indicando que a associação da argila expandida e o porcelanato com a Pistia stratiotes (WC-AP) contribuiu menos para a otimização dos processos envolvidos na remoção de NTK do que o tijolo (WC-T) e argila expandida (WC-A) neste estudo.
Similarmente, Lima et al. (2018) observaram diferença significativa em um WC vegetado com Eichornia crassipes (volume total de 0,06 m³) e preenchido com tijolo (p < 0,05) em comparação a sistemas semelhantes utilizando argila expandida e brita, alcançando 47% de remoção do NTK para concentração de 69 mg L-1 no
afluente.
Segundo Stottmeister et al. (2003), a principal via de remoção de nitrogênio é através dos microrganismos presentes, e não pelas plantas. Este processo microbiológico envolve principalmente a nitrificação e a desnitrificação (VYMAZAL, 2007).
Outras formas alternativas de remoção de nitrogênio têm sido reportadas na literatura, como o processo CANON, que requer menos oxigênio e não necessita de fonte de carbono (TAO et al., 2011; HU et al., 2014). Além disso, a remoção pode ocorrer através de assimilação no biofilme, absorção pela planta, adsorção no substrato e volatilização da amônia (SAEED & SUN, 2012).
Alguns autores relacionam a remoção do NTK à concentração de oxigênio dissolvido, como Chang et al. (2012) que indicaram 1,5 mg L-1 de OD como valor
limitante no processo de oxidação da amônia (processo envolvido na nitrificação). Estes autores obtiveram remoções de 15% em WC vertical descendente vegetado com Typha orientalis e Arundo donax var. versicolor e 12,8% em WC ascendente vegetado com C. indica e Pontederia cordata tratando um esgoto sanitário sintético, em fluxo contínuo (carga hidráulica de 250 mm d-1 e tempo de retenção de 1,2 d)
com concentração de oxigênio dissolvido no afluente de 1,29 mg L-1.
Robles-Pliego et al. (2015) obtiveram eficiência de remoção média de NTK de 87%, para concentração inicial de 11,4 mg L-1 em um WC de fluxo livre com Pistia
stratiotes no tratamento das águas de um corpo hídrico receptor de esgotos sanitários.
Na Figura 15 é apresentada a variação do NT (mg L-1) pelo tempo nas
Figura 15 - Variação da concentração de nitrogênio total (NT) nas amostras do afluente e efluente dos sistemas WC-A, WC-AP e WC-T com pontos máximos, mínimos, limites superiores e inferiores, 1° quartil, 3° quartil, média e mediana.
Fonte: Autoria própria (2019).
A remoção de NT resultou em 66% no WC-A, 56% no WC-AP e 68% no WC- T para a concentração inicial de 55,60 mg L-1. Foi observada diferença significativa
entre os sistemas WC-A e WC-AP (p = 0,0082) e entre os sistemas WC-AP e WC-T (p = 0,0005), indicando que a argila expandida em conjunto com o porcelanato (WC- AP) foi menos eficiente na remoção de NT do que apenas a argila expandida (WC- A) e o tijolo (WC-T), similarmente ao que foi encontrado para a remoção de NTK. Não houve diferença significativa entre WC-A e WC-T (p = 0,3611).
Resultados similares foram alcançados por Pelissari et al. (2017), que obtiveram remoção de 58% de NT de esgoto sanitário secundário com concentração inicial de 50 mg L-1 em um sistema de WC subsuperficial vertical (área superficial de
3144 m² e profundidade de 70 cm),vegetado com Cyperus papyrus e preenchido com brita e areia como substrato.
Li et al. (2017) observaram eficiência de remoção de NT de 91,5% (com concentração inicial de 9,63 mg L-1) em um WC vegetado com P. australis e 89,9%
Santos et al. (2017) verificaram remoção média de 45% de NT em um WC subsuperficial vertical (área superficial de 7,5 m² e profundidade de 75 cm) alimentado com esgoto sanitário tratado com concentração inicial de 80,4 mg L-1,
vegetado com Typha domingensis e preenchido com areia como substrato. A remoção de NT foi relacionada aos processos de nitrificação e desnitrificação.
Zhou et al. (2018) compararam o desempenho de 8 WCs sequenciais em escala de microcosmo (65 cm de altura e 20 cm de diâmetro) vegetados com Oenanthe javanica e preenchidos com brita (saturada com carvão ativado) e areia como substratos no tratamento de efluente sintético com diferentes concentrações de nitrogênio total. Os autores obtiveram remoção de 27% de NT com concentração de 86,15 mg L-1 no afluente.
A variação das concentrações de nitrogênio amoniacal (N-NH3) pelo tempo
nas amostras do afluente e efluente dos sistemas WC-A, WC-AP e WC-T é apresentada na Figura 16.
Figura 16 - Variação da concentração de nitrogênio amoniacal (N-NH3) nas amostras
do afluente e efluente dos sistemas WC-A, WC-AP e WC-T com pontos máximos, mínimos, limites superiores e inferiores, 1° quartil, 3° quartil, média e mediana.
Na Figura 16 é possível observar maior dispersão dos dados nas amostras do afluente do que nos demais conjuntos de dados das amostras do efluente. Os sistemas WC-A e WC-T apresentaram distribuição relativamente simétrica, com os valores da mediana similares aos da média para cada conjunto de dados. O WC-AP apresentou distribuição positivamente assimétrica e o afluente apresentou distribuição negativamente assimétrica.
A concentração de nitrogênio amoniacal variou de 13,3 a 53,23 mg L-1 nas
amostras do afluente e nas amostras do efluente de 3,3 a 18,9 mg L-1 no WC-A, 8,5
a 20,2 mg L-1 no WC-AP e 3,37 a 14,38 mg L-1 no WC-T. Foram encontradas
remoções de 70% no WC-T, 61% no WC-A e 50% no WC-AP.
Não foram encontradas diferenças significativas entre os sistemas WC-A e WC-AP (p = 0,2265) e entre WC-A e WC-T (p = 0,3258), mas foi encontrada diferença significativa entre os sistemas WC-AP e WC-T (p = 0,0191).
Nesse sentido, pode-se afirmar que o tijolo (WC-T) foi mais eficiente na remoção de nitrogênio amoniacal do que a argila expandida em conjunto com o porcelanato (WC-AP), quando aplicados em WC em escala de microcosmo vegetado com a Pistia stratiotes.
Resultado similar ao WC-T foi observado por Saeed et al. (2018) no tratamento de esgoto industrial em um WC subsuperficial horizontal (0,90 x 0,30 x 0,92 m e área superficial de 0,27 m², 46% de porosidade), preenchido com tijolos reciclados e vegetado com Canna indica. Os autores observaram redução de 68% de N-NH3 para concentração inicial de 4,6 mg L-1. Os autores
atribuíram a eficiência à maior área superficial do sistema horizontal comparado ao vertical que acarreta no aumento do tempo de detenção e facilita a ocorrência simultânea de amonificação e nitrificação como principais processos na remoção de nitrogênio.
Prajapati et al. (2017) observaram remoção de nitrogênio amoniacal de 70% no tratamento secundário de esgotos sanitários com concentração inicial entre 27 e 47 mg L-1 no afluente em um WC de fluxo superficial com brita (25 L, 40 cm de
diâmetro e 30 cm de altura) vegetado com Pistia stratiotes.
Santos et al. (2017) obtiveram eficiência de remoção de 66% de N-NH3 em
um WC de fluxo subsuperficial vertical (7,5 m2 de área superficial, 75 cm de
Typha dominguensis tratando esgoto sanitário com concentração inicial de 76,5 mg L -1.
A remoção do nitrogênio amoniacal em WC pode ocorrer através do processo de amonificação ou através da absorção pela planta. Segundo Vymazal (2007), as formas de nitrogênio mais facilmente assimiláveis pelas plantas aquáticas são amônia (N-NH3) e nitrato (NO3-).
A amônia é uma forma de nitrogênio que é facilmente transportada pelos sistemas metabólicos localizados nas membranas plasmáticas das macrófitas (BISHOP & EIGHMY, 1989), o que torna possível aproximar este contaminante das comunidades bacterianas presentes na macrófita.
Wang et al. (2008) e Robles-Pliego et al. (2015) verificaram consumo mais rápido da amônia em comparação ao nitrato pela P. stratiotes. Neste estudo o mesmo foi verificado, visto que as eficiências de remoção de amônia foram maiores que as eficiências de nitrato no mesmo tempo de retenção.
Di Luca et al. (2014) verificaram remoção de 98% de nitrogênio amoniacal com concentração de 10 mg L-1 em um WC de superfície livre com Pistia stratiotes
tratando água de uma lagoa. Os autores relacionaram a remoção da amônia à absorção pela planta.
Zhang et al. (2012) reportaram remoções de 46% de N-NH3 (com
concentração inicial de 24 mg L-1) em um WC vegetado com Typha angustifolia, e
concentração de OD no sistema de 4,5 mg L-1. Os autores indicaram que a remoção
de amônia ocorreu principalmente devido ao processo de amonificação.
A máxima concentração de OD obtida nas amostras do efluente dos sistemas foi de 1,31 mg L-1 no WC-T, ou seja, inferior à concentração média no afluente de
4,71 mg L-1. Assim, pode-se observar o consumo de oxigênio nos sistemas,o que
pode ser considerado indicador da oxidação da amônia segundo Kadlec & Wallace (2008).
Apesar da baixa concentração de OD nos efluentes de cada WC, estes possuem em seu meio zonas aeróbias e anaeróbias que suportam a remoção de nitrogênio mesmo em ambientes desfavoráveis (SUN & AUSTIN, 2007; SAEED et al., 2012).
Além disso, a maior remoção observada no WC-T (70%) comparado ao WC- AP (50%) pode ser devido à maior porosidade do tijolo quando comparado ao porcelanato e à argila expandida. Segundo Saeed & Sun (2011) e Lu et al. (2016), a
maior porosidade aumenta o tempo de detenção no sistema e a difusão do oxigênio no meio suporte.
A variação das concentrações de nitrito pelo tempo nas amostras do afluente e efluente dos sistemas WC-A, WC-AP e WC-T é apresentada na Figura 17.
Figura 17 - Variação da concentração de nitrito nas amostras do afluente e efluente dos sistemas WC-A, WC-AP e WC-T com pontos máximos, mínimos, limites superiores e inferiores, 1° quartil, 3° quartil, média e mediana.
Fonte: Autoria própria (2019).
Em relação ao nitrito, foi observado aumento da concentração nas amostras do efluente dos sistemas em relação às amostras do afluente com concentração variável de 0,007 mg L-1 a 0,04 mg L-1. Nas amostras do efluente, as concentrações
variaram de 0,01 a 0,108 mg L-1 no WC-A, 0,004 a0,027 mg L-1 no WC-AP e de 0,01
a 0,05 mg L-1 no WC-T.
Não foram encontradas diferenças significativas entre os sistemas WC-A e WC-AP (p = 0,2712) e entre os sistemas WC-A e WC-T (p = 0,6946), mas foi
encontrada diferença significativa entre WC-AP e WC-T (p = 0,0343), indicando que o WC-T acumulou mais nitrito do que o WC-AP.
O acúmulo de nitrito é comum quando há pouco oxigênio dissolvido no meio. Segundo Almeida (2007), a baixa disponibilidade de OD exerce maior efeito inibitório sobre as bactérias oxidadoras de nitrito do que nas oxidadoras de amônia, podendo resultar em acúmulo de nitrito no sistema, como observado neste trabalho.
Além disso, concentrações de nitrogênio amoniacal acima de 20 mg L-1
podem inibir a atividade de microrganismos oxidadores de nitrito (ALMEIDA, 2007), portanto nestes casos é comum que a concentração de nitrito permaneça ou aumente, como foi observado neste estudo.
A variação das concentrações de nitrato pelo tempo nas amostras do afluente e efluente dos sistemas WC-A, WC-AP e WC-T é apresentada na Figura 18.
Figura 18 - Variação da concentração de nitrato nas amostras do afluente e efluente dos sistemas WC-A, WC-AP e WC-T com pontos máximos, mínimos, limites superiores e inferiores, 1° quartil, 3° quartil, média e mediana.
A concentração de nitrato variou de 4,39 a 7,91 mg L-1 nas amostras do
afluente e nas amostras do efluente de 0,78 a 4,98 mg L-1 no WC-A, 2,76 a
6,89 mg L-1 no WC-AP e de 2,71 a 7,08 mg L-1 no WC-T. As remoções de nitrato
foram de 51% no WC-A, 20% no WC-AP e 26% no WC-T.
Foram encontradas diferenças significativas entre os sistemas WC-A e WC- AP (p = 0,0211) na remoção deste parâmetro, indicando que apenas a argila expandida como substrato foi mais eficiente na remoção de nitrato do que a argila expandida em conjunto com o porcelanato. Os demais sistemas não apresentaram diferença significativa entre si, sendo p = 0,2263 entre WC-AP e WC-T e p = 0,5452 entre WC-A e WC-T.
Tournebize et al. (2015) obtiveram remoção média de nitrato de 50% (com concentração inicial variando de 7,3 a 32,7 mg L-1) em um sistema WC de fluxo
superficial (área superficial de 4165 m²) vegetado com Agrostis stolonifera, Nasturtium officinale, Veronica beccabunga e Lysimachia nummularia.
Neste estudo, não foi observada produção de nitrato nos sistemas. Isto pode significar que os sistemas não operaram com tempo de detenção suficiente para que as bactérias responsáveis pela nitrificação entrassem em contato adequadamente com o meio (KANTAWANICHKUL et al., 2009). A absorção pela planta pode ter contribuído na remoção de nitrato neste estudo.
A principal via de eliminação do nitrato é a desnitrificação, processo microbiológico anaeróbio que depende da disponibilidade de carbono (TANNER et al., 2005; TOURNEBIZE et al., 2017). Neste processo o nitrato é transformado nos gases N2O e N2, dependendo das condições de escoamento e de construção dos
WC (MCPHILLIPS & WALTER, 2015).
Porém, a desnitrificação necessita de um doador de elétrons, geralmente uma fonte de carbono. Neste estudo, o afluente utilizado apresentou baixa concentração de matéria orgânica em termos de DQO, o que pode ter inviabilizado este processo.
Para Lin et al. (2002), as principais rotas de remoção de nitrato são a absorção pela planta e a desnitrificação. Neste estudo, a absorção pela planta pode ter sido fundamental para a remoção de nitrato do afluente.
Na Figura 19 é apresentada a variação do PT pelo tempo nas amostras do afluente e efluente dos sistemas de WC-A, WC-AP e WC-T.
Figura 19 - Variação da concentração de fósforo nas amostras do afluente e efluente dos sistemas WC-A, WC-AP e WC-T com pontos máximos, mínimos, limites superiores e inferiores, 1° quartil, 3° quartil, média e mediana.
Fonte: Autoria própria (2019).
Na Figura 19 é possível observar que os conjuntos de dados de todas as amostras apresentaram amplitudes similares. Os conjuntos WC-AP e WC-T apresentaram assimetria negativa, enquanto que o afluente e o WC-A apresentaram variação positivamente assimétrica.
A concentração média de fósforo nas amostras do afluente foi de 9,8 mg L-1,
ou seja, está de acordo com a faixa de concentração de 3 a 9 mg L-1 em esgotos
sanitários, segundo Von Sperling (1996). O esgoto sintético utilizado neste trabalho pode ser classificado como “médio”, ou seja, entre 7 mg L-1 e 15 mg L-1, de acordo
Nas amostras do efluente a concentração de fósforo variou de 3,6 a 10,6 mg L-1 no WC-A, 2,38 a 8,47 mg L-1 no WC-AP e 2,05 e 11,83 mg L-1 no WC-T,
resultando em eficiências de remoção de 35%, 41% e 46%, respectivamente, nestes sistemas (Tabela 8).
Resultado similar foi alcançado por Ozengin et al. (2016a), que observaram remoções de 40% (vegetado com Pharagmites australis) e 38% (não vegetado) de fósforo em WC subsuperficiais (dimensões de 0,2 x 2,45 x 0,45 m), preenchidos com argila expandida, tratando efluente sintético com tempo de detenção de 3 dias. Os autores relacionaram a remoção de fósforo do efluente à sua adsorção na argila expandida.
Huang et al. (2017) obtiveram redução de 95% do fósforo de efluente de suinocultura previamente tratado em um tanque anaeróbio, com redução da concentração inicial de 36,64 mg L-1 para 1,68 mg L-1, em um sistema de WC de
fluxo vertical (20 cm de diâmetro e 80 cm de altura), preenchido com brita e conchas de ostras e vegetado com Pharagmites australis. A alta remoção de fósforo foi relacionada à grande capacidade de adsorção deste nutriente das conchas de ostras, como já mencionado por Wang et al. (2013).
Neste trabalho, a avaliação da influência do tipo de substrato em conjunto com a Pistia stratiotes na remoção de fósforo não demonstrou diferenças significativas entre os sistemas: sistemas WC-A e WC-AP (p = 0,8206), WC-AP e WC-T (p = 0,1988) e WC-A e WC-T (p = 0,2899). Como não foram avaliados sistemas sem a presença da planta, não é possível afirmar qual foi o mecanismo majoritário de remoção do fósforo.
Contudo, sabe-se que o fósforo interage fortemente com o solo e a biota dos WC, sob influência dos processos hidrológicos e bióticos, e pode ficar armazenado por curto ou longo prazo de maneira sustentável no sistema (KADLEC, 2005; OZENGIN et al., 2016a). Os processos que podem envolver a remoção de fósforo nos WC são: acumulação no tecido vegetal e no solo, adsorção e dessorção, precipitação e dissolução, absorção pela planta e pelos microrganismos, fragmentação e lixiviação e mineralização (VYMAZAL, 2007).
Apesar da possibilidade de absorção pela planta, a absorção de fósforo é menos recorrente. Ao contrário do nitrogênio que é facilmente transportado pelo sistema metabólico das plantas, o fósforo é imobilizado pelas proteínas das membranas celulares (BISHOP & EIGHTMY, 1989; BONILLA, 2008).