Dissertação Tamara Bianca Horn - Unisc

PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM TECNOLOGIA AMBIENTAL –
MESTRADO
ÁREA DE CONCENTRAÇÃO EM GESTÃO E TECNOLOGIA AMBIENTAL
Tamara Bianca Horn
INTEGRAÇÃO DE SISTEMAS WETLANDS CONSTRUÍDOS +
FOTOOZONIZAÇÃO CATALÍTICA NO TRATAMENTO DE EFLUENTES DE
CAMPUS UNIVERSITÁRIO
Santa Cruz do Sul, março de 2011.

2
Tamara Bianca Horn
INTEGRAÇÃO DE SISTEMAS WETLANDS CONSTRUÍDOS +
FOTOOZONIZAÇÃO CATALÍTICA NO TRATAMENTO DE EFLUENTES DE
CAMPUS UNIVERSITÁRIO
Dissertação apresentada ao Programa de Pós-
Graduação em Tecnologia Ambiental – Mestrado,
Área de Concentração em Gestão e Tecnologia
Ambiental, Universidade de Santa Cruz do Sul –
UNISC, como requisito parcial para obtenção do
título de Mestre em Tecnologia Ambiental.
Orientador: Prof. Dr. Ênio Leandro Machado
Coorientadora: Profª. Drª. Lourdes Teresinha Kist
Santa Cruz do Sul, março de 2011.

3
Tamara Bianca Horn
INTEGRAÇÃO DE SISTEMAS WETLANDS CONSTRUÍDOS +
FOTOOZONIZAÇÃO CATALÍTICA NO TRATAMENTO DE EFLUENTES DE
CAMPUS UNIVERSITÁRIO
Esta Dissertação foi submetida ao Programa de
Pós-Graduação em Tecnologia Ambiental –
Mestrado, Área de Concentração Gestão e
Tecnologia Ambiental, Universidade de Santa
Cruz do Sul – UNISC, como requisito parcial
para obtenção do título de Mestre em Tecnologia
Ambiental.
Dr. Marcos von Sperling
Universidade Federal de Minas Gerais – UFMG
Dr. Odorico Konrad
Centro Universitário Univates - UNIVATES
Dr. Eduardo Aléxis Lobo Alcayaga
Universidade de Santa Cruz do Sul - UNISC
Drª. Ênio Leandro Machado
Universidade de Santa Cruz do Sul - UNISC
Orientadora

4
“Purificando a água (ou o efluente), o aguapé
(ou a macrófita aquática) contribui para sua
reoxigenação. Ele faz gratuitamente este trabalho. É
apenas lógico que alguns o considerem subversivo.
Quem sabe, a atual crise nos faça repensar muita
coisa. Por que não trabalhar com a Natureza, em vez
de combatê-la sempre?”
Adaptado de José Lutzenberger – Em Defesa do Aguapé
Porto Alegre, 1985.

5
AGRADECIMENTOS
A minha exemplar família (Pai Darci, Mãe Lili, Tiago e Angel, Tiça e Dido, Qiao Qiao,
Bento e meu amado Will) que sempre me deram força para estudar e colaboraram ao máximo
para a conclusão do Mestrado. Obrigada, por todo apoio, carinho, dentre muitas outras ações
em meu favor. Minha eterna gratidão!
Ao meu orientador, Ênio Leandro Machado, pela paciência e ensinamentos que
ampliaram meus caminhos e horizontes. Teu alto astral é cativante!
A minha coorientadora, Lourdes Kist, por todo apoio e colaboração. Sempre disponível
para transmitir seus ensinamentos com muita atenção e carinho.
Aos Professores do Programa de Pós Graduação em Tecnologia Ambiental pelos
ensinamentos transmitidos e principalmente a amizade conquistada, estendo os
agradecimentos as funcionárias do MTA.
Aos meus queridos companheiros do LATTAE, Filipe (B chefe), Rômulo (B1),
Alexandre (B2) e Bárbara (B3) por toda a paciência, coleguismo e acima de tudo a amizade
de vocês que carregarei comigo.
Um carinho muito especial ao Leonardo Benvegnú pela parceria na fase inicial e ao
atencioso Tiago Wermuth na fase final do meu projeto.
A todos os bolsistas e funcionários do Laboratório de Engenharia Ambiental em
especial a Daniela Mueller, Daniel Ferrari, Marcelo Kronbauer, Felipe Martini e Liliana
Cargnelutti. Também minha gratidão ao pessoal do Laboratório de Ensino de Química.
As minhas amigas do Laboratório de Ecotoxicologia, Geani Mohr e Camila Athanásio,
que foram parceiras nota 10!
Aos meus companheiros de ETE Daniel Stöelben e Rogério Schmidt. Obrigada pelo
esforço, dedicação e pela amizade que conquistamos.
Aos meus veteranos, Carlos Alexandre Lutterbeck, Joyce Gonçalves, Maria Fernanda
Preussler Greco e Daniele Damasceno Silveira que foram essenciais para minha ambientação
à UNISC, e principalmente a Dani, minha companheira de Wetlands!
A CAPES pela concessão da bolsa integral que me permitiu concretizar o sonho de
cursar o Mestrado.
Agradeço a todos pelo incentivo, apoio e participação ao longo desta caminhada,
somente com a ajuda de vocês foi possível a concretização deste projeto.

6
RESUMO
As pesquisas aqui apresentadas envolveram a concepção, montagem e operação de sistema
integrado com Wetlands Construídos (WC’s) e Fotoozonização Catalítica (UV/TiO 2 /O 3 )
através de Fotoozonizador Catalítico Tipo Cone (FTC) para o tratamento de efluentes de
campus universitário. A proposta de integração WC’s + FTC envolveu alagados construídos
em caixas de polietileno de alta densidade (PEAD) de 90 L de volume útil com sistema
suporte composto por pedra britada nº 1 e 4 e areia média/grossa. Três das quatro
configurações foram vegetadas com Hymenachne grumosa em uma configuração de
sequência de três estágios de fluxo subsuperficial, sendo uma das configurações com fluxo
misto. Os WC’s foram feitos com as seguintes características: W1- sistema vegetado; W2-
sistema vegetado com estufa; W3 – sistema vegetado com intermediário de macrófita
submersa Myriophyllum aquaticum em fluxo superficial e W4 – sistema com suporte sem
vegetação. Os WC’s foram operados em fluxo contínuo com Tempo de Detenção Hidráulica
(TDH) de 1,87 dias (Fase I) e de forma intermitente com TDH de sete dias (Fase II). O reator
FTC, concebido previamente, foi operado em fluxo intermitente para tratamento da melhor
condição dos WC’s (Fase III) visando melhorias de polimento para os efluentes que
permitissem condições de sua reutilização. O FTC foi composto por sistema emerso de
irradiação com suporte cônico de acrílico suportado com TiO 2 P25 da Degussa. A radiação
UV-C aplicada foi gerada a partir de célula fotovoltaica de 1kVh e a recirculação do efluente
com sistema de transferência gás-líquido Pitot-Venturi. Taxas de produção de ozônio por
fotogeração de 160 mg h -1 foram aplicadas em até quatro horas de tratamento. Os parâmetros
gerais e específicos para qualificação do efluente final do sistema integrado revelaram que a
configuração W2 batelada + FTC reduziu DQO e DBO 5 na média em 62 e 88%,
respectivamente. As reduções de NTK, N-NH 3 e Ptotal na média foram 27,4; 27,1 e 63,3%,
respectivamente. Um dos entraves operacionais para aplicação do FTC foi a saturação da
rampa tipo cone observada após quatro horas de operação. Em termos de detoxificação aguda,
os afluentes brutos de moderadamente tóxico evoluem para efluentes tratados pouco tóxicos
na etapa de fitorremediação (Fase I). A detoxificação crônica nesta fase foi ineficiente
mantendo os efluentes em altamente tóxicos (W1, W2 e W3) e extremamente tóxico (W4). Já
na etapa de UV/TiO 2 /O 3 (Fases II e III) a detoxificação foi ineficiente, aumentando a
toxicidade do efluente em termos agudos e mantendo o efluente em extremamente tóxico em
termos crônicos. Quanto à desinfecção, a efetividade é atribuída especialmente para a

7
UV/TiO 2 /O 3 reduzindo a carga microbiana (UFC/100mL) de 1,4 . 10 5 para abaixo do limite
de determinação. A condição de reutilização dos efluentes tratados está próximo do
enquadramento de Classe 1 da NBR 13969/1997 especialmente quanto à carga microbiana.
Ajustes para a redução da turbidez envolverão a melhor separação de fases do material
particulado de TiO 2 desprendido da rampa, assim como ajuste do pH para valores entre 6 e 8
com pós-ozonização do processo FTC, o qual é gerado no reator fotoquímico aplicado.
Futuras investigações para detoxificação deverão atribuir aplicações analíticas que
caracterizem os motivos da toxicidade crônica no sentido de definir métodos potenciais de
tratamento para compor sistemas híbridos com os WC’s.
Palavras-Chave: Wetlands Construídos; Fotoozonização Catalítica; detoxificação; efluentes
domésticos; efluentes de campus universitário.

8
ABSTRACT
The presented research involves the design, assembling and operation of an integrated system
with constructed wetlands (WC’s) and Catalytic Photoozonization (UV/TiO 2 /O 3 ) including
Cone Type Reactor (FTC) for the treatment of university sewage. The integration WC’s +
FTC involved constructed wetlands with 90 L useful volume supported with a system
composed of gravel stones classified as number 1 and 4 and medium/thick sand. Three out of
four configurations were vegetated with Hymenachne grumosa in three stages of
subsuperficial flow sequence, and one of them was with hybrid flow. The WC's were
designed with the following characteristics: W1-vegetated system; W2-vegetated system with
greenhouse; W3 - intermediary system vegetated with submerged macrophyte Myriophyllum
aquaticum in superficial flow and W4 – substratum system (without vegetation). The WC's
were operated in continuous flow with Hydraulic Retention Time (HRT) of 1.8 days (Phase I)
and intermittently with HRT of seven days (Phase II). The FTC reactor, previously
designed/built, was applied after W2 (Phase III) to improve quality of treated wastewater with
the objective of reutilization. The FTC was consisted of emerged irradiation system and a
conical acrylic ramp supported with TiO 2 P25 Degussa. The UV-C radiation applied to the
system was generated by photovoltaic cell energy of 1 kVh and recirculation system with gasliquid
transfer Pitot-Venturi. The rate of ozone photoproduction was 160 mg h -1 and applied
within four hours of treatment. The general and specific standards for water quality
characterization of the final effluent on the integrated system revealed that the batch
configuration W2 + FTC reduced COD and BOD 5 on average of 62 and 88%, respectively.
The reductions of TKN, NH 3 -N and Total Phosphorous on average of 27.4, 27.1 and 63.3%,
respectively. One of the disadvantages to implement the FTC was the saturation of the ramp
observed after four hours of operation. In terms of acute detoxification, the affluent from
moderately toxic decreased to slightly toxic effluents treated in the phytoremediation (Phase
I). Chronic detoxification at this stage was ineffective, maintaining it in highly toxic (W1, W2
and W3) and extremely toxic effluents (W4). In the UV/TiO 2 /O 3 (Phases II and III), the
detoxification was inefficient, increasing the acute toxicity of the effluent and maintaining the
effluent at extremely toxic in chronic toxicity. Referring to the disinfection efficacy, it is
particularly attributed to UV/TiO 2 /O 3, greatly reducing the microbian load values
(CFU/100mL) from 1.4.10 5 to below the limit of determination. The condition for reuse of
treated effluent almost reach the standard of Class 1 according to NBR 13969/1997,

9
specifically regarding the microbial load. Further adjustments to reduce turbidity should
include phase separation of the particulate TiO 2 detached from the ramp, as well as
adjustment of the pH between 6 and 8. It would be possible with post-ozonation process in the
FTC reactor without TiO 2 application. Future investigations for detoxification should give
analytical applications that characterize the reasons for chronic toxicity to define potential
methods of treatment to compose hybrid systems with WC's.
Keywords: Constructed Wetlands; Catalytic Photoozonization; detoxification; domestic
sewage; university sewage.

10
LISTA DE FIGURAS
Figura 1. Tipos de Wetlands....................................................................................................30
Figura 2. Representação esquemática de um filtro plantado com macrófitas .........................32
Figura 3. Exemplares de macrófitas aquáticas utilizadas no tratamento de águas residuárias
em diferentes países..................................................................................................................35
Figura 4. Representação do biofilme associado ao sistema radicular .....................................38
Figura 5. Mecanismo simplificado para a fotoativação de um semicondutor.........................57
Figura 6. Esquema geral com a descrição de cada etapa de tratamento da ETE UNISC e
localização do experimento com wetlands construídos............................................................61
Figura 7. Análises microbiológicas .........................................................................................63
Figura 8. Interpretação dos resultados microbiológicos..........................................................64
Figura 9. Procedimentos no Laboratório de Ecotoxicidade da UNISC..................................65
Figura 10. Esquema do teste de toxicidade aguda...................................................................66
Figura 11. Realização do teste de toxicidade crônica com Ceriodaphnia dubia no Laboratório
de Ecotoxicologia da UNISC. ..................................................................................................68
Figura 12. Plantas utilizadas na pesquisa. ...............................................................................70
Figura 13. Configurações das unidades experimentais de tratamento por WC’s....................73
Figura 14. Detalhe do controlador de vazão homogênea para as os sistemas experimentais de
WC’s.........................................................................................................................................74
Figura 15. Cano de PVC e mangueira flexível utilizados para a manutenção da altura do
fluxo..........................................................................................................................................75
Figura 16. Vista interior das caixas preenchidas com substrato de brita e areia mostrando a
dimensão das caixas e de cada camada de substrato. ...............................................................76
Figura 17. Curva granulométrica da areia utilizada nos wetlands construídos .......................76
Figura 18. Detalhe interno dos defletores tipo “chicana” da caixa intermediária da
configuração W3.......................................................................................................................77
Figura 19. Fotoozonizador Catalítico Tipo Cone....................................................................78
Figura 20. Detalhes do Fotoozonizador Catalítico Tipo Cone................................................79
Figura 21. FTC ........................................................................................................................80
Figura 22. Detalhe da inserção da ponta do equipo através de isolamento com rolha de cortiça
nas caixas dos sistema WC’s....................................................................................................81
Figura 23. Construção dos sistemas WC’s e plantio das mudas. ............................................82

11
Figura 24. Pontos de coleta do afluente e efluente dos WC’s.................................................84
Figura 25. Adaptações feitas no sistema de abastecimento dos WC’s....................................91
Figura 26. Problemas ocorridos na partida dos WC’s.............................................................92
Figura 27. Altura média de Hymenachne grumosa durante a fase I (Caixa 1: caixa inicial;
Caixa 2: caixa intermediária e Caixa 3: caixa final).................................................................93
Figura 28. Desenvolvimento de Hymenachne grumosa ao longo do experimento.................94
Figura 29. Desenvolvimento de Hymenachne grumosa após a poda......................................95
Figura 30. Produtividade de biomassa de Hymenachne grumosa na fase I ............................96
Figura 31. Comprimento médio de raiz atingida por Hymenachne grumosa em cada uma das
caixas dos sistemas ...................................................................................................................97
Figura 32. Produtividade de biomassa de Myriophyllum aquaticum na fase I........................98
Figura 33. Produtividade de biomassa de Myriophyllum aquaticum na fase II ......................99
Figura 34. Concentrações efluentes de DQO nos WC’s durante a fase I..............................101
Figura 35. Concentrações efluentes de DBO 5 nos WC’s durante a fase I.............................103
Figura 36. Concentrações efluentes de NTK nos WC’s durante a fase I ..............................105
Figura 37. Concentrações efluentes de N-NH 3 nos WC’s durante a fase I ...........................106
Figura 38. Concentrações efluentes de Ptotal nos WC’s durante a fase I .............................108
Figura 39. Resultados da toxicidade aguda para o afluente e efluente dos WC’s durante a fase
I...............................................................................................................................................110
Figura 40. Resultados da toxicidade crônica para o afluente e efluente dos WC’s durante a
fase I .......................................................................................................................................110
Figura 41. Comparativo de eficiência de W2 em fluxo contínuo (fase I) e intermitente (fase
II) ............................................................................................................................................114
Figura 42. Comportamento de DQO durante a fases II e III ................................................116
Figura 43. Comportamento de DBO 5 durante as fases II e III ..............................................117
Figura 44. Comportamento do NTK durante as fases II e III................................................118
Figura 45. Comportamento do NH 3 durante as fases II e III ................................................118
Figura 46. Comportamento do NO - 3 durante as fases II e III................................................119
Figura 47. Comportamento do Ptotal durante as fases II e III ..............................................119
Figura 48. Comportamento de redução de coliformes totais durante as fases II e III...........121
Figura 49. Comportamento de Escherichia coli durante as fases II e III..............................121
Figura 50. Resultados da toxicidade aguda para o afluente e efluente do W2 e após aplicação
de fotoozonização catalíca nas fases II e III...........................................................................123

12
Figura 51. Resultados de toxicidade crônica para o afluente e efluente do W2 e após
aplicação de fotoozonização catalítica nas fases II e III.........................................................123
LISTA DE TABELAS
Tabela 1. Geração média de esgotos domésticos nos setores de serviços...............................23
Tabela 2. Valores estabelecidos pela Resolução CONSEMA/RS 128/2006 para o descarte de
efluentes domésticos.................................................................................................................24
Tabela 3. Concentração de fósforo total e coliformes termotolerantes para o descarte de
efluentes de acordo com a Resolução CONSEMA/RS 128/2006............................................25
Tabela 4. Classes de água de reuso da NBR 13.969/1997 e padrões de qualidade.................27
Tabela 5. Vantagens e limitações da fitorremediação .............................................................29
Tabela 6. Principais componentes dos WC’s ..........................................................................32
Tabela 7. Principais mecanismos atuantes na remoção de poluentes em WC’s......................41
Tabela 8. Métodos analíticos para caracterização do efluente bruto e efluentes tratados nos
sistemas WC’s ..........................................................................................................................62
Tabela 9. Escala de toxicidade relativa para CE(I) 50 48h (%) com Dapnhia magna ..............67
Tabela 10. Métodos aplicados nas determinações analíticas do tecido vegetal de Hymenachne
grumosa ....................................................................................................................................71
Tabela 11. Características operacionais para as unidades de WC’s durante regime de fluxo
contínuo ....................................................................................................................................83
Tabela 12. Frequência de amostragens dos parâmetros físico-químicos e biológicos durante o
período de regime em fluxo contínuo.......................................................................................84
Tabela 13. Frequência de amostragens dos parâmetros analíticos durante a Fase III .............86
Tabela 14. Concentração média e desvio padrão dos parâmetros de qualidade do afluente ...89
Tabela 15. Composição química da biomassa foliar de Hymenachne grumosa no W1 e W2 96
Tabela 16. Vazão efluente média em uma hora nos WC’s....................................................100
Tabela 17. Comparativo de eficiência de remoção de DQO em termos de concentração e de
carga removida .......................................................................................................................103
Tabela 18. Comparativo de eficiência de remoção de DBO 5 em termos de concentração e de
carga removida .......................................................................................................................104
Tabela 19. Comparativo de eficiência de remoção de NTK em termos de concentração e de
carga removida .......................................................................................................................106
Tabela 20. Comparativo de eficiência de remoção de NH 3 em termos de concentração e de
carga removida .......................................................................................................................107

13
Tabela 21. Comparativo de eficiência de remoção de Ptotal em termos de concentração e de
carga removida .......................................................................................................................108
Tabela 22. Concentração média e desvio padrão (DP) dos efluentes dos WC’s durante a fase
I...............................................................................................................................................113
Tabela 23. Resultados médios e desvio padrão (DP) dos WC’s durante a fase II.................115
Tabela 24. Comportamento médio e desvio padrão (DP) dos parâmetros gerais durante a fase
III ............................................................................................................................................124

14
LISTA DE SÍMBOLOS E ABREVIATURAS
ABNT
AOAC
APHA/AWWA
CNRH
COD
CONAMA
CONSEMA
COT
CTC
d 10
d 60
DBO 5
DQO
E
CE(I) 50
Eh
ET
ETE
eV
FEPAM
FH
FT
FTC
IBGE
CI(I) 50
IWA
LATTAE
NBR
NMP
NTU
OMS
Associação Brasileira de Normas Técnicas
Associação Oficial dos Químicos Analíticos; do inglês Association of Official
Analytical Chemists
Associação Americana de Saúde Pública - Métodos Padrões para a
Análise de Água e Efluente; do inglês American Public Health Association –
Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater
Conselho Nacional de Recursos Hídricos
Carbono Orgânico Dissolvido
Conselho Nacional do Meio Ambiente
Conselho Estadual do Meio Ambiente (Rio Grande do Sul)
Carbono Orgânico Total
Capacidade de Troca Catiônica
Corresponde a 10% em peso total das partículas menores que ele
Corresponde a 60% em peso total das partículas menores que ele
Demanda Bioquímica de Oxigênio em 5 dias
Demanda Química de Oxigênio
Evaporação
Concentração Efetiva Inicial Mediana
Potencial de redução ou potencial redox
Evapotranspiração
Estação de Tratamento de Esgoto
Elétron-Volt
Fundação de Proteção Ambiental Henrique Luis Roessler
Fotocatálise Heterogênea
Fator de Toxicidade
Fotorreator Tipo Cone
Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística
Concentração de Inibição
Associação Internacional da Água; do inglês International Water Association
Laboratório de Tecnologia de Tratamento de Águas e Efluentes
Norma brasileira de regulamentação técnica
Número Mais Provável
Unidade Nefelométrica de Turbidez; do inglês Nephelometric Turbidity Unity
Organização Mundial de Saúde

15
PEAD
pH
PMS
POA’s
PROSAB
Ptotal
Q
SAC’s
SSedim
SS
SSF
SST
T
TDH
U
UASB
UFC
uT
USEPA
UV
UV/TiO 2 /O 3
WC’s
W1
W2
W3
W4
Polietileno de Alta Densidade
Potencial Hidrogeniônico
Plano Municipal de Saneamento
Processos Oxidativos Avançados
Programa de Pesquisa em Saneamento Básico
Fósforo total
Vazão
Sistemas Alagados Construídos
Sólidos sedimentáveis
Sólidos em suspensão
Sólidos Suspensos Fixos
Sólidos Suspensos totais
Transpiração
Tempo de detenção hidráulica
Coeficiente de Uniformidade
Digestor Anaeróbio de Fluxo Ascendente; do inglês Upflow Anaerobic Sludge
Blanket
Unidades Formadoras de Colônias
Unidade de Turbidez
Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos; do ingles United States
Environmental Protection Agency
Ultravioleta
Fotoozonização Catalítica
Wetlands construídos
Sistema subsuperficial vegetado com Hymenachne grumosa
Sistema subsuperficial vegetado com Hymenachne grumosa e estufa
Sistema vegetado com intermediário de macrófita submersa Myriophyllum
aquaticum
Sistema com substrato (sem vegetação)

16
SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO............................................................................................................. 18
2 OBJETIVOS.................................................................................................................. 22
2.1 Objetivo geral............................................................................................................. 22
2.2 Objetivos específicos ................................................................................................. 22
3 FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA............................................................................... 23
3.1 Fontes de esgotos domésticos nos chamados setores de serviços.............................. 23
3.2 Wetlands Construídos (WC’s) ................................................................................... 28
3.2.1 Componentes de WC’s ............................................................................................... 31
3.2.1.1 Substrato .................................................................................................................. 33
3.2.1.2 Macrófitas aquáticas................................................................................................ 34
3.2.1.3 Biofilme microbiano................................................................................................ 37
3.2.1.4 Regime hidráulico: tipos de escoamento................................................................. 38
3.3 Mecanismos para redução de cargas poluidoras nos WC’s ....................................... 40
3.3.1 Sedimentação/Filtração .............................................................................................. 42
3.3.2 Precipitação ................................................................................................................ 43
3.3.3 Adsorção..................................................................................................................... 44
3.3.4 Evapotranspiração ...................................................................................................... 45
3.3.5 Volatilização............................................................................................................... 46
3.3.6 Troca Iônica................................................................................................................ 47
3.3.7 Transformações microbianas...................................................................................... 48
3.3.8 Assimilação pelas plantas/tecidos vivos..................................................................... 49
3.4 Sistemas integrados de tratamento de esgoto doméstico via WC’s ........................... 50
4 METODOLOGIA......................................................................................................... 60
4.1 Caracterização do local de estudo .............................................................................. 60
4.2 Caracterização analítica do afluente e efluente.......................................................... 61
4.3 Caracterização das macrófitas aquáticas.................................................................... 69
4.4 Configuração e montagem dos WC’s e suas unidades integradas ............................. 72
4.5 Fotoozonizador Catalítico Tipo Cone (FTC) ............................................................. 77
4.6 Ensaios de tratamento ................................................................................................ 80

17
4.6.1 Construção das configurações dos WC’s e operação em regime de fluxo contínuo
(Fase I)................................................................................................................................. 82
4.6.2 Operação do sistema W2 (coberto por estufa) em regime de batelada (Fase II)........ 85
4.6.3 Fotoozonização catalítica através de Fotorreator Tipo Cone (FTC) (Fase III) .......... 86
4.6.4 Aquisição e análises de dados .................................................................................... 86
5 RESULTADOS E DISCUSSÕES................................................................................ 88
5.1 Caracterizações do local de estudo e do afluente da ETE-UNISC ............................ 88
5.2 Ensaios de tratamento ................................................................................................ 90
5.2.1 Detalhamento da operação de partida dos WC’s........................................................ 90
5.2.2 Crescimento das plantas e produção de biomassa...................................................... 92
5.2.3 Fitorremediação em fluxo contínuo (Fase I) .............................................................. 99
5.2.4 Fitorremediação em regime de batelada (Fase II) .................................................... 114
5.2.5 Fotoozonização catalítica (Fase III) ......................................................................... 116
6 CONSIDERAÇÕES FINAIS ..................................................................................... 125
REFERÊNCIAS .............................................................................................................. 127
Anexo A - Laudo da caracterização analítica do afluente................................................. 141
Anexo B - Condições climáticas durante o experimento .................................................. 142
Anexo C - Laudo do tecido vegetal de Hymenachne grumosa......................................... 143
Anexo D - Comportamento analítico dos parâmetros em todas as amostragens durante a
Fase I ................................................................................................................................. 145
Anexo E – Comportamento analítico dos parâmetros em todas as amostragens durante a
Fase II ................................................................................................................................ 152
Anexo F - Comportamento geral dos parâmetros amostrados na Fase III........................ 155

18
1 INTRODUÇÃO
Os dados brasileiros de saneamento apontam para graves implicações higiênicosanitárias,
econômicas e sociais e que carecem de aplicação do gerenciamento de forma
integrada dos recursos hídricos. Fatores como este, e, o aumento das enfermidades por
veiculação hídrica, corrobora com a necessidade urgente de desenvolvimento de
tecnologias adaptadas às realidades regionais, mais baratas, eficientes e de fácil
manutenção (ABRAHÃO, 2006; KADLEC & KNIGHT, 1996; PHILIPPI & SEZERINO,
2004; ROQUE, 1997; SALATI JR. et al., 1999; SANDES, 2008; VOESE, 2008).
Diante disso, alguns trabalhos estão sendo desenvolvidos na busca de tecnologias
capazes de minimizar a toxicidade dos efluentes antes do lançamento nos corpos
receptores, tratamento da água para abastecimento público e recuperação dos ecossistemas
já impactados pelas atividades antrópicas (CUNHA, 2006; HERNANDO et al., 2005).
Entre as técnicas de tratamento de efluentes domésticos usualmente empregadas a
partir de redes coletoras, pode-se mencionar: lagoas anaeróbias; aeróbias e facultativas;
lodos ativados; reatores anaeróbios e mais recentemente fitorremediação com macrófitas
flutuantes e áreas úmidas ou wetlands construídos (MAZZOLA, 2003; PHILIPPI &
SEZERINO, 2004; METCALF & EDDY, 2003; VON SPERLING, 2005). Entretanto, para
o tratamento descentralizado nas residências, o processo mais comum inclui fossa séptica e
sumidouro, sendo que a combinação fossa séptica e filtro anaeróbio também vem se
tornando bastante comum. A opção sumidouro pode ser alternada para destinação em rede
cloacal quando da disponibilidade.
No contexto das demandas de saneamento no Brasil, o planejamento de
desenvolvimento deveria considerar o atendimento e aplicação de dois extremos: regiões
totalmente isentas de infraestrutura e algumas cidades onde os processos apenas anaeróbios
de tratamento devam evoluir para agregar processos redutores do impacto eutrofizante,
infectante e tóxico. Outra discussão importante para o sistema de saneamento é a adoção
das unidades centrais de tratamento e aquelas descentralizadas.
Especialmente para os sistemas descentralizados de tratamento de águas residuárias
domésticas a demanda por pesquisas e aplicações de sistemas mais eficientes é maior.

19
Neste sentido, agregar processos que permitam reduzir o potencial eutrofizante e
potencializar o reuso das águas se faz necessário. Além do mais os aspectos operacionais,
custo de implantação e manutenção e paisagismo são predicados para os investimentos na
construção civil. Neste contexto, a fitorremediação aparece como opção pesquisada e
aplicada (BRIX, 1997; PHILIPPI & SEZERINO, 2004; SEZERINO, 2006; VALENTIM,
1999).
A fitorremediação é uma tecnologia que desperta grande interesse mundial e surge,
como uma alternativa para o tratamento de efluentes (KHAN, 2001; KADLEC &
KNIGHT, 1996). Pode-se conceituar de forma simplificada, que fitorremediação é o uso de
plantas e os microrganismos a elas associados, como técnica utilizada para a contenção,
isolamento, remoção ou redução das concentrações de contaminantes em meio sólido,
líquido ou gasoso (USEPA, 2000).
As tendências de pesquisas em tratamento de efluentes abordam a remediação mais
limpa, o reuso das águas, a recuperação de energia e nutrientes, a integração de métodos e
processos e a análise do ciclo de vida. A fitorremediação através de wetlands construídos
associa tais vantagens por ser um sistema de simples operação, baixo custo de implantação
e manutenção, não exige mão-de-obra qualificada e com baixo consumo energético. Além
disso, é uma alternativa diante da enorme heterogeneidade da sociedade brasileira, na qual
são necessárias tecnologias simples e de baixo custo para o tratamento de esgotos,
incluindo a utilização do efluente (TAVARES, 2004). Alternativas ambientalmente
sustentáveis, empregadas sob a ótica da descentralização, são apontadas na literatura,
destacando-se a utilização de sistemas naturais para o tratamento dos esgotos (SEZERINO
et al., 2005). De acordo com Sezerino (2006), os sistemas wetlands construídos já vem
sendo usados por países desenvolvidos como alternativa tecnológica para o tratamento de
esgotos e na promoção do saneamento rural.
A técnica de wetlands construídos como tratamento de efluentes vem sendo
estudada por inúmeros grupos de pesquisa no intuito de desenvolver formas e arranjos para
promover a depuração da matéria carbonácea, além de polimento ou remoção de nutrientes
(PHILIPPI & SEZERINO, 2004). A expressão constructed wetlands é utilizada
internacionalmente para a identificação deste tipo de sistema, que no Brasil ainda não tem
um único nome. São utilizados termos como “zona de raízes”, “terras úmidas”, “leitos

20
cultivados”, “áreas alagadas construídas”, “sistemas alagados construídos (SACs)”
(BORGES, 2007), “leito de macrófitas”, “banhados construídos”, “sistemas fitopedológicos”
e “filtros plantados com macrófitas” (PHILIPPI & SEZERINO, 2004) sendo
que se optou pela denominação “wetlands construídos” (WC’s) que preferencialmente será
utilizada ao longo desta pesquisa por ser de cunho internacional.
Apesar dos ganhos ambientais dos WC’s, os fatores de carga poluente para NTK e
Ptotal estabelecem exigências de área superficial que podem inviabilizar a aplicação dos
alagados construídos. Para atenuação deste problema surge a estratégia de integrar
processos que possam reduzir por pré-tratamento os fatores de carga e complementar como
polimento as exigências legais e normativas que tendem a crescer na legislação ambiental,
como a Resolução 129/2006 do Conselho Estadual de Meio Ambiente (CONSEMA) do
Estado do Rio Grande do Sul referente à toxicologia.
A possibilidade de integração de tecnologias simples e de baixo custo, como
reatores anaeróbios e WC’s já tem sido testada por diversos autores (ANDRADE NETO,
1997; ALMEIDA 2005; SEZERINO et al., 2003; OLGUÍN et al., 1994; SOUSA et al.,
2000; SOUSA et al., 2001; SOUSA et al., 2003; NUVOLARI, 2003; CHERNICHARO,
1997) e permitem integrar as vantagens de ambos os tratamentos. Associando-se aos WC’s
métodos de desinfecção e detoxificação como os Processos Oxidativos Avançados
(POA’s), poderá também ser possível a geração de tratamento de alta eficiência, permitindo
o reaproveitamento de efluentes tratados, minimizando assim o consumo de água e energia
(ANTONIADIS, 2010; GRAFIAS, 2010).
Dentre os processos de desinfecção, os POA’s são considerados uma alternativa
promissora, pois além de desinfetar são capazes de detoxificar, descolorir, aumentar a
biodegradabilidade de efluentes entre outras vantagens como o custo operacional baixo
(JARDIM & TEIXEIRA, 2004). Assim, a utilização de POA’s para a desinfecção e
detoxificação de efluentes domésticos está se tornando cada vez mais pesquisada e
potencializada para a aplicação (PROSAB, 2001). Dentre os POA’s, a fotocatálise é o
processo mais pesquisado para tratamento de efluentes domésticos, especialmente UV/TiO 2
(NOGUEIRA & JARDIM, 1995; JARDIM & TEIXEIRA, 2004; DANIEL, 2001). Mais
recentemente a combinação radiação ultravioleta (UV), ozonização (O 3 ) e o dióxido de
titânio (TiO 2 ) gerou um processo conhecido como Fotoozonização Catalítica (UV/TiO 2 /O 3 )

21
que potencializa melhorias, pois agrega aceptor eletrônico capaz de melhorar a cinética do
processo (KÜHN FILHO, 2009; LOURENÇO, 2008; HUR et al., 2005).
Assim, esta pesquisa avaliou a integração de métodos de tratamento de efluentes
(WC’s + UV/TiO 2 /O 3 ) para a geração de tratamento de alta eficiência com adoção de
conceitos de sustentabilidade para os processos de remediação.

22
2 OBJETIVOS
2.1 Objetivo geral
Avaliar a integração de métodos (WC’s + UV/TiO 2 /O 3 ) de tratamento de efluentes
de campus universitário caracterizando a eficiência em termos de parâmetros gerais de
carga poluente e ensaios ecotoxicológicos.
2.2 Objetivos específicos
• Caracterizar os efluentes do campus central da UNISC com amostragem a partir
do ponto de equalização para a unidade piloto de tratamento;
• Avaliar configurações diferenciadas de fitorremediação a partir da análise de
parâmetros químicos, físicos, físico-químicos, biológicos e ecotoxicológicos;
• Determinar a eficiência do processo de fitorremediação combinado com a
fotoozonização catalítica;
• Estimar a potencialidade de reuso do efluente final do sistema de melhor
desempenho.

23
3 FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA
3.1 Fontes de esgotos domésticos nos chamados setores de serviços
Um campus universitário, se enquadra nos chamados setores de serviços (Shopping
Center, escolas, centros de eventos, teatro) que se distinguem por serem geradores de
efluente doméstico bastante característico em concentração e quantidade. Em termos de
concentração, tendem a serem ricos em nitrogênio amoniacal uma vez que o público
temporário geralmente utiliza os sanitários apenas como mictório. Assim, o esgoto
doméstico gerado em uma universidade tende a ser pobre em matéria orgânica e rico em
nitrogênio amoniacal. Em termos de quantidade, a geração de esgoto doméstico em uma
universidade pode ser considerada tanto para a população temporária quanto para os
funcionários, como sendo de 50 L pessoa -1 d -1 , pois os funcionários se enquadrariam como
funcionários de escritório conforme a NBR 7229 (ABNT, 1993). Na Tabela 1 é mostrada a
geração média per capita em setores de serviços utilizados como referência no Brasil.
Tabela 1. Geração média de esgotos domésticos nos setores de serviços
Estabelecimento Unidade Geração média de
esgoto (L)
Hotel (exceto lavanderia e cozinha) Pessoa 100
Alojamento provisório Pessoa 80
2. Ocupantes temporários
- fábrica em geral Pessoa 70
- escritório Pessoa 50
- edifícios públicos ou comerciais Pessoa 50
- escola (externato) e locais de longa Pessoa 50
permanência
- bares Pessoa 6
- restaurantes e similares Refeição 25
- cinema, teatro e locais de curta permanência Lugar 2
- sanitários públicos (A) Bacia sanitária 480
Fonte: NBR 7229/1993.
(A) estação rodoviária, ferroviária, estádio esportivo).

24
A Resolução 357/2005 do Conselho Nacional de Meio Ambiente (CONAMA)
estabelece as condições e padrões de lançamento de efluentes em águas superficiais. Em
seu capítulo IV Art. 24, estabelece que “Os efluentes de qualquer fonte poluidora somente
poderão ser lançados, direta ou indiretamente, nos corpos de água, após o devido
tratamento e desde que obedeçam às condições, padrões e exigências dispostos nesta
Resolução e em outras normas aplicáveis”. Esta Resolução reporta valores máximos
permitidos para lançamento de compostos nitrogenados, expresso como nitrogênio
amoniacal, uma concentração de 20 mg L -1 . A Resolução trouxe a noção de efeitos
toxicológicos a organismos aquáticos no enquadramento das águas.
A Resolução 128/2006 do CONSEMA do estado do Rio Grande do Sul fixa os
critérios e padrões de emissão de efluentes líquidos para as fontes geradoras que lancem
seus efluentes em águas superficiais no Estado. Sendo que a vazão dos efluentes líquidos
deve ter uma relação com a vazão de referência do corpo hídrico receptor de modo que o
seu lançamento não implique em qualidade do corpo hídrico receptor inferior àquela
estabelecida para a classe na qual ele está enquadrado. Para os efluentes líquidos
domésticos, a Resolução estabelece valores de descarte de acordo com a vazão efluente
(Tabela 2).
Tabela 2. Valores estabelecidos pela Resolução CONSEMA/RS 128/2006 para o descarte de efluentes
domésticos
Faixa de vazão (m 3 d -1 ) DBO 5 (mg O 2 L -1 ) DQO (mg O 2 L -1 ) SS (mg L -1 )
Q

25
Tabela 3. Concentração de fósforo total e coliformes termotolerantes para o descarte de efluentes de acordo
com a Resolução CONSEMA/RS 128/2006
Faixa de vazão Fósforo Total Coliformes Termotolerantes
(m 3 d -1 )
Concentração
(mg P L -1 )
Eficiência
(%)
Concentração
(NMP/100mL)
Q < 200 - - - -
200 ≤ Q < 500 - - 10 6 90
500 ≤ Q < 1000 - - 10 5 95
1000 ≤ Q < 2000 3 75 10 5 95
2000 ≤ Q < 10.000 2 75 10 4 95
10.000 ≤ Q 1 75 10 3 99
Fonte: Resolução CONSEMA nº 128/06.
Eficiência
(%)
A Resolução 129/2006 do CONSEMA/RS dispõe sobre os critérios e padrões de
emissão para toxicidade de efluentes lançados em águas superficiais no Estado do Rio
Grande do Sul. Em relação ao esgoto doméstico, tal Resolução aplica-se para fontes
geradoras individualizadas de vazão igual ou superiores a 10.000 m 3 d -1 . A Resolução
estabelece prazos para as fontes geradoras se adequarem aos níveis permitidos de
toxicidade, sendo que vazão igual ou maior que 10.000 m 3 d -1 e menores que 30.000 m 3 d -1 ,
estabelece prazo de: 1) oito anos para não apresentar toxicidade aguda em organismos-teste
de pelo menos três diferentes níveis tróficos (Fator de Toxicidade (FT)=1; efeito não
observado); 2) prazo de 12 anos para o efluente não apresentar toxicidade crônica para
organismos-teste de pelo menos dois diferentes níveis tróficos; e, 3) prazo de 14 anos para
o efluente não apresentar genotoxicidade. Em relação a vazões superiores o que muda são
os prazos, sendo que para vazões iguais ou maiores que 30.000 m 3 d -1 e menor que 50.000
m 3 dia -1 , os prazos são de oito, dez e 12 anos para cumprir as mesmas metas; e para vazões
iguais ou maiores que 50.000 m 3 d -1 os prazos são de seis, oito e dez anos para o
cumprimento das metas de toxicidade (CONSEMA, 2006).
Todas essas resoluções regulamentam os níveis máximos permitidos para o descarte
de efluentes líquidos em águas superficiais, contudo, atualmente as possibilidades de reuso
destes efluentes estão sendo, a cada dia, mais estudadas e necessárias em função da
escassez de água potável, sendo que através do reuso o efluente pode ser aplicado em usos
menos restritivos.
Outro aspecto a ser salientado é a dificuldade em operar e conceber adequadamente
sistemas de tratamento que tenham eficiência para a redução do potencial eutrofizante e

26
toxicológicos. Apesar de diminuir a restrição dos valores de emissões para NTK e Ptotal, a
Resolução 128/2006 do CONSEMA/RS não é atendida para muitas unidades de tratamento
que não configuraram adequadamente os fatores de carga poluente e a configuração mista
dos sistemas óxico e anóxico. Quanto à toxicologia, o não cumprimento dos padrões limites
ainda é mais crítico, pois a Resolução 129/2006 do CONSEMA/RS estabelece FT=1 para
controle analítico com três níveis tróficos após 8 anos da sua publicação.
Segundo Beekman (1996), como a demanda pela água continua a crescer, o retorno
das águas servidas através do reuso vem se tornando um componente importante no
planejamento, desenvolvimento e utilização dos recursos hídricos. A utilização das águas
servidas para propósitos de uso não potável, como na agricultura, representa um potencial a
ser explorado em substituição à utilização de água tratada e potável. Assim, o reuso de água
para diversos fins, incluindo a irrigação, surge como alternativa para aumentar a oferta de
água, garantindo economia do recurso e racionalização do uso desse bem.
A prática do reuso em sistemas proporciona benefícios ambientais significativos,
pois além de permitir que um volume maior de água permaneça disponível para outros
usos, em certas condições, pode reduzir a poluição hídrica por meio da minimização da
descarga de efluentes.
Em relação aos esgotos domésticos, estão sendo implantados os chamados sistemas
de reutilização principalmente das águas cinzas para diversos fins (KACKZALA, 2005).
Diversos países já utilizam essa tecnologia e possuem regulamentação específica na
temática. Porém o Brasil ainda está em fase inicial na efetivação e regulamentação da
técnica, com grande potencial de crescimento.
A primeira regulamentação que tratou de reuso de água no Brasil foi a NBR
13969/1997 (ABNT, 1997). Nesta norma, o reuso é abordado como uma opção à destinação
de esgotos de origem essencialmente doméstica ou com características similares. Quatro
classes de água de reúso e seus respectivos padrões de qualidade foram definidos na norma
e são apresentados na Tabela 4.

27
Tabela 4. Classes de água de reuso da NBR 13.969/1997 e padrões de qualidade
Água de reuso Aplicações Padrões de Qualidade
Classe 1 Lavagem de carros e outros Turbidez < 5 uT
usos com contato direto com o Coliformes termotolerantes < 200
usuário
NMP/100mL
Sólidos Dissolvidos Totais < 200 mg L -1
pH entre 6 e 8
Cloro residual entre 0,5 a 1,5 mg L -1
Classe 2
Lavagem de pisos, calçadas e
irrigação de jardins,
manutenção de lagos e canais
paisagísticos, exceto chafarizes
Turbidez < 5 uT
Coliformes termotolerantes < 500
NMP/100mL
Cloro residual superior a 0,5 mg L -1
Classe 3 Descargas em vasos sanitários Turbidez < 10 uT
Coliformes termotolerantes < 500 NMP/100
mL
Classe 4
Fonte: NBR 13969/1997.
Irrigação de pomares, cereais,
forragens, pastagens para gado
e outros cultivos através de
escoamento superficial ou por
sistema de irrigação pontual
Coliformes termotolerantes < 5000 NMP/100
mL
Oxigênio dissolvido > 2 mg L -1
Com o crescente interesse pelo tema, o Conselho Nacional de Recursos Hídricos
(CNRH), publicou a Resolução 54/2005, que estabelece os critérios gerais para a prática de
reúso direto não potável de água. Nessa resolução, são definidas as cinco modalidades de
reúso de água:
- Reuso para fins urbanos: utilização de água de reúso para fins de irrigação paisagística,
lavagem de logradouros públicos e veículos, desobstrução de tubulações, construção civil,
edificações, combate a incêndio dentro da área urbana;
- Reuso para fins agrícolas e florestais: aplicação de água de reúso para produção agrícola e
cultivo de florestas plantadas;
- Reuso para fins ambientais: utilização de água de reuso para implantação de projetos de
recuperação do meio ambiente;
- Reuso para fins industriais: utilização de água de reuso em processos, atividades e
operações industriais;
- Reuso na aqüicultura: utilização de água de reúso para a criação de animais ou cultivo de
vegetais aquáticos.
De acordo com Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE) (IBGE, 2002),
implantar um sistema de saneamento básico em todo o Brasil exigiria muito investimento

28
financeiro. Além de que as condições geográficas na qual o país possui características
territoriais urbanas e rurais tornaria isto praticamente inviável. Uma maneira de resolver
este problema, principalmente para a zona rural seria a implantação de sistemas
descentralizados, que são uma forma tecnológica para o meio ambiente e para a economia.
3.2 Wetlands Construídos (WC’s)
A fitorremediação é um processo no qual as plantas são utilizadas para o tratamento
de solos, águas ou ar contaminados. A fitorremediação é definida como sendo o uso de
sistemas vegetais e sua microbiota com a finalidade remover, capturar ou degradar
substâncias tóxicas do ambiente (COSTA, 2004), degradar e sequestrar poluentes orgânicos
e inorgânicos (RASKIN et al., 1994), sendo considerada uma tecnologia alternativa para o
tratamento de efluentes domésticos e industriais (KHAN, 2001).
Andrade et al. (2007) salientam que as plantas e bactérias interagem
simbioticamente de forma que as plantas produzem, por meio da fotossíntese, a maior parte
do oxigênio utilizado pelas bactérias aeróbias na degradação da matéria orgânica. As
bactérias, por sua vez, liberam pela respiração o CO 2 que é empregado pelas algas e plantas.
Outra simbiose que pode maximizar a eficiência da fitorremediação do meio aquático é a
presença de micorrizas (fungos), o que aumenta a absorção de água e elementos
inorgânicos pela planta.
Sendo assim, este método é eficiente e tem baixo custo de implantação, pois as
plantas aquáticas atuam como “agente purificador”, justificado pela intensa absorção de
nutrientes e rápido crescimento, como também por oferecer amplas possibilidades de
aproveitamento da biomassa colhida (GRANATO, 1995).
Críticas ao tratamento de águas residuárias por sistemas de fitorremediação também
são citadas, como por exemplo, a pesquisa de Helfield e Diamond (1997) que comentam
que sistemas de fitorremediação na forma de alagados construídos não devem ser usados
com dupla finalidade – melhoria na qualidade da água e recuperação do habitat aquático –
uma vez que os riscos de biomagnificação de compostos tóxicos são significantes.

29
Portanto, a fitorremediação, como todos os sistemas de tratamento de águas
residuárias apresenta vantagens, assim como pode possuir algumas limitações como as
expostas na Tabela 5.
Tabela 5. Vantagens e limitações da fitorremediação
Vantagens
Limitações
Baixo custo
Os metais são remediados, se estiverem ao alcançe das
raízes
Melhoria da paisagem
Tecnologia ainda em desenvolvimento e, portanto, ainda
não aceita por organismos reguladores
Reduzido impacto ambiental
Aceitação pelo público
O produto final (planta) pode ser
valorizado economicamente.
Reciclagem dos metais.
Processo mais facilmente
controlado do que com os
microrganismos
Tecnologia que fornece a sua
própria energia (fotossíntese)
Tratamento mais lento que as técnicas físico-químicas
tradicionais (mesmo tempo de crescimento da planta)
Se as concentrações de metais são muito tóxicas, a
vegetação pode não se desenvolver
Conhece-se pouco sobre o cultivo, genética, reprodução e
as doenças das plantas fitorremediadoras
Pode haver propagação da contaminação na cadeia
alimentar se as plantas acumuladoras forem ingeridas por
animais
Se as plantas liberarem compostos que permitam o aumento
da mobilidade dos metais estes em vez de serem
assimilados pelas plantas podem ser lavados pelas águas
subterrâneas
A colheita das plantas que
acumulam os metais pesados é fácil
de realizar com a tecnologia
existente
Fonte: Adaptado de COSTA (2004); COOPER & FINDLATER (1990).
As plantas geralmente são seletivas nos metais a remediar,
embora possam remediar mais de um metal
No entanto, algumas das limitações apresentadas na Tabela 5 a partir de Costa
(2004) e Cooper & Findlater (1990) já poderiam ser consideradas como superadas, pois já
existem vários WC’s licenciados por órgãos reguladores ambientais e com controle de
impermeabilização que não permite a contaminação das águas subterrâneas.
O uso da fitorremediação através dos chamados wetlands construídos foi idealizado
a partir da observação dos processos presentes em alagados naturais (BORGES, 2007)
(Figura 1A), pois estes propiciam os processos de autodepuração por estarem

30
constantemente inundados como é o caso das chamadas regiões pantanosas, banhados e
brejos. Trata-se de um ecossistema equilibrado, com a reciclagem de nutrientes através da
interação entre água, vegetais e solo, obtida através de processos biogeoquímicos
(SANDES, 2008).
Nestes sistemas ocorre uma combinação de processos físicos, químicos e
biológicos, incluindo sedimentação, precipitação, adsorção de partículas no solo,
assimilação pelo tecido da planta e transformação bacteriana (BRIX, 1993), adsorção e
oxidação de metais, simultaneidade na digestão aeróbia e anaeróbia de compostos
orgânicos transformando estes em produtos menos danosos ao meio ambiente inclusive
com nutrientes essenciais para biota dos WC’s (FERREIRA & ANJOS, 2003; KADLEC,
1998; KADLEC & KNIGHT, 1996).
Os WC’s são, pois, ecossistemas artificiais com diferentes tecnologias, utilizando os
princípios básicos de modificação da qualidade da água dos wetlands naturais (KADLEC &
KNIGT, 1996) (Figura 1B).
Figura 1. Tipos de Wetlands. A: wetland natural no banhado da Estação Ecológica do Taim. B: wetland
construído no Curtume Saigon Tan Tec, Ho Chi Min, Vietnan.
Fonte. A: Autora. B: Tiago Horn, 2010.
As propriedades dos wetlands incluem alta produtividade das plantas neles presentes,
existência de grandes superfícies de adsorção no solo e nas plantas, interface
aeróbica/anaeróbica e população microbiológica ativa (URBANIC-BERCIC, 1994). Os
alagados artificiais ou WC’s podem ser considerados filtros biológicos nos quais os
microrganismos (aeróbios e anaeróbios) e as macrófitas aquáticas são os principais

31
responsáveis pela purificação da água (WOOD, 1995). Assim, o princípio de
funcionamento dos WC’s é a associação da fitorremediação e processos físico-químicos
nos quais segundo Marques (1999), há uma otimização das propriedades relativas às
funções e ciclagem dos nutrientes, remoção de matéria orgânica, princípios ativos e metais.
3.2.1 Componentes de WC’s
O uso de alagados construídos (WC’s) para o tratamento secundário e terciário visa,
sobretudo, propiciar a conservação destes sistemas alagados naturais otimizando os
resultados para o tratamento de poluentes como a matéria orgânica, reciclando nutrientes e
melhorando a qualidade do efluente tratado (SANTIAGO, 2005).
Estes sistemas apresentam elevada capacidade de remoção de SST devido à
filtração; remoção de DBO 5 e bactérias, proporcionada pela transferência de oxigênio até a
zona radicular das plantas; grande capacidade de desnitrificação (COOPER, 1998). Ainda
assim, pode-se destacar o baixo custo de implantação, a alta produção de biomassa que
pode ser utilizada na alimentação animal, e a alta eficiência de melhoria dos parâmetros que
caracterizam os recursos hídricos (PHILIPPI & SEZERINO, 2004).
Contudo, é a finalidade do tratamento de efluentes via WC’s que vai determinar a
escolha dos materiais a serem empregados, o fluxo de escoamento, as macrófitas a serem
empregadas, bem como a utilização de unidades de tratamento primário que antecedem os
WC’s (PHILIPPI & SEZERINO, 2004).
Apesar das inúmeras vantagens que os WC’s podem apresentar, esta tecnologia ainda
é nova no Brasil, mas vem ganhando espaço na área da Tecnologia Ambiental,
principalmente em pesquisas de diversas universidades (SILVEIRA, 2010). A Figura 2
mostra a disposição dos componentes dos WC’s e a Tabela 6 traz um resumo da atuação
destes que serão melhor descritos a seguir.

32
Figura 2. Representação esquemática de um filtro plantado com macrófitas
Fonte: SILVEIRA (2010).
Tabela 6. Principais componentes dos WC’s
Solo/Substrato Plantas Regime Hidráulico Microbiota
Atua como suporte
físico para a planta
Determina a saturação do
solo
Produzem o carbono
capaz de manter as
comunidades
microbianas
heterotróficas
Composta por
bactérias, fungos,
protozoários e
animais
Disponibiliza maior
área superficial
reativa
Aumenta a área de
contato e aderência do
biofilme por meio de
raízes, caules e
rizomas
Determina a via bioquímica
predominante do processo:
aeróbia, anaeróbia e
anóxica
Promove a
manutenção das
condições de vida no
meio (circulação de
nutrientes)
Serve como meio
de aderência para a
população
microbiana
Impede a colmatação
do solo
Indica as condições de
oxigenação
Promove simbiose
com outros
organismos
Promove a remoção
de compostos
orgânicos e
inorgânicos por
processos físicos e
químicos
Transportam oxigênio
até as raízes
promovendo
condições aeróbias
Fonte: Adaptado de PHILIPPI & SEZERINO (2004).
É uma ferramenta mundial
de classificação dos WC’s
naturais ou construídos
Os organismos
quimioautotróficos
associam-se a
remoção de matéria
orgânica e
transformações de
nitrogênio

33
3.2.1.1 Substrato
Segundo Borges (2007), o leito (substrato) não serve apenas como local de fixação
das plantas, mas como filtro na depuração dos poluentes, sendo usado como substrato
frequentemente brita, areia, cascalho, argila e material orgânico. A escolha do material
utilizado como substrato deve estar condicionada às finalidades do tratamento proposto,
levando-se em conta a viabilidade econômica, condições de fluxo e potencial reativo
(PHILIPPI & SEZERINO, 2004).
Os substratos utilizados para o suporte dos vegetais cultivados em WC’s
proporcionam a formação de sítios, onde as transformações químicas e bioquímicas, além
de serem locais para acúmulo de poluentes removidos. Portanto, o substrato adotado pode
contribuir para a maior eficiência do processo. Propriedades como troca catiônica, pH,
condutividade elétrica e teor de matéria orgânica interferem em mecanismos como
precipitação, sorção e degradação biológica (DAVIS, 1995).
Segundo Philippi & Sezerino (2004), o material usado como substrato deve ser
capaz de manter ao longo do tempo boas condições de fluxo (condutividade hidráulica)
bem como o potencial reativo capaz de adsorver compostos inorgânicos como a amônia
(NH 3 ) e ortofosfato (PO 3- 4 ).
A condutividade hidráulica é extremamente relacionada com a estrutura do material
de recheio, mais precisamente pelos espaços interpartículas que determinam a porosidade
do material e pela textura descrita pela granulometria das partículas constituintes. Um solo
muito poroso pode ser muito condutivo caso seus poros sejam grandes e bem
interconectados, tal como se verifica em areias limpas, ou quase impermeáveis caso seus
poros sejam muito pequenos, como ocorre em alguns solos argilosos. Em geral, solos com
poros menores tendem a ser pouco condutivos, já que as conexões entre os poros são mais
dificultadas (PREVEDELLO, 1996).
De acordo com a NBR 13969, o diâmetro efetivo d 10 é definido como o diâmetro
correspondente a 10% em peso total das partículas menores que ele (ABNT, 1997). Com
base no d 10 e no diâmetro d 60 correspondente a 60% em peso total de toda partículas
menores que este valor, pode-se determinar o coeficiente de uniformidade pela relação
(CAPUTO, 1996):

34
U= d 60 / d 10 (1)
Onde: U= coeficiente de uniformidade (adimensional); d 60 e d 10 em milímetros.
Desta relação pode-se considerar que um material com granulometria muito
uniforme apresenta coeficiente de uniformidade inferior a 5 unidades; uniformidade média
onde o coeficiente de uniformidade seja entre 5 e 15 unidades; e desuniforme quando o
coeficiente de uniformidade for maior que 15 unidades (CAPUTO, 1996).
São consideradas ideais para sistemas que se baseiam no princípio de filtração e
crescimento de biofilme aderido a um meio suporte, materiais com partículas com as
seguintes propriedades:
- d 10 superior ou igual a 0,20 mm; coeficiente de uniformidade menor ou igual a 5
unidades e coeficiente de permeabilidade menor ou igual a 10 -4 m s -1 (BUCKSTEEG, 1990;
CONLEY et al., 1991; COOPER et al., 1996; PLATZER, 1999; ARIAS et al., 2001).
Em relação ao potencial reativo do substrato, a natureza química do material cria
uma força de atração com certas moléculas orgânicas e inorgânicas presentes nos esgotos,
caracterizando um potencial de adsorção. Esta força é afetada por inúmeros fatores como a
temperatura, natureza do solvente, área superficial do adsorvente, pH do meio, a presença
de sais inorgânicos, entre outros. Vários estudos demonstraram que as macrófitas aquáticas
adaptam-se a uma variedade muito grande de material de recheio, desde solos naturais até
britas e areias (PHILIPPI & SEZERINO, 2004).
3.2.1.2 Macrófitas aquáticas
Para Irgang & Gastal Jr. (1996), o termo macrófitas aquáticas se refere a vegetais
visíveis a olho nu com partes fotossinteticamente ativas, permanentemente, total ou
parcialmente submersas em água doce ou salobra, por diversos meses, todos os anos, ou
ainda flutuantes na mesma. Segundo Esteves (1998), ainda não se tem uma definição sobre
a taxonomia das macrófitas aquáticas, tanto no que se refere aos vegetais inferiores como
nos superiores, dificultando a realização da descrição sumária sobre os diversos grupos

35
taxonômicos que compreendem as macrófitas. Logo, é importante ressaltar que essa
designação é genérica, sem necessariamente haver relação taxonômica, apresentando
conotação meramente ecológica (GENTELINE, 2007).
Estas plantas estão divididas nas seguintes categorias: 1) Flutuantes: podem estar
fixadas ou não ao fundo e sua folhagem principal flutua a superfície da água; 2) Submersas:
crescem sob a água e podem estar fixas por raízes; 3) Emersas: sua folhagem principal está
em contato com o ar e as suas raízes estão fixadas ao solo (HENRY-SILVA &
CAMARGO, 2008).
As plantas utilizadas para a fitorremediação devem apresentar tolerância às condições
de alagamento contínuo conjugado com altas concentrações de poluentes presentes em
águas residuárias (DAVIS, 1995) (Figura 3).
Figura 3. Exemplares de macrófitas aquáticas utilizadas no tratamento de águas residuárias em diferentes
países. A: Typha latifolia; B: Carex pseudocyperus; C: Scirpus lacustris e D: Lythrum salicaria.
Fonte: A: http://commons.wikimedia.org/wiki/File:Typha_latifolia_bgiu.jpg; B: http://commons.wikimedia.
org/wiki/File:Carex_pseudocyperus.jpeg; C: http://www.victoria-adventure.org/aquatic_plants/gallery_ scso.html
e D: http://forums.jardinage.net/viewtopic.php?f=17&t=56175&start=60. Acesso em: 27 ago. 2010.

36
Para Brix (1994; 1997), Reed et al. (1995), USEPA (2000) e Tanner (2001), as
macrófitas aquáticas devem desempenhar os seguintes papéis: facilitar a transferência de
gases (O 2 , CH 4 , CO 2 , N 2 O e H 2 S) do sistema; estabilizar a superfície do leito pela formação
do sistema radicular, protegendo o sistema do processo erosivo e impedindo a formação de
canais de escoamento preferencial na superfície do sistema; absorver macro e
micronutrientes; suprir, com subprodutos da decomposição das plantas e exsudatos das
raízes, carbono biodegradável para possibilitar a ocorrência do processo de desnitrificação;
atuar como isolante térmico; proporcionar hábitat para a vida selvagem e agradável aspecto
estético.
Inúmeras são as espécies de macrófitas que podem ser empregadas na
fitorremediação. A escolha está relacionada à tolerância da planta quanto a ambientes
saturados de água (ou esgoto), seu potencial de crescimento, a presença destas plantas nas
áreas onde o sistema será implantado, pois assim estarão adaptadas as condições climáticas
da área em questão (IWA, 2000). Segundo Henry-Silva & Camargo (2008), as macrófitas
nativas mais utilizadas no Brasil, são o aguapé (Eichornia crassipes), a alface ou repolho da
água (Pistia stratiotes) e a salvínia (Salvinia molesta). Também citado por Klein e Amaral
(1988), além destas ainda são muito comuns a Eichornia azurea (aguapé), Azolla
caroliniana (azola), Lemna minor (lentilha-da-água) e Spirodela polyrrhiza (lentilha-daágua).
Todas as plantas, tais como as macrófitas, requerem nutrientes para seu crescimento
e reprodução. A produtividade primária das macrófitas aquáticas está diretamente
relacionada à temperatura e à luminosidade além da disponibilidade de nutrientes, incluindo
carbono e oxigênio dissolvido, sendo que essas variáveis podem influenciar em conjunto ou
isoladamente as características fotossintéticas do vegetal, tanto sazonalmente quanto
diariamente (CAMARGO et al., 2003).
As macrófitas atuam como armazenadoras de nutrientes, sendo a assimilação destes
pelas plantas, e subsequente poda para evitar retorno devido a morte e decomposição dos
tecidos, responsável por valores de até 10% do total de nutrientes removidos (VYMAZAL,
2005).
Muitas são as utilidades da biomassa, no entanto, ainda existe um reduzido
aproveitamento deste material produzido nos sistemas WC’s, onde as plantas necessitam

37
ser retiradas periodicamente para otimizar a remoção de nutrientes (HENRY-SILVA &
CAMARGO, 2006). Este método de tratamento de efluentes gera uma quantidade
considerável de biomassa e com isso surge a necessidade de avaliar novas formas de
reutilização deste material. Alternativamente, o volume ou o peso da biomassa pode ser
reduzido por meio de processos térmicos, físicos, químicos ou microbianos. No caso da
queima das plantas, por exemplo, a energia produzida representa uma valorização
econômica do processo. No caso de contaminação metálica, as cinzas podem ser tratadas
como um minério, do qual podem ainda serem extraídos os metais (MANT, 2001).
Segundo Oashi (1999), utilizar eficazmente a biomassa renovável significa
aproveitá-la de forma integral, adotando métodos e processos que transformem seus
principais componentes em produtos úteis, tais como alimentos, energia, produtos químicos
e também como nutrientes. Toda biomassa é constituída de uma base seca, que consiste
quase que integralmente de lignocelulose, nome dado a um conjunto de três polímeros que
são: celulose, hemicelulose e lignina, que serve para produzir uma variedade de
combustíveis, entre os quais se destacam alternativas para gasolina e óleo diesel, como para
a produção de uma gama de substâncias químicas que sustentam a vida moderna.
A produção de energia e aproveitamento da biomassa celulósica pode ser uma
alternativa promissora para dar um destino adequado à biomassa gerada na fitorremediação
evitando assim o descarte destes em aterros e/ou lixões (GRECO, 2010).
3.2.1.3 Biofilme microbiano
Vários estudos ressaltam a formação de colônias de microrganismos aderidos junto
aos tecidos das plantas, sendo estes constituídos por bactérias, protozoários e fungos
micorrízicos. Porém, as bactérias são as mais representativas e importantes na
decomposição da matéria orgânica e ciclagem de nutrientes (PHILIPPI & SEZERINO,
2004).
Com a liberação de oxigênio pelas raízes na água, já ocorre a oxidação de
substâncias. Contudo, o processo mais importante que suporta a base científica do uso das
macrófitas é a simbiose entre as plantas e os microrganismos presentes. Como na rizosfera
ocorre uma justaposição entre uma região aeróbia e outra anóxica, com a presença de

38
nitrato, ocorre o desenvolvimento de várias bactérias que executam o processo de
nitrificação-desnitrificação (NAIME & GARCIA, 2005). A introdução do oxigênio no solo
é necessária para que ocorram os processos de oxidação da matéria orgânica, carboidratos e
elementos que podem ser nocivos para as plantas, assim como metais pesados e gases a
base de enxofre. Ao redor da raiz ocorre um adensamento de bactérias, formando o
chamado biofilme, que realizam a decomposição da matéria orgânica, através da oxidação,
como mostra a Figura 4.
Figura 4. Representação do biofilme associado ao sistema radicular
Fonte: SEZERINO (2006).
3.2.1.4 Regime hidráulico: tipos de escoamento
Os WC’s empregados no tratamento de águas residuárias e no controle da poluição,
são classificados, de acordo com a literatura, em dois grandes grupos em relação ao
escoamento do efluente (KADLEC & KNIGHT, 1996; IWA, 2000; COOPER et al., 1996).
Isto inclui sistema subsuperficial e superficial, sendo que para o subsuperficial há variações
de escoamento horizontal e vertical. O detalhamento das sudivisões é descritos a seguir:
a) Sistemas de lâmina livre ou de escoamento superficial: consistem em um
reservatório construído no solo que servirá de suporte para o desenvolvimento das raízes
das macrófitas (salvo se estas forem flutuantes), possuindo uma estrutura de controle de
nível de água/efluente. De acordo com a predominância da macrófita o sistema de fluxo
superficial ainda pode subdividir-se em (SALATI, 2003):

39
a.1) Sistemas de wetlands com macrófitas flutuantes: consiste em uma lagoa rasa com
uma ou várias espécies de macrófitas flutuantes que formam um grande grupo de plantas
vasculares. Uma das espécies mais estudadas é Eichornia crassipes (aguapé ou jacintod’água),
por sua grande capacidade de crescimento vegetativo, além de Lemna spp. e Pistia
stratiotes. Estes sistemas são utilizados para diferentes finalidades, entre as quais se
destacam como tratamento terciário para remoção de nutrientes (especialmente fósforo e
nitrogênio) que são incorporados à biomassa das plantas. A redução da matéria carbonácea
(DBO 5 ) e SS ocorre principalmente através do metabolismo microbiano e por
sedimentação.
a.2) Sistemas de wetlands com macrófitas submersas: neste sistema as macrófitas
aquáticas ficam totalmente submersas, ou seja, suspensas na massa líquida podendo ou não
estar enraizadas no sedimento do fundo. Muitas vezes plantas submersas apresentam como
característica uma porção aérea que estende acima da superfície da água ou efluente, para
florescer e aumentar a captura de luz (IWA, 2000). Alguns exemplos são Egeria densa,
Elodea canadensis e Myriophyllum aquaticum. O principal uso potencial destas macrófitas
submersas é o polimento de águas de esgoto após o tratamento secundário. Com o aumento
de oxigênio na água pelo processo fotossíntetico durante o período diurno, altas taxas de
oxigenação são obtidas, o que forma condições para a mineralização da matéria orgânica.
a.3) Sistemas de wetlands com macrófitas emergentes: sistemas com fluxo superficial
em que as macrófitas (caule, folhas e flores) se estendem além da massa líquida. As mais
comuns são Scirpus spp., Typha spp., Juncus spp. e Eleocharis spp. Os materiais
particulados (SS) tendem a sedimentar devido à baixa velocidade de escoamento. Estas
partículas contêm componentes que promovem uma DBO 5 , formas fixadas de nitrogênio
total e fósforo total, metais, entre outros. Estes poluentes insolúveis fazem parte dos
elementos dos ciclos biogeoquímicos da massa líquida e da superfície do solo. Ao mesmo
tempo, as frações dissolvidas da DBO 5 , nitrogênio e fósfoto total são adsorvidos no solo,
pelos microrganismos e pela vegetção presente. Estes elementos dissolvidos, também,
entram nos ciclos existentes no meio (KADLEC & KNIGHT, 1996).
Philippi & Sezerino (2004) ainda classificam como pertencendo aos sistemas de fluxo
superficial:

40
- Sistemas de wetlands com substrato flutuante: algumas macrófitas emergentes são
capazes de formar uma espécie de substrato flutuante que é constituído de grande
quantidade de tecidos mortos, provenientes da própria macrófita, que se acumulam e
formam um emaranhado de matéria orgânica, de onde novas espécies podem se fixar e
crescer. O gênero Typha é um exemplo de macrófita que pode formar este tipo de
emaranhado.
b) Sistemas de escoamento subsuperficial (filtros plantados com macrófitas): neste
sistema existe preenchimento com algum tipo de recheio (brita, areia, solo) no qual o
escoamento da água/efluente ocorre abaixo da superfície deste substrato. Nestes sistemas
ocorre a utilização de macrófitas emergentes, às quais desenvolvem o sistema radicular
preso ao substrato. A profunda penetração do sistema radicular permite a exploração de um
grande volume de sedimentos, dependendo da espécie considerada. Uma espécie típica de
macrófita aquática emergentes utilizada em vários países é Phragmites australis e no Brasil
destacam-se os gêneros Typha e Eleocharis.
O sistema de fluxo subsuperficial ainda é subdividido de acordo com a finalidade de
purificação de águas em (PHILIPPI & SEZERINO, 2004):
b.1) Sistemas com fluxo subsuperficial horizontal: o efluente a ser tratado é disposto na
porção inicial do leito de onde irá percolar vagarosamente através do material filtrante até
atingir a porção final. Esta percolação tende a seguir um fluxo horizontal e é impulsionada
pela declividade do fundo. Durante a percolação, o esgoto entrará em contato com as
regiões aeróbias, anóxicas e anaeróbias. A camada aeróbia é mais evidente ao redor das
raízes, pois estas tendem a transportar o oxigênio da parte aérea para as raízes.
b.2) Sistemas com fluxo subsuperficial vertical: o efluente é disposto sob a superfície
inundando e percolando verticalmente ao longo de todo o perfil vertical do módulo de
tratamento, sendo coletado no fundo por meio de um sistema de drenagem/coleta.
3.3 Mecanismos para redução de cargas poluidoras nos WC’s
A remoção de poluentes nos WC’s envolve uma complexidade de processos físicos,
químicos e biológicos que ocorrem simultaneamente. Os processos de tratamento incluem

41
sedimentação, filtração, precipitação, sorção, decomposição microbiológica, nitrificação e
desnitrificação (KADLEC, 1998; WYNN & LIEHR, 2001). Sendo que cada constituiente
destes sistemas apresentam influência de forma distinta para a remoção dos poluentes, ou
seja, é dependente da própria coluna d’água, substrato, vegetação (macrófitas), população
de microrganismos associados e animais vertebrados e invertebrados (FIGUEIROA, 1996).
A eficiência de um WC está diretamente relacionada à percentagem de nutrientes e
substâncias químicas absorvidas, transformadas ou decompostas pelo ecossistema ali
formado (CUNHA, 2006).
Grande parte das transformações bioquímicas ocorridas e WC’s são controladas
pela população microbiana presente (KADLEC et al., 2004). A degradação biológica de
micropoluentes orgânicos pode ser verificada em locais com atividade microbiana intensa.
A rizosfera expansiva das macrófitas proporciona o surgimento de uma zona enriquecida
para que os microrganismos se envolvam na degradação de compostos orgânicos por meio
de organismos aeróbios e facultativos aderidos às raízes e rizomas das plantas e presentes
no substrato, ou por via fermentativa, realizada por organismos anaeróbios nos sítios de
potencial oxi-redução negativos.
Os mecanismos citados na Tabela 7 são encontrados na maioria das configurações
de WC’s.
Tabela 7. Principais mecanismos atuantes na remoção de poluentes em WC’s
Constituintes das águas
Mecanismos de remoção
residuárias
Sedimentação/Filtração
Decomposição
Sólidos Totais Precipitação e coprecipitação
Oxidação pelos microrganismos
Assimilação pelas plantas
Degradação microbiana (aeróbia e anaeróbia)
DBO e DQO
Sedimentação (acumulação de matéria orgânica na
superfície do sedimento)
Filtração
Reações de adsorção aos sítios das plantas e
microbiota
Fósforo
Precipitação com Al, Fe, Ca e argilo minerais do
solo
Formação de complexos com a matéria orgânica
Assimilação pelas plantas aquáticas e microbiota
continua

Constituintes das águas
residuárias
Nitrogênio
Sulfato
Metais
Fenol
Patógenos
42
Continuação da Tabela 7
Mecanismos de remoção
Amonificação seguida pela Nitrificação e
Desnitrificação
Assimilação pelas plantas aquáticas
Volatilização da amônia
Adsorção (troca catiônica)
Respiração do sulfato
Precipitação de sulfetos metálicos
Sedimentação/Filtração
Reações de adsorção
Precipitação com material orgânico e acúmulo no
sedimento
Precipitação na forma de hidróxidos e sulfetos
Assimilação pelas plantas aquáticas
Transformações microbianas (oxidação)
Adsorção a matéria orgânica e partículas do solo
Degradação microbiana
Sedimentação/Filtração
Radiação Ultravioleta
Oxidação
Adsorção a matéria orgânica
Predação e ataque por vírus
Morte natural
Exposição a biocidas excretados por macrófitas
Fonte: BRIX, 1993; ESTEVES, 1998; FAULKNER & RICHARDSON, 1989; GERSBERG, GEARHEART
& IVES, 1989; KADLEC, 1994; KADLEC et al., 2000; LEITÃO et al., 2006; REDDY & D’ANGELO,
1994; REED, CRITES & MIDDLEBROOKS, 1995; WATSON et al., 1989.
3.3.1 Sedimentação/Filtração
Muitos poluentes presentes em águas residuárias estão associados com a quantidade
de matéria sólida presente. Em WC de escoamento subsuperficial os sólidos em suspensão
que não foram removidos nas unidades primárias de tratamento, são retidos por filtração e
sedimentação (COOPER et al., 1996 apud PHILIPPI & SEZERINO, 2004). Ambas estão
relacionadas às baixas velocidades de percolação dos esgotos nos WC’s, associadas com a
presença de macrófitas e o material de recheio (KADLEC & KNIGHT, 1996). Os
mecanismos de filtração são complexos e consistem na sedimentação, no impacto das
partículas com adesão ao material inerte e na composição do biofilme (METCALF &
EDDY, 1991).

43
À medida que o esgoto é disposto no WC e percola no leito, a condutividade
hidráulica inerente ao material tende a ser reduzida até que ocorra a completa colmatação
do mesmo. Portanto, a colmatação é uma conseqüência da retenção de sólidos, do
crescimento do biofilme aderido (LANGERGRABER et al., 2003) e precipitação química
(PLATZER & MAUCH, 1997). Ciclos intermitentes de aplicação em WC de escoamento
subsuperficial de fluxo vertical são mais eficientes para aeração do material filtrante e
conduzem a uma rápida biodegradação da matéria orgânica, diminuindo assim, a
velocidade de colmatação.
A distribuição dos tamanhos dos grãos que compõem o material filtrante influencia
diretamente na condutividade hidráulica e no volume de vazios, sendo por isso um
importante parâmetro de projeto de dimensionamento destes sistemas (PHILIPPI &
SEZERINO, 2004).
O processo físico de sedimentação e filtração dos sólidos suspensos também é
responsável pela remoção de porções significativas de outros constituintes das águas
residuárias como DBO 5 , nutrientes e patógenos (KADLEC et al., 2000).
3.3.2 Precipitação
Para a remoção de fósforo nos WC’s, os mecanismos mais atuantes são as reações de
adsorção e precipitação quando este tem oportunidade de contato com um volume
significante do substrato. O fósforo inorgânico pode, também, se tornar indisponível por
adsorção à fase sólida, por precipitação e complexação pelo material orgânico retido nos
WC’s, embora se saiba que, por dessorção da fase sólida e, ou, alterações químicas no meio
e por mineralização do materail orgânico pode voltar a ser disponibilizado no líquido
(FREITAS, 2006).
A precipitação do PO 3- 4 com óxidos de Fe, Al ou Ca dissolvidos, forma combinações
sólidas (fosfato de Fe, Al ou Ca) no solo ou água. Estes minerais de fosfato são
potencialmente muito estáveis no solo e podem ser, dessa forma, mantidos por longo
tempo. Estas reações são controladas pela interação do pH e potencial redox com os
minerais presentes, bem como a área superficial dos grãos (DRIZO et al., 1999).

44
A precipitação pode ocorrer também através de argilas que tem grande capacidade de
adsorção de fosfato, e dentre elas, principalmente aquelas que têm ferro e alumínio em sua
constituição.
3.3.3 Adsorção
As reações no solo envolvem certos elementos como a argila, os óxidos de ferro e
alumínio, os componentes de cálcio presentes e o pH do solo. Solos de textura muito fina,
bem como os de alto teor de argila, tendem a ter um alto potencial de adsorção mas
aumentam o tempo hidráulico de residência. A brita e a areia que possuem textura grosseira
têm baixa capacidade de adsorção do fósforo, por exemplo, e os solos hidromórficos, que
são ácidos e orgânicos, têm um elevado potencial de adsorção devido à presença de ferro e
alumínio (REED et al., 1995).
A capacidade do meio em adsorver fósforo é limitada e, caso os limites sejam
ultrapassados, os WC’s tornam-se incapazes de reter mais desse elemento por sorção
(USEPA, 2000).
O termo sorção geralmente é aplicado aos processos de adsorção do íon ortofosfato
pela argila e óxidos de ferro ou alumínio no solo (sorção química). Em pH maior que 6, as
reações ocorrem através de combinações de adsorção com o Fe e Al, seguidos de
precipitação com o cálcio fosfatado solúvel. Para pH menores, a precipitação com fosfatos
de Fe e Al tornam-se significantes.
No Brasil, Sezerino & Philippi (2000) apontaram para uma eficiência de remoção de
ortofosfatos de 92% em sistema composto por tanque séptico seguido de um WC de
escoamento subsuperficial. Salati Filho et al. (2000) obtiveram eficiência de remoção de
ortofosfato de 70% e fósforo total de 67% em uma unidade em escala piloto aplicada como
tratamento terciário.
Em relação aos metais, grande parte destes apresenta afinidade por adsorção e
formação de complexos com materiais orgânicos e vão sendo acumulados nos WC’s
(WATSON, 1989).

45
3.3.4 Evapotranspiração
Além da evaporação, o retorno da água para a atmosfera pode ocorrer através do
processo de transpiração, no qual a água absorvida pelos vegetais é evaporada a partir de
suas folhas. A evapotranspiração (ET) é o conjunto de processos físicos e fisiológicos que
provocam a transformação da água precipitada na superfície da terra em vapor. Sendo a
evaporação (E) o conjunto de fenômenos de natureza física que transformam em vapor a
água precipitada sobre a superfície do solo, a água dos mares, rios, lagos e dos reservatórios
de acumulação; e, a transpiração (T) é o processo de evaporação decorrente de ações
fisiológicas dos vegetais, que por meio das raízes retiram água do solo para suas atividades
vitais parte dessa água é cedida à atmosfera em forma de vapor, na superfície das folhas
(GARCEZ & ALVAREZ, 1988). Os valores de água emitidos para a atmosfera através das
plantas representam uma porção significativa do movimento da água através do ciclo
hidrológico. De forma geral, a ET tem influência direta da superfície avaliada e dos
fenômenos climáticos como temperatura, radiação solar, vento, umidade do ar, pressão de
vapor, precipitação, além da vegetação (MEDEIROS, 2002), que podem variar bastante de
um local para outro.
A ET pode ser expressa como a quantidade equivalente de água evaporada por
unidade de tempo, geralmente expressa como lâmina de água por unidade de tempo (mm
d -1 ) (BURMAN et al., 1983).
No início do século 20, Otis (1914) observou que áreas colonizadas com macrófitas
aquáticas normalmente apresentavam maiores perdas de água quando comparadas com a
superfície livre de água. O autor atribuiu que as maiores perdas estavam relacionadas às
diferenças da morfologia interna e externa das espécies. Considerando que são plantas com
diferentes hábitos de crescimento, algumas com folhas com disposição ereta em posição
oblíqua à superfície d'água, como as dos gêneros Typha, Pontederia e Eichhornia, outras
com folhas dispostas sobre a superfície, como as dos gêneros Lemna, e outras com folhas
dispostas em roseta e bastante pilosas, com Pistia stratiotes, os resultados evidenciam a
importância da forma da planta e da estrutura de suas colonizações em relação às perdas
d'água por ET. Rosa et al. (2009), avaliando a ação de macrófitas aquáticas concluiram que
a colonização por qualquer macrófitas aquáticas por eles estudadas aumentou as perdas
d’água dos mesocosmos, sendo os maiores valores observados para Typha latifolia, quando

46
comparada com Echinochloa polystachya, Brachiaria subquadripara, Pontederia
lanceolata e Myriophyllum aquaticum.
Kadlec (1998) observou que estandes densos de vegetação emergente reduziram a
perda total de água e concluiu que a vegetação removeu menos água através da transpiração
do que teria evaporado de água de superfície aberta. Também, wetlands que mostram taxa
de ET igual ou ligeiramente inferior da evaporação e aqueles experimentos que mostram
taxas mais elevadas de ET têm sido realizados sob pequena escala incapaz de compensar os
efeitos de borda.
Gallina (2010), avaliando a taxa de ET de um sistema WC de escoamento
subsuperficial no município de Guaporé, RS, obteve uma taxa média de 23,08%, sendo que
esta variou de 4,67 a 67,5% em 20 dias de avaliação.
Em relação à utilização de macrófitas aquáticas em sistemas WC’s no tratamento de
efluentes, o processo de ET pode influenciar significativamente o volume final do efluente
e consequentemente a concentração dos poluentes. Portanto, segundo Dornelas et al.,
(2009), as eficiências de wetlands devem ser calculadas com base na carga (vazão x
concentração) removida, e não apenas com base na concentração, uma vez que a vazão
efluente é menor, o que faz com que o efluente saia mais concentrado. Altas taxas de ET
podem levar à concentração do efluente devido à perda de água, mesmo com grandes
reduções em carga de determinados poluentes (KADLEC, 1998).
3.3.5 Volatilização
O principal elemento que sofre o mecanismo de volatilização é o nitrogênio. O
+
nitrogênio amoniacal (NH 4 e NH 3 ) é a forma de nitrogênio mais reduzida e quando o pH
da suspensão estiver inferior a 8, praticamente todo o nitrogênio amoniacal encontra-se na
forma de NH + 4 que é fixa. No entanto, quando o pH for de 9,5, aproximadamente 50% do
nitrogênio estará na forma de NH 3 que é volátil e 50% na forma de NH + 4 . Caso o valor do
pH seja superior a 11, praticamente todo ele estará na forma de NH 3 (VON SPERLING,
2005). As perdas de NH 3 através da volatilização de solos alagados e de sedimentos são
insignificantes se o pH for menor do que 7,5 e muitas vezes não são importantes se o pH
for menor do que 8,0. Em pH igual a 9,3 a relação de amônia para íon amônio é 1:1 e as

47
perdas podem ser elevadas. A volatilização da amônia não atinge valores significativos em
WC’s, pois o pH no interior dos mesmos tende a se manter na faixa da neutralidade, não
favorecendo tal processo, que ocorre predominantemente em meios básicos
(MANNARINO, 2003).
Em uma ampla revisão de literatura, Vymazal (1995) apud IWA (2000) resume que a
taxa de volatilização do nitrogênio é controlada pela concentração de NH + 4 na água,
temperatura, velocidade do vento, radiação solar, a natureza e número de plantas aquáticas
e a capacidade do sistema de trocar o pH em ciclos diurnos (a ausência de CO 2 aumenta a
volatilização). Poach et al. (2002) mostraram que em WC’s em escala piloto, valores entre
7 e 16% da carga de nitrogênio aplicada (16 a 53 kg N -1 ha -1 d -1 ) foi perdida por
volatilização, e que a volatilização respondeu por valores entre 12 e 33% de todo o
nitrogênio removido nos WC’s.
Quanto à remoção de fósforo é possível que ocorra nos WC’s como gás PH 3
(KADLEC & KNIGHT, 1996). Isto pode ocorrer em ambientes de baixo potencial redox
juntamente com o metano. Dévai et al. (1988) apud Kadlec & Knight (1996) estimaram que
aproximadamente 1,7 g PH 3 m 2 ano -1 foi perdido em um sistema de WC’s na Hungria.
3.3.6 Troca Iônica
O potencial de troca catiônica de um material filtrante é quantificado através do
índice CTC (Capacidade de Troca Catiônica), o qual mede o número de sítios ativos
ligantes por massa ou volume (expresso usualmente como meq 100 g -1 ) (PHILIPPI &
SEZERINO, 2004).
As propriedades CTC do tecido vegetal das macrófitas está atribuído a grupos
funcionais carboxílicos (-COOH). Estudos têm sido conduzidos no intuito de determinar os
valores das diversas macrófitas empregadas nos WC’s. Em relação aos metais
positivamente carregados, estes se ligam aos sítios ativos, carregados negativamente,
dispostos na superfície do material adsorvente.

48
3.3.7 Transformações microbianas
Dentre os mecanismos de redução de cargas poluidoras as quais os microrganismos
estão associados pode-se citar a degradação, a oxidação e o processo de
nitrificação/desnitrificação.
A degradação via microrganismos ocorre devido à necessidade destes em obter
energia e fonte de carbono para seu metabolismo e reprodução. Estas fontes de energia e
carbono, portanto, são obtidas por meio de reações de oxi-redução dos compostos orgânicos
e inorgânicos presentes nas águas residuárias, e na captação da luz solar, bem como na
utilização do carbono orgânico e do dióxido de carbono (CO 2 ).
A matéria carbonácea é na maior parte, degradada aerobiamente (na presença de O 2 )
por microrganismos, principalmente bactérias aderidas ao material filtrante e raízes das
macrófitas. A degradação anaeróbia (ausência de O 2 ) também ocorre, e em sistemas
saturados de água/efluente, como em WC’s de escoamento superficial de fluxo horizontal,
como a maior forma de degradação. A degradação da matéria orgânica na forma aeróbia é
governada por bactérias aeróbias heterotróficas, sendo os principais agentes de redução de
DBO 5 . O processo de degradação anaeróbia da matéria orgânica é mediado por bactérias
facultativas ou anaeróbias obrigatórias ocorrendo em dois estágios: primeiro a conversão da
matéria orgânica gerando ácidos e álcoois e, segundo, dá-se a conversão da matéria
orgânica para a síntese de novas células, a metano e dióxido de carbono (PHILIPPI &
SEZERINO, 2004).
Cabe ressaltar que nutrientes inorgânicos (C, N, P, S, K, Ca e Mg) também são
importantes ao metabolismo microbiano.
Em relação ao fósforo, os microrganismos presentes em WC’s (bactérias, fungos,
algas) requerem este elemento para para seu crescimento e o incorporam em seus tecidos.
Como estes seres crescem e multiplicam-se rapidamente, ocorre desta forma, uma rápida
incorporação do fósforo presente nas águas residuárias.
Dentre as transformações microbianas, a sequência de processos de nitrificação e
denitrificação são os principais mecanismos atuantes na redução do nitrogênio em WC’s. A
nitrificação é um processo quimioautotrófico, definida como a oxidação biológica da
amônia a nitrato sob condições aeróbias e mediadas, principalmente, pelos gêneros
Nitrosomonas e Nitrobacter (IWA, 2000). A nitrificação ocorre em duas etapas sendo a

49
primeira a conversão da amônia a nitrito e a segunda, o nitrito formado é convertido a
nitrato. Uma série de fatores influenciam neste processo como pH, alcalinidade,
temperatura, fonte de carbono inorgânico, concentração de amônia e quantidade de
oxigênio dissolvido. Aproximadamente 4,3 mg de O 2 por mg de nitrogênio amoniacal são
necessárias para oxidar a amônia a nitrato.
A denitrificação biológica é um processo no qual o nitrato é convertido em nitrito e
este reduzido a óxido nítrico, óxido nitroso, e finalmente a nitrogênio na forma de gás, sob
condições anóxicas (COOPER et al., 1996), sendo os três últimos voláteis.
3.3.8 Assimilação pelas plantas/tecidos vivos
O fósforo também é incorporado nos tecidos dos organismos vivos associados aos
WC’s. A faixa de concentração incorporada no tecido das macrófitas varia entre 0,1 a 0,4%
em peso seco (KADLEC & KNIGHT, 1996). Brix (1997) aponta para uma remoção de
fósforo (incorporação seguido de poda) de aproximadamente 30 a 150 kg m 2 ano -1 (0,008 a
0,041 g m 2 dia -1 ). A retirada pelas plantas pode ser significante em sistemas de baixa-taxa e
fluxo superficial, quando a colheita da vegetação é praticada rotineiramente. Nestes casos a
colheita pode representar de 20 a 30% da remoção de fósforo, porém a vegetação usada nos
WC’s não é considerada um fator significante na remoção de fósforo. Se não for realizada a
colheita nos WC’s de fluxo superficial o fósforo volta para o sistema aquático devido ao
decaimento natural da vegetação. A remoção de fósforo por aguapés e outras plantas
aquáticas fica limitado às necessidades das plantas não excedendo 50-70% do fósforo
presente no afluente (REED et al., 1995).
Este mecanismo também é atuante em relação aos metais, onde estes não são
removidos durante o tratamento, mas sim acumulados ou na massa filtrante ou no tecido
das plantas, sendo portanto, um potencial poluídor. Cooper et al. (1996) relata que cargas
acumuladas em cerca de 414,9 g Pb ha -1 , 502,9 g Cu ha -1 , 766,9 g Zn ha -1 e 62,9 g Cd ha -1
foram associadas a Typha spp..
Segundo Brix (1997) está na faixa de 200 a 2.500 kg N ha -1 ano -1 (0,05 a 0,68 g m 2
d -1 ) a capacidade de retirada de nitrogênio (assimilação seguida de poda da biomassa) pelas
macrófitas.

50
3.4 Sistemas integrados de tratamento de esgoto doméstico via WC’s
A integração de diferentes métodos de tratamento de esgotos possibilita unir as
vantagens e também minimizar as ineficiências de cada tratamento, aparecendo como
alternativa para a remediação de impactos ambientais de forma mais limpa. Estas
integrações também são apresentadas como definições de sistemas sequenciais, combinados
ou híbridos. Estas integrações podem envolver os WC’s com processos convencionais
como o caso dos reatores anaeróbios de manta de lodo de fluxo ascendente (UASB) +
WC’s (SOUSA et al., 2004; BEVILACQUA et al., 2009), assim como com os processos
ditos avançados como a osmose reversa (MURRAY-GULDE et al., 2003) e POA’s
(ARAÑA et al., 2008; ANTONIADIS et al., 2010; GRAFIAS et al., 2010).
A utilização de WC’s na melhoria da qualidade das águas residuárias, apesar de bem
difundida em todo o mundo, pode ser ainda considerada uma tecnologia recente no Brasil
(CUNHA, 2006). A utilização de WC’s como uma tecnologia de tratamento de águas
residuárias tem sua origem na Europa, nos anos 60, com seu uso para redução de materiais
orgânicos em efluentes de origem industrial e, atualmente são bastante utilizados em países
desenvolvidos para tratar águas de drenagem de minas ácidas, águas pluviais, efluentes
secundários de estações de tratamento de esgotos e, mais recentemente, chorumes de
aterros sanitários (DOBBERTEEN & NICKERSON, 1991). As experiências nos países em
desenvolvimento, entretanto, ainda não são significativas apesar de as condições naturais de
muitos países que se encontram em climas tropicais (temperaturas elevadas, com poucas
variações e incidência de luz solar durante todo o ano, por exemplo, contribuindo para o
crescimento das plantas e microrganismos e para a aceleração processos químicos e
biológicos que ocorrem em seu interior) serem favoráveis ao uso de WC’s (WYNN &
LIEHR, 2001).
Os WC’s são utilizados no tratamento secundário e terciário, especialmente quando
se trata de efluentes domésticos de composição complexa. Mas torna-se necessário sempre
o tratamento primário para impedir acumulações de sólidos, evitando assim, o processo de
colmatação. A estação de tratamento utilizando wetlands é um sistema físico-biológico,
com estrutura de biofiltro, constituído por raízes. Neste sistema, o esgoto é lançado, por
meio de uma rede de tubulações instaladas na área plantada, ou seja, na zona de raízes. Esta

51
área plantada deve ser dimensionada de acordo com a demanda de esgoto prevista para a
situação predeterminada (VAN KAICK, 2002).
Para esgotos domésticos cerca de 90% da eliminação da DQO ocorre em um período
de sete dias de detenção em WC’s de fluxo superficial. A redução de nutrientes, compostos
de fósforo e nitrogênio, requer um tempo maior de retenção do substrato. Para eliminar os
nutrientes em cerca de 90% é necessária uma retenção de 7 a 14 dias de fluxo superficial
(KADLEC & KNIGHT, 1996).
O Brasil é um dos países mais avançados, mundialmente, em pesquisa e utilização de
sistemas anaeróbios de tratamento de efluentes, sendo um dos primeiros países no mundo a
usar reatores que empregam esse tipo de tecnologia como unidades principais de grandes
estações de tratamento de efluentes domésticos (ZANELLA et al., 2009).
O reator UASB possui grande potencial para tratamento de esgotos em regiões
tropicais. Este reator remove cerca de 70% de material carbonáceo com TDH relativamente
pequeno, 0,25 dias. Contudo, o efluente advindo desse reator, bem como de demais
tratamentos anaeróbios, necessitam de um pós-tratamento para remover a matéria orgânica
insolúvel e nutrientes, principalmente o fósforo e nitrogênio, pois tendem a não atender as
exigências ambientais legais de descarte de efluentes. Vários estudos já realizados na
tentativa de pós-tratar efluente anaeróbio, sendo que se destacam os WC’s pela sua
capacidade de remover carga poluidora, manter a conservação dos ecossistemas terrestres e
aquáticos, reduzirem o aquecimento global da terra, fixar o carbono do meio ambiente,
mantendo o equilíbrio do CO 2 , além de conservar a biodiversidade (DENNY, 1997). Nesse
sentido, nessas últimas décadas, em vários países do mundo estão sendo feitas pesquisas
utilizando estes sistemas para o pós-tratamento de esgotos domésticos tratados
anaerobiamente (VAN KAICK, 2002).
Sousa et al. (2000) avaliaram a eficiência WC’s no pós-tratamento de esgoto
proveniente de um reator UASB. Dos quatro sistemas instalados, três eram plantados e um
não plantado (controle) e operados com diferentes cargas hidráulicas: 4,5; 3,3 e 2,3 cm d -1 .
As eficiências médias de remoção de matéria orgânica (DQO) entre 76 e 84%, para cargas
aplicadas variando de 6,58 a 14,2 g DQO m -2 d -1 . Os autores indicam que o aumento da
carga hidráulica aplicada não interferiu na qualidade do efluente produzido pelos sistemas,
portanto os sistemas estavam subcarregado de matéria orgânica. Porém, o controle produziu

52
efluente com concentração similar aos demais, portanto, a presença de Juncus sp. pouco
influenciou na remoção de matéria orgânica. Para a remoção de nutrientes, atingiu a
eficiência de 86 e 87% para nitrogênio amoniacal e nitrogênio total, respectivamente. No
wetland controle a remoção de NTK foi de apenas 27% a 31% e Ptotal de 50%, podendo,
portanto, dizer que os sistemas vegetados foram considerados eficientes para a remoção de
nutrientes. Macrófitas do gênero Juncus sp. apresentaram-se capazes de remover nitrogênio
e fósforo de efluente pré-tratado anaerobiamente.
Sousa et al. (2004) avaliando a eficiência de pós-tratamento de efluente de reator
UASB em WC’s com taxa de aplicação hidráulica de 23 mm d -1 , verificaram redução de 70
a 86% de DQO nos sistemas vegetados com Juncus sp., porém não houve diferença
significativa em relação ao sistema não-vegetado (controle). Desta forma constataram que
as plantas não tiveram influência significativa para a remoção de matéria orgânica.
Diferentemente em relação ao NTK que se mostrou significativamente diferente nos
sistemas vegetados. Em relação ao fósforo, observaram uma eficiência bastante grande no
primeiro ano de avaliação (82 a 90%), seguido de um decaindo nos anos seguintes. Os
autores associaram esse decaimento à saturação do substrato com compostos de fósforo
precipitado. Mesmo não havendo diferença significativa, a concentração de coliformes dos
sistemas vegetados se manteve inferior ao sistema não-vegetado. O efluente dos WC’s se
enquadra para a destinação de culturas não consumidas cruas.
Dornelas et al. (2009) avaliaram a eficiência de WC’s de fluxo subsuperficiais
horizontais como pós-tratamento de efluentes de reator UASB, comparando o desempenho
de uma unidade plantada e outra não plantada (controle). O efluente final apresentou
excelente qualidade em termos de matéria orgânica e sólidos suspensos, mas apresentou
baixa capacidade de remoção de nutrientes. Os valores médios de concentração efluente
para as unidades plantadas e não plantadas foram, respectivamente: DBO 5 : 15 e 17 mg L -1 ;
DQO: 43 e 52 mg L -1 ; SST: 6 e 4 mg L -1 ; NT: 29 e 32 mg L -1 ; Ptotal: 1,9 e 1,9 mg L -1 ; E.
coli: 1,5.10 5 e 5,1.10 5 NPM/100 mL. O sistema plantado apresentou concentrações
efluentes e eficiências de remoção significativamente melhores em relação a não plantada
para os parâmetros DQO, NT e E. coli. Os autores evidenciam que WC’s de fluxo
subsuperficial podem efetivamente tratar efluente de reatores anaeróbios. Em termos de
eficiência global, os sistemas UASB + WC plantada atingiu remoção de 91 e 90% em

53
DBO 5 e DQO respectivamente, e o sistema UASB + WC não plantada removeu 90 e 88%
destes parâmetros. A mesma situação ocorreu para SST, produzindo efluentes finais 97% e
6 mg L -1 no sistema plantado e 98% e 4 mg L -1 no sistema não plantado. Em relação aos
nutrientes (N e P), a remoção foi menos expressiva (NT: 14% no sistema plantado e 6% no
sistema não plantado; PT: 35% ambos sistemas). Houve remoções de 1 a 2 unidades
logarítmicas para E. coli, com melhor desempenho para a unidade plantada. Os autores
ressaltam a considerável perda de água por evapotranspiração na wetland plantada e
evaporação na WC não plantada, com valores médios de 42% e 22%, respectivamente.
Zanella et al. (2009) avaliaram a eficiência de WC’s em escala piloto vegetados com
Cyperus papyrus para o pós-tratamento de efluente de campus universitário, pré-tratado
anaerobiamente com reator compartimentado de três câmaras. Os autores enfatizam que
mesmo com TDH baixo (1,5 dias), o sistema foi capaz de remover matéria orgânica e
sólidos, atingindo remoção média de 62 ± 27% para DQO, 49 ± 45% para DBO 5 , chegando
a valores mínimos de 0,9 mg L -1 e eficiência máxima de remoção de 97%. O sistema foi
adequado à remoção de sólidos com valores médios de 71 % para sólidos em suspensão, e
uma concentração mínima de 0,3 mg L -1 de SST, 0 mg L -1 para SSF, e para SSV atingiu a
concentração mínima de 0,3 mg L -1 . Para o fósforo, a eficiência de remoção não foi
constante, sendo o valor médio de 27,7 ± 30,4% de remoção. O sistema também não se
mostrou eficiente para a remoção de microrganismos do grupo coliforme, sendo que os
valores mínimos alcançados de 6,0.10 5 NMP/100 mL para coliformes totais e 1,0.10 3
NMP/100 mL para coliformes termotolerantes, sendo os percentuais médios de remoção de
86 ± 30 % e 92 ± 12 %, respectivamente. As remoções de coliformes e fósforo foram
consideradas com baixa eficiência pelos autores.
Bevilacqua et al. (2009) avaliaram a aplicação de WC’s como pós-tratamento de
esgotos sanitários em reator UASB, em termos de remoção de ovos de helmintos. Os
autores testaram diferentes configurações, incluindo variações de fluxo (superficial e
subsuperficial) e de macrófita cultivada (Brachiaria arrecta e Typha sp.). Verificaram-se
reduções de ovos de helmintos nas configurações testadas, porém não para atingir o limite
da Organização Mundial da Saúde (OMS) para irrigação com esgotos sanitários (< 1 ovo de
helmintos/L). As eficiências de remoção variaram entre 79% no fluxo subsuperficial e 84%
no fluxo superficial. As porcentagens de amostras com níveis não detectáveis de ovos de

54
helmintos nos efluentes foram: 50% no fluxo superficial e 40% no fluxo subsuperficial. A
detecção de ovos nos efluentes se deu em números relativamente elevados, sendo que os
autores concluem que WC’s, sob as condições operacionais testadas, não demonstraram
estabilidade na remoção de ovos de helmintos.
Pereira et al. (2009) avaliaram a eficiência de WC’s como pós-tratamento de
efluente de reator UASB para aproveitamento da biomassa para alimentação animal. Foram
testados os fluxos superficial e subsuperficial e vegetadas com dois tipos de macrófitas
(Brachiaria arrecta e Typha spp.). O efluente do reator UASB continuou apresentando
altas concentrações para todos os parâmetros biológicos analisados, resultando na
contaminação das macrófitas. Na pior situação houve 10 4 E. coli, 228 cistos de Giardia sp.,
321,4 oocistos de Cryptosporidium sp. e 147,2 ovos de helmintos por 100 g (peso úmido).
A unidade que apresentou maior valor médio para E. coli foi a de fluxo superficial (2,7.10 4
NMP/100g). A contaminação da cobertura vegetal foi menor na unidade de fluxo
subsuperficial, mas wetlands construídos parecem não proteger a contaminação da parte
aérea das macrófitas, levando a risco potencial à saúde humana (operadores) e animal
(eventual consumidor da biomassa).
Santiago & Calijuri (2009) avaliaram a eficiência de pós-tratamento de esgoto
doméstico em WC’s com fluxo subsuperficial, pré-tratado anaerobiamente em sistema
decanto-digestor. O sistema de tratamento apresentou 85% de remoção da matéria orgânica
em termos de DQO e 86% de DBO 5 ; 90% de remoção de SST. A remoção dos nutrientes,
nitrogênio amoniacal, fósfoto total e solúvel foram de: 25%, 36% e 40%, respectivamente.
Verificou-se uma evapotranspiração em torno de 34% da vazão que entrava nos WC’s. A
matéria orgânica, removida primeiramente no decanto-digestor, imprimia eficiência de
remoção média da ordem de 68% de DQO e de DBO 5 e a eficiência global do sistema em
86 ± 8% para DQO e 85 ± 11% para DBO 5 . A eficiência global de remoção de sólidos
ficou em 90 ± 38% para SST com mínimo de não detectável e máximo de 28 mg L -1 . A
eficiência de remoção de nitrogênio amoniacal foi pequena, havendo aumento do mesmo
no efluente ao sistema. A eficiência global de remoção do fósforo foi de 36 ± 25% para o
fósforo total e de 40 ± 43% para o fósforo total solúvel. Os dois alagados apresentaram
baixa eficiência de remoção de E. coli (2,1 unidades logarítmicas), sendo menor que a
eficiência do decanto-digestor.

55
Freitas (2008) avaliou a eficiência de tratamento de efluente doméstico do campus
universitário da UNISC com WC’s vegetado por Pennisetum purpureum. A melhor
eficiência de remoção atingida pelo sistema foi de 43%, atingindo concentração de 48,9
mg L -1 de matéria orgânica em termos de DQO. A concentração do efluente em nitrogênio
amoniacal variou entre 73 e 50,5 mg L -1 , sendo que a remoção ficou em torno de 50% de
eficiência. Para o sistema vegetado por Zizaniopsis bonariensis apresentou redução da
matéria orgânica em DQO de 26% e de nitrogênio amoniacal em 50%, sendo que houve
elevação dos valores de nitrogênio amoniacal para 500 mg L -1 e 799 mg L -1 . Foi observado
que no mês em que não houve redução de DQO no sistema, coincidiu com o período no
qual provavelmente não houve desenvolvimento de raízes.
Voese (2008) avaliando o pós-tratamento em WC’s vegetados por Typha sp. e
Pennisetum purpureum para efluente doméstico pré-tratado em reator UASB do campus
universitário da UNISC, obteve 72% de redução de DQO e 65% de redução de nitrogênio
-
amoniacal. A maior conversão de N-NO 3 ocorreu no wetland de fluxo descendente.
Durante a fase vegetada por P. purpureum houve alta redução de DQO total (71,6%). Neste
sistema, houve tendência de manutenção do pH entre 7,5 e 8,0. As reduções de demanda
química de oxigênio apresentam valores de 72% da DQO inicial na etapa de anaerobiose e
65% de redução do nitrogênio amoniacal.
Mazzola et al. (2005) avaliaram o desempenho de leitos cultivados de fluxo vertical
em batelada com diferentes tempos de reação (24, 48, 72 e 96 h) sendo um dos sistemas
vegetado com Eleocharis sp. e outro não-vegetado. Para o tempo de reação de 24h os
resultados em termos de concentração passaram de 12,4 para 12,1 mg L -1 de Ptotal; de 39,0
para 35,0 mg L -1 de NH 3 e mantiveram os valores de 0,76 mg L -1 de NO - 3 . Os resultados em
48 h de TDH o efluente passou para 10,0 mg L -1 de Ptotal; de 37,0 para 34,0 mg L -1 de NH 3
e de 0,76 para 0,45 mg L -1 de NO - 3 . Melhores resultados foram obtidos em 96 h: 10,9 para
10,10 mg L -1 de Ptotal; 33,7 para 30,0 mg L -1 de NH 3 e 0,85 para 0,30 mg L -1 de NO - 3 .
A combinação dos WC’s com processos ditos avançados tem sido contemplada por
pesquisas com os POA’s. Os POA’S se destacam por serem uma tecnologia alternativa ao
tratamento de várias matrizes ambientais. Nesses processos, os contaminantes não são
simplesmente transferidos de fase, mas sim, degradados através de uma série de reações
químicas (JARDIM & TEIXEIRA, 2004; NOGUEIRA & JARDIM, 1998). Os POA’s são

56
processos não seletivos, podendo degradar inúmeros compostos, independente da presença
de outros; transformam produtos refratários em compostos biodegradáveis; podem ser
usados integrados a outros processos (pré e pós tratamento); geralmente não necessitam de
disposição final; melhoram as qualidades organolépticas da água tratada e apresentam a
capacidade de detoxificação e desinfecção. Além disso, podem ser usados para destruir
compostos orgânicos tanto em fase aquosa, como em fase gasosa ou adsorvidos numa
matriz sólida.
Esses processos se caracterizam por transformar a grande maioria dos
contaminantes orgânicos em dióxido de carbono, água e ânions inorgânicos, através das
reações de degradação que envolvem espécies transitórios oxidantes, principalmente os
radicais hidroxila (HO·). Estes radicais podem ser gerados através de reações envolvendo
oxidantes fortes, como o ozônio (O 3 ) e peróxido de hidrogênio (H 2 O 2 ), semicondutores,
como dióxido de titânio (TiO 2 ) e óxido de zinco (ZnO) e irradiação ultravioleta (UV)
(MANSILLA et al., 1997), sendo que os processos que contam com catalisadores sólidos
são chamados heterogêneos, enquanto que os demais são chamados homogêneos. Tais
catalisadores são substâncias que aumentam a velocidade da reação para atingir o equilíbrio
químico sem sofrerem alteração química, sendo que as reações feitas na presença destas
substâncias são chamadas de reações catalíticas.
A fotocatálise heterogênea (FH) baseia-se na irradiação de um fotocatalisador
(semicondutor inorgânico), no caso o TiO 2 , cuja energia do fóton deve ser maior ou igual à
energia do "band gap" (quantidade mínima de energia requerida para excitar o elétron) do
semicondutor para provocar a transição eletrônica. Dessa forma, sob irradiação, um elétron
é promovido da banda de valência para a banda de condução formando sítios oxidantes e
redutores que catalisam reações químicas, oxidando compostos orgânicos até CO 2 e H 2 O, e
reduzindo metais dissolvidos ou outras espécies presentes (ZIOLLI & JARDIM, 1998)
(Figura 5).

57
Figura 5. Mecanismo simplificado para a fotoativação de um semicondutor
Fonte: JARDIM & TEIXEIRA (2004) apud SURI et al. (1993).
Quando partículas de TiO 2 , que estão em contato ou muito próximas de
microrganismos e são irradiadas, os radicais hidroxila gerados atacam a superfície
microbiana danificando componentes da célula. As vantagens em se utilizar reações
heterogêneas são: amplo espectro de compostos orgânicos que podem ser mineralizados,
possibilidade da não utilização de receptores adicionais de elétrons tais como H 2 O 2 ,
possibilidade de reuso do fotocatalisador, e possibilidade de uso da radiação solar como
fonte de luz para ativar o catalisador (SURI et al., 1993). Outra importante aplicação da
fotocatálise heterogênea é a desinfecção de esgoto sanitário e água de abastecimento,
operações importantes para o controle de doenças de veiculação hídrica, com a grande
vantagem de não gerar subprodutos carcinogênicos tais como trialometanos, como pode
ocorrer na cloração.
A energia necessária para ativar o TiO 2 é cerca de 3,2 eV, que corresponde à
radiação UV de comprimento de onda menor que 387 nm. Isto possibilita a utilização da
luz solar como fonte de radiação, uma vez que comprimentos de onda nesta faixa
representam, aproximadamente, 3 % do espectro solar que atinge a superfície terrestre.
Vários estudos avaliaram a integração de FH com aplicação de ozônio, gerando um
tratamento chamado de Fotoozonização catalítica (UV/TiO 2 /O 3 ) (ALBRECHT, 2007;
KÜHN FILHO, 2008; LOURENÇO, 2008; COLLETTA, 2008).

58
Kühn Filho (2009), investigando a integração de reator UASB + WC’s com
UV/TiO 2 /O 3 de Fotocatalisador Tipo Cone (FTC) com os efluentes domésticos do campus
universitário da UNISC, obteve desinfecção superior a 90% com tempo de detenção
hidráulica de 1 min. Em tempos de detenção hidráulica de 30 min a CE(I) 50 com Daphnia
magna foi de 69,6%, mantendo-se na faixa de moderadamente a pouco tóxica. Reduções
dos índices de eutrofização também foram observadas, com os valores de fósforo total
reduzidos em 30% no efluente oxidado. Os valores de NTK tiveram reduções inferiores a
4%. A combinação UASB + fotoozonização catalítica demonstrou potencial redutor de
patogenicidade e eutrofização.
Lourenço (2008) avaliou a aplicação de radiação ultravioleta (UV) em reator tubular
e fotoozonização catalítica (UV/TiO 2/ O 3 ) em reator tipo coluna para a desinfecção de
efluentes secundários previamente tratado por reator UASB + WC’S usando o efluente do
campus universitário da UNISC. Esta autora obteve resultados que demonstraram a
aplicabilidade dos reatores tipo tubular e coluna para desinfecção total do esgoto tratado em
4 e 12 min, respectivamente. Foram observadas reduções de 60% de nitrogênio amoniacal,
41% de alcalinidade total e 4,8% de redução de turbidez.
Antoniadis et al. (2007) estudando a integração dos métodos foto-Fenton + WC’s
para o tratamento de esgoto urbano sintético, observaram reduções significativas do
carbono orgânico dissolvido (COD) e DQO com faixas superiores a 80%. No entanto, os
valores de N-NH + 4 , NO - 3 foram elevados no pós-tratamento dos dois sistemas passando de
77,5 para 92,3 mg L -1 e de 2 para 34 mg L -1 , respectivamente. As reduções de fósforo
foram em média de 73% no tratamento com foto-Fenton e adicional redução de 17,9% foi
observada após passagem pelos WC’s.
Araña et al. (2008) estudaram a integração fotocatálise (TiO 2 /UV) + WC’s para o
tratamento de pesticidas e fungicidas comerciais. Estes autores monitoraram a evolução dos
compostos gerados durante diferentes tempos de aplicação da TiO 2 /UV via cromatografia
gasosa e espectrometria de massas e cromatografia líquida de alta eficiência podendo
associar a toxicidade crônica a determinados compostos gerados na degradação de
pesticidas. No comparativo da eficiência de redução da toxicidade de Lemna minor nos três
sistemas WC’s avaliados (um deles vegetado com Phragmites australis; outro vegetado
com Papyrus sp.; e outro com substrato não-vegetado) observou-se que a presença das

59
espécies empregadas nestes WC’s não influenciaram na degradação dos compostos e
consequentemente na redução da toxicidade. Quando os pesticidas foram avaliados na
integração TiO 2 /UV (aplicada por uma hora) e WC’s maiores reduções de toxicidade foram
obtidas.
Grafias et al. (2010) descreveram a ineficiência de um POA que demonstrou que os
valores de CE(I) 50 para Vibrio fischeri ficaram extremamente tóxicos com valores de 3,8%
no afluente e 2% após tratamento com a eletro-oxidação do efluente de agroindústria de
processamento de azeitona. Quando na combinação eletro-oxidação e pós-tratamento com
WC’s, a toxicidade passa a valores de CE(I) 50 de 26%, sendo considerado altamente tóxico.
Já quando a eletro-oxidação é aplicada como pós-tratamento dos WC’s, a CE(I) 50 atinge
valores médios de 45%, sendo mais eficiente que a primeira combinação (eletrooxidação/WC’s),
porém sendo o efluente ainda considerado altamente tóxico.

60
4 METODOLOGIA
4.1 Caracterização do local de estudo
O sistema experimental foi instalado na Estação de Tratamento de Esgotos (ETE), no
Campus da UNISC – Universidade de Santa Cruz do Sul, RS. O levantamento dos dados
referentes à ETE foi feito junto à Coordenação Ambiental da Prefeitura do Campus da
UNISC.
De acordo com a Coordenação Ambiental, o esgoto drenado para tratamento na ETE,
é originário dos mictórios e bacias sanitárias, sendo que os restaurantes possuem sistemas
de tratamento com caixa separadora de óleos e graxas e posterior encaminhamento para a
ETE UNISC.
Quanto aos laboratórios, todos os resíduos são coletados segregadamente e
encaminhados para a Central de Tratamento de Resíduos (CETER). A ETE foi
dimensionada para um equivalente populacional de 18.000 pessoas (estudantes e
funcionários), sendo que a média por semestre é de 11.500 indivíduos divididos nos três
turnos de funcionamento das aulas no campus, sendo mais concentrados no período
noturno.
A ETE em escala real é constituída pelas seguintes etapas de tratamento:
gradeamento, desarenador, tanque equalizador, Reator anaeróbio de fluxo ascendente de
manta de lodo (UASB), biofiltro aerado, decantador e leito de secagem de lodo (Figura 6).
A ETE opera com vazão máxima de 129,6 m³ dia -1 e mínima de 57,6 m³ dia -1 sendo que a
média é 103,2 m³ dia -1 .
Após o tratamento na ETE UNISC, o efluente tratado é encaminhado para a rede
coletora municipal, e desta, acaba sendo descartado indiretamente pelas galerias e canal
pluvial municipal, no Arroio Lajeado. O Arroio Lajeado apresenta vazão média de 588,2
m 3 d -1 (DUPONT, 2010).

61
Tanque
equalizador
Leito de secagem de lodo
Decantador
Biofiltro aerado
Reator UASB
Gradeamento
e Desarenador
Experimento: Wetlands Construídos
Figura 6. Esquema geral com a descrição de cada etapa de tratamento da ETE UNISC e localização do
experimento com wetlands construídos Fonte: Guilherme Becker.
4.2 Caracterização analítica do afluente e efluente
Uma caracterização inicial do efluente bruto foi realizada em 15 de março de 2010
sendo avaliados os parâmetros DBO 5 , DQO, N-NH 3 , N-NO - 3 , NTK e Ptotal, determinados
pela Central Analítica da UNISC (Anexo A). O monitoramento regular da ETE UNISC é
exclusivo para o efluente tratado. Para esta caracterização, foi realizada uma coleta de
amostra simples do tanque equalizador da ETE UNISC. As amostras de cada parâmetro
foram coletadas e armazenadas de acordo com orientação do laboratório de análises para
cada método.
No decorrer da experimentação com os WC’s, os parâmetros físico-químicos do
afluente e efluentes foram analisados no Laboratório de Tecnologia e Tratamento de Águas
e Efluentes (LATTAE) da UNISC, exceto N-NO - 3 , K + e Na + que foram analisados na
Central Analítica da UNISC via contratação de serviços.
O afluente e efluentes dos sistemas WC’s foram caracterizados através dos
parâmetros analíticos e metodologia de acordo com a Tabela 8. Todas as amostragens
foram constituídas por amostras simples, sendo analisadas logo após a coleta, porém

62
quando houve necessidade, as mesmas foram preservadas de acordo com as recomendações
de cada método. Os pontos de coleta e as frequencias de amostragens dos afluentes e
efluentes dos sistemas WC’s são definidas no item 4.6.1.
Tabela 8. Métodos analíticos para caracterização do efluente bruto e efluentes tratados nos sistemas WC’s
Parâmetros Método Fonte
DQO Colorimétrico/Titulométrico APHA/AWWA, 2005
DBO 5 Método de Winkler/Titulométrico APHA/AWWA, 2005
OD Titulométrico APHA/AWWA, 2005
SSedim Cone de Imhoff APHA/AWWA, 2005
Temperatura
Termômetro Analógico
Turbidez Método Ótico APHA/AWWA, 2005
pH Potenciométrico APHA/AWWA, 2005
Condutividade Eletroquímico APHA/AWWA, 2005
Cor aparente (λ 420nm)
Colorimétrico
Fósforo Total Colorimétrico/Molibdato de Amônio APHA/AWWA, 2005
N-NH 3 Destilação/Titulométrico APHA/AWWA, 2005
NTK Digestão ácida APHA/AWWA, 2005
-
N-NO 3 Colorimetria/Ácido Fenoldissulfônico APHA/AWWA, 2005
K + Fotometria de Chama APHA/AWWA, 2005
Na + Fotometria de Chama APHA/AWWA, 2005
Ecotoxicidade aguda CE(I) 50 (Daphnia magna) ABNT 12.713, 2004
Ecotoxicidade crônica CI(I) 50 (Ceriodaphnia dubia) ABNT 13.373, 2005
Coliformes totais Placas Petrifilm 3M® AOAC, 2000
Escherichia coli Placas Petrifilm 3M® AOAC, 2000
Para a determinação de oxigênio dissolvido, o efluente foi coletado em garrafas de
Van Dorn, sendo adicionados os reagentes para a complexação do oxigênio ainda em
campo, posteriormente a titulação foi realizada no LATTAE pelo Método de Winkler.
A determinação de Escherichia coli e coliformes totais foram realizadas no
Laboratório de Ensino de Microbiologia da UNISC, sendo utilizado o protocolo Petrifilm
3M® para a contagem destes parâmetros que se baseia na coloração e formação de gás das
colônias de bactérias (AOAC, 2000) com algumas adaptações. A coleta das amostras para
E. coli e coliformes totais foi realizada em frascos esterilizados em autoclave à 121ºC por
20 minutos de vidro âmbar com capacidade de 100 mL. Em capela de fluxo laminar, todos
os materiais foram dispostos e deixou-se por ação de luz ultravioleta (UV) por um período
de 15 minutos. Após, os frascos de coleta foram higienizados externamente com álcool

63
70% e invertidos manualmente por 25 vezes para homogeneização da amostra. Antes da
inoculação fez-se uma diluição de 10 -1 com solução salina peptonada 0,1% estéril em tubos
de ensaio colocando-se 9 mL desta solução e 1 mL da amostra. A solução formada foi
homogeneizada em vórtex por 10 segundos. Houve sempre o cuidado de flambar os tubos
de ensaio no Bico de Bunsen no momento de sua abertura e fechamento. Em seguida, foi
retirada com micropipetador automático uma alíquota de 1 mL e depositada sobre a placa
levantando o filme superior. Em seguida, abaixou-se o filme superior evitando a entrada de
bolhas de ar. Houve o cuidado para espalhar o conteúdo de maneira uniforme. Após a
gelificação do meio de cultura, as placas identificadas foram incubadas em estufa
microbiológica à 35º C ± 1º C por 48 h ± 2h (Figura 7).
Figura 7. Análises microbiológicas. A: capela de fluxo laminar usada para a inoculação das amostras. B:
incubação das amostras em placas Petrifilm 3M®.
Fonte: Autora.
De acordo com o protocolo Petrifilm 3M®, a contagem de coliformes totais
corresponde ao total de colônias azuis e vermelhas associadas com gás em 24h de
incubação. As placas foram incubadas novamente por mais 24h para a detecção de novas
colônias azuis associadas com gás. O total de colônias azuis após 48 horas da incubação
foram consideradas E. coli (Figura 8).

64
Figura 8. Interpretação dos resultados microbiológicos. A: colônias vermelhas associadas com gás
(coliformes totais). B: colônias vermelhas não associadas com gás (aeróbios). C: colônias azuis associadas
com gás (Escherichia coli) e D: colônias azuis não associadas com gás.
Fonte: Autora.
A contagem das colônias foi realizada em contador de colônia e quando necessário
em microscópio estereoscópico. O método tem eficiência em determinações de 15 a 150
colônias, sendo que quando houve número inferior a 15, o resultado deve ser considerado
como estimado. Quando houve mais de 150 colônias, apenas um quadrado representativo
foi contabilizado e o resultado multiplicado por 20, conforme protocolo Petrifilm 3M®. A
expressão dos resultados foi em Unidades Formadoras de Colônias em 100 mL de efluente
(UFC/100 mL).
Os testes ecotoxicológicos foram realizados no Laboratório de Ecotoxicologia da
UNISC sendo utilizada a espécie Daphnia magna Straus como organismo-teste para a
ecotoxicidade aguda e Ceriodaphnia dubia Richard como organismo-teste para a
ecotoxicidade crônica. As coletas foram realizadas em garrafas PET de 600 mL e
armazenadas em congelamento por um período máximo de até três meses para a realização
dos testes, sendo que os procedimentos metodológicos utilizados seguem as normas da
NBR 12713 (ABNT, 2004) para Daphnia magna e NBR 13373 (ABNT, 2005) para
Ceriodaphnia dubia.
Para os ensaios agudos, os organismos-teste foram cultivados em água reconstituída,
composta por água destilada e desionizada e nutrientes (meio M4), com pH variando de 7,0
a 8,0 (ABNT 2004). A água reconstituída foi aerada para a solubilização total dos sais,

65
saturação de oxigênio dissolvido e estabilização do pH durante pelo menos 12 horas antes
da sua utilização.
Cada lote comportou de 25 a 30 indivíduos, exclusivamente fêmeas, pois elas são
geneticamente idênticas. As culturas foram mantidas em ambiente com temperatura
controlada de 20 ºC ± 2 ºC e em fotoperíodo de 16 horas luz. Estas condições foram obtidas
através da utilização de incubadora de DBO modificada (Figura 9). Diariamente retiraramse
as ecsúvias e os neonatos para realização de ensaios. A cada mês, a sensibilidade dos
organismos-teste foi avaliada através de um ensaio com a substância de referência
dicromato de potássio (K 2 Cr 2 O 7 ).
Figura 9. Procedimentos no Laboratório de Ecotoxicidade da UNISC. A: Incubadora modificada utilizada
para cultivo de Daphnia magna; B: realização de um ensaio ecotoxicológico agudo.
Fonte: Autora.
Utilizou-se como alimento a alga Scenedesmus subspicatus Chodat, fornecendo a
quantia aproximada de 10 6 células mL -1 por organismo adulto, diariamente ou com
intervalo de, no máximo dois dias.
Para o cultivo da alga, manteve-se uma cultura estoque que serviu como inóculo. Ela
foi mantida de 4 ºC a 10 ºC, em meio líquido, por no máximo um mês, para obtenção de
células viáveis para semeadura. Utilizou-se o meio de cultura algácea Oligo (ABNT, 2004),
cujas soluções para preparo foram estocadas de 4ºC a 10ºC, por no máximo seis meses.

66
As amostras coletadas foram testadas baseando-se na exposição de neonatos de
Dapnhia magna com idade de 2 a 26 horas de vida, em diluições da amostra por um
período de 48 horas.
A partir de cada amostra foram preparadas cinco diluições contendo meio de teste e
amostra e um controle contendo apenas meio de teste, sendo as diluições realizadas com
precisão volumétrica utilizando-se progressão geométrica de razão ½. Exemplificando, um
teste pode constituir-se das seguintes diluições: 100% (amostra sem diluição), 50%, 25%,
12,5% e 6,25% da amostra, além do controle negativo (sem adição de amostra). No
controle negativo e como diluente foi utilizado o meio ISO (ABNT, 2004).
Cada diluição foi colocada em 2 béqueres de 50 mL, com aproximadamente 25 mL
de solução-teste em cada. Foram testados 20 organismos por diluição, sendo expostos 10
em cada béquer (Figura 10). No controle foi utilizado o meio de teste, sendo aceito, no
máximo, 10% de imobilidade (uma morte em cada béquer).
Figura 10. Esquema do teste de toxicidade aguda.
Fonte BRENTANO (2006).
Os organismos-teste foram acrescentados aos copos de Becker, fazendo-se a
distribuição sempre da menor para a maior concentração do agente tóxico, iniciando pelo
controle. Os frascos foram cobertos com filme PVC e levados para a incubadora de teste.
Durante o teste, os organismos não são alimentados nem ficam expostos à luz. Após 48h se
estabelece o número de indivíduos imóveis por concentração avaliada. O resultado do teste
aponta a menor quantidade de diluição que causa efeito agudo sobre os organismos.

67
A CE(I) 50 (Concentração Efetiva) representa a concentração nominal da amostra, no
início do ensaio, que causa efeito agudo (imobilidade) a 50% dos organismos durante o
tempo de exposição. Após a exposição de 48 horas, os cálculos para se obter a porcentagem
de mortalidade por concentração (CE(I) 50 ), foram realizados a partir dos dados de
imobilidade dos organismos testados em cada concentração. Para isso, foram utilizados os
métodos estatísticos Trimmed Sperman-Karber Method (HAMILTON et al., 1979) para
dados não paramétricos.
A partir dos resultados das determinações da CE(I) 50 48h, utilizou-se uma escala de
toxicidade relativa conforme mostra a Tabela 9.
Tabela 9. Escala de toxicidade relativa para CE(I) 50 48h (%) com Dapnhia magna
Percentil CE(I) 50 48h Toxicidade
25% 75% Pouco Tóxica
Fonte: Lobo et al. (2006).
Para a realização dos testes de toxicidade crônica, foram utilizados organismos jovens
de Ceriodaphnia dubia, com 2 a 26 horas de idade, obtidos a partir da postura das fêmeas
cultivadas. O método consiste na exposição dos neonatos a várias diluições da amostra por
um período de aproximadamente sete dias (ABNT 13373, 2005).
As matrizes foram cultivadas em copos de Becker de 500 mL com aproximadamente
25 organismos, em temperatura controlada de 25 ºC ± 2 ºC e fotoperíodo de 16 horas luz.
Cada ensaio foi realizado com cinco diluições além do controle negativo (somente
água reconstituída). As diluições (solução-teste) foram preparadas com precisão
volumétrica, em progressão geométrica de razão ½. Para cada diluição, utilizaram-se 10
réplicas, dispondo individualmente 10 organismos de Ceriodaphnia dubia em tubos de
ensaio de 16 cm. Os tubos foram identificados e cobertos por filme de PVC para evitar a
evaporação e contaminação do teste com possíveis resíduos suspensos no ar.
Na Figura 11 é possível visualizar a estrutura necessária para realização dos testes,
bem como a dimensão real necessária para o desenvolvimento de um único teste.

68
Figura 11. Realização do teste de toxicidade crônica com Ceriodaphnia dubia no Laboratório de
Ecotoxicologia da UNISC.
Fonte: Autora.
No preparo do teste, utilizou-se água reconstituída como diluente. As soluções-teste
foram preparadas no momento da exposição do organismo, utilizando as devidas
proporções de amostra e água reconstituída. O organismo-teste foi exposto à solução-teste,
sendo transferido de forma a evitar a alteração da concentração final da mesma. Para tal
utilizou-se pipeta de Pasteur a fim de não causar dano ou estresse aos indivíduos. Teve-se o
cuidado de liberar o organismo próximo da superfície da solução para evitar a entrada de ar
sob sua carapaça e consequente flutuação.
Os testes foram mantidos nas mesmas condições ambientais que os lotes de cultivo,
com luminosidade difusa (fotoperíodo de 16 horas de luz) e temperatura de 23°C a 27°C.
Os organismos-teste receberam diariamente alimentação, sendo fornecido como alimento a
alga clorofícea Pseudokircheriella subspicatus e uma solução (8g em 100 mL de água
deionizada) de composto comercial do microcrustáceo Artemia salina (BioArtemia®), em
concentrações próximas a 10 7 células mL -1 .
Os testes foram montados sempre em sextas-feiras e a leitura era realizada em dias
intercalados, assim: segundas, quartas e sexta-feiras.
Em cada leitura observava-se a sobrevivência e o número de jovens gerados por
fêmea. Nesse momento também se substituía a solução-teste antiga, caracterizando um teste

69
semi-estático, tendo-se o cuidado de as soluções-teste estarem na temperatura de 23°C a
27°C no momento da transferência dos organismos. Em cada troca da solução-teste,
retirou-se a Ceriodaphnia dubia adulta e transferiu-se para um novo tubo contendo nova
solução-teste com a respectiva diluição. As jovens foram registradas e contabilizadas e a
solução-teste antiga era descartada. Em sextas-feiras, caso a soma dos jovens gerados no
controle (meio de cultivo) durante a semana não atingissem o mínimo de 15 organismos
jovens em 60% das fêmeas adultas sobreviventes mais uma leitura era realizada aos
sábados, tendo o cuidado de não ultrapassando o oitavo dia, conforme instrução da norma
ABNT 13373 (2005).
Para a realização dos cálculos estatísticos, foram considerados os critérios de
reprodução e mortalidade, sendo que, para a execução dos cálculos utilizou-se o programa
estatístico proposto por Norberg King (1993). O cálculo foi realizado em porcentagem e o
resultado do ensaio foi expresso em concentração inicial de inibição, CI(I) 50 , ou seja,
concentração nominal da amostra que causa redução na reprodução de 50% dos indivíduos
em relação ao controle.
A escala de toxicidade relativa é a mesma que usada para expressão dos resultados de
ecotoxicidade aguda de acordo com Lobo et al. (2006) (Tabela 9) somente adaptando para
CI(I) 50 .
4.3 Caracterização das macrófitas aquáticas
A espécie Hymenachne grumosa (Nees) Zuloaga escolhida como principal a ser
avaliada nos WC’s é bastante comum em campos sulinos, sendo forrageira e usada como
alimento animal. Esta espécie já foi utilizada em experimentos anteriores com o mesmo
efluente, podendo citar os trabalhos de Silveira (2010), tendo sido obtidos bons resultados
para a redução dos parâmetros físico-químicos e produção de biomassa.
Para a identificação do táxon, exsicatas da planta foram montadas e levadas ao
Laboratório de Botânica da UFRGS para a identificação com o auxílio da Dra. Ilsi Boldrini,
mediante a chave de identificação taxonômica de Guglieri & Longhi-Wagner (2000) e
comparativo com exsicatas depositadas no Herbário ICN do Instituto de Biociências da

70
UFRGS. O material utilizado na identificação foi depositado no Herbário da UNISC
(HCB), sob o código HCB 02866.
As mudas de H. grumosa foram coletadas às margens da estrada RS-287 na várzea
do Arroio Plumbs em Vera Cruz, RS, próximo a uma lavoura de arroz (29 º 42’10.59”S e 52 º
35’53.26”O). A área foi escolhida pela presença predominante da macrófita aquática
emergente escolhida, a qual caracteriza peculiarmente esta área por se distribuir de forma
homogênea, formando imensos estandes de vegetação (Figura 12).
Figura 12. Plantas utilizadas na pesquisa. A: área de coleta dos propágulos da macrófita emergente em Vera
Cruz. B: inflorescência de H. grumosa. C: área de coleta da espécie submersa em Pântano Grande. D: plantas
adultas de M. aquaticum em ambiente natural.
Fonte:A, C e D: Autora.; B: Jaqueline Spellmeier, 2009.
Neste experimento também se avaliou, em menor intensidade, a macrófita submersa
Myriophyllum aquaticum (Vell.) Verdc.. Esta espécie foi coletada no município de Pântano

71
Grande, RS, em propriedade conhecida como Rincão Gaia (30º09’27.07”S 52º19’47.42”O).
As mesmas encontravam-se em lago artificial, mas com abastecimento de água natural.
Esta espécie foi escolhida em função dos bons resultados apresentados para a redução de
nitrogênio amoniacal em trabalho de Greco (2010) com o mesmo efluente. A identificação
da macrófita submersa seguiu a bibliografia de Souza & Lorenzi (2005) e Lorenzi (2008).
A caracterização da biomassa de H. grumosa foi realizada a partir da poda da
biomassa a uma altura de 0,15 m acima da superfície do meio suporte dos WC’s em 10 de
setembro de 2010. Também foi verificada a profundidade atingida pelas raízes da plantas
dentro dos leitos, através de escavações feitas no meio suporte e medições com trena.
Em laboratório, a biomassa úmida foi determinada em balança granatária. Após foi
retirada uma quantidade de aproximadamente dois quilos, esta porção foi picada em
pedaços de aproximadamente 5 cm e submetida à temperatura de 65ºC em estufa
bacteriológica até atingir massa seca com peso constante. Este material foi encaminhado
para análises da composição química do tecido vegetal no Laboratório de Solos da UFRGS,
sendo analisados os parâmetros e respectiva metodologia conforme demonstrado na Tabela
10. Não houve separação das partes do vegetal, sendo analisado, portanto, brotos, plantas
jovens e adultas, estruturas reprodutivas do material vegetal.
Tabela 10. Métodos aplicados nas determinações analíticas do tecido vegetal de Hymenachne grumosa
Parâmetros
Metodologia aplicada/Limite de detecção
Carbono orgânico - % (m/m) Combustão úmida/Walkey Black / 0,01%
Nitrogênio (TKN) - % (m/m) Kjeldahl / 0,01 %
Fósforo total - % (m/m) Digestão úmida nítrico-perclórica/ ICP-OES / 0,01 %
Potássio total - % (m/m) Digestão úmida nítrico-perclórica/ ICP-OES / 0,01 %
Sódio total - mg/kg Digestão úmida nítrico-perclórica/ ICP-OES / 10
mg/kg
Para a determinação da taxa de crescimento, realizou-se mensalmente a medição da
altura de todas as mudas de cada sistema.
A macrófita submersa M. aquaticum foi agregada ao experimento apenas após a
primeira poda da macrófita emergente H. grumosa, sendo determinada a biomassa total
antes da colocação da macrófita. A determinação da biomassa produzida foi realizada a

72
partir da diferença de peso dos exemplares iniciais e finais após um período de 7 dias
(GRECO, 2010).
4.4 Configuração e montagem dos WC’s e suas unidades integradas
Para este estudo foram construídas quatro diferentes configurações de sistemas
WC’s, todas elas constituídas de três compartimentos (caixas) sequenciais precedidas por
um tanque equalizador de 1.000 litros de volume útil, um decantador/digestor e um
distribuidor e controlador de vazões. Já o pós-tratamento dos efluentes do WC de melhor
desempenho foi realizado via fotoozonização catalítica com o reator FTC.
O detalhamento dos sistemas descritos anteriormente são feitos nas fases de I a III.
Todos os WC’s foram dispostos sobre uma estrutura metálica na forma de degraus
de escada, estando a caixa inicial de cada sistema a 1,4 m do chão; a caixa intermediária a
75 cm do chão e a caixa final a 10 cm do chão (Figura 13).
As configurações foram as seguintes:
a) W1: as três caixas foram vegetadas com a macrófita aquática emergente
Hymenachne grumosa e apresentavam o fluxo subsuperficial;
b) W2: as três caixas foram vegetadas com H. grumosa e o fluxo do efluente foi
também subsuperficial. Além disso, toda a estrutura era disposta dentro de uma estufa
plástica com estrutura de madeira. O plástico de cobertura era transparente e com 1 mm de
espessura sendo que o mesmo isolou todo o sistema, exceto por uma abertura deixada na
parte inferior final para facilitar a entrada na estufa para a realização das coletas do
efluente, medição e poda das plantas;
c) W3: configuração de fluxos mistos sequenciais, sendo que as caixas inicial e
final apresentavam fluxo subsuperficial e foram vegetadas com H. grumosa, já a
intermediária apresentava fluxo superficial e foi mantida por um período sem vegetação,
cujos resultados serviram para atuar como o controle (testemunha). No período pós-poda da
planta emergente, a caixa intermediária foi vegetada pela macrófita aquática submersa
Myriophyllum aquaticum. A referência de controle foi considerada com o comparativo dos
períodos com e sem vegetação.

73
d) W4: configuração para avaliar a eficiência do sistema suporte sem vegetação,
sendo as caixas preenchidas com o substrato, não estando nenhuma delas vegetada. O fluxo
do efluente foi subsuperficial;
Figura 13. Configurações das unidades experimentais de tratamento por WC’s. A: sistema de regulação de
vazão com garrafa PET e equipo hospitalar; B: configuração W1; C: configuração W2; D: configuração de
fluxos mistos, W3 e E: configuração W4 (controle).
Fonte: Guilherme Becker.
A caixa armazenadora era constituída de polietileno com capacidade de 1.000 litros
e foi utilizada como equalizador para o afluente do experimento.
O decantador/digestor foi construído em fibra de vidro com fundo cônico. Este
compartimento apresentava a capacidade de 0,15 m 3 (VOESE, 2008), havendo um Tempo
de Detenção Hidráulica (TDH) de 1,04 dias, proporcionando continuidade da atividade
anaeróbia do afluente ao sistema experimental já iniciada no tanque equalizador da ETE
UNISC.
O controle da vazão para os sistemas WC’s foi constituído através de um sistema
adaptado com garrafa PET e equipo de soro hospitalar com pinça rolete (Figura 14).

74
Figura 14. Detalhe do controlador de vazão homogênea para as os sistemas experimentais de WC’s.
Fonte: Guilherme Becker.
As mangueiras do equipo e a garrafa foram cobertas por papel alumínio para evitar a
incidência de luz solar e assim, evitar a proliferação de algas. A garrafa PET foi
posicionada com o bocal para baixo, servindo para eventuais drenagens para a limpeza da
garrafa.
Os compartimentos foram constituídos por caixas plásticas de polietileno de alta
densidade (PEAD) com formato retangular (92 cm de comprimento; 55 cm de largura; 58,5
cm de altura). Entre as caixas de cada uma das configurações havia uma distância de
aproximadamente 5 cm onde um cano de PVC de 0,5” e mangueira plástica flexível foram
instalados para a manutenção do fluxo subsuperficial das caixas, sendo este mantido a 37
cm de altura (Figura 15).
As caixas foram preenchidas com camadas sobrepostas de substrato até
aproximadamente 13 cm da borda superior, exceto a caixa intermediária do sistema W3, a
qual não foi preenchida com substrato e será melhor descrita posteriormente.

75
Figura 15. Cano de PVC e mangueira flexível utilizados para a manutenção da altura do fluxo
Fonte: Autora.
O substrato foi constituído por uma camada de aproximadamente 10 cm de brita nº
4 (64 a 100 mm) colocada ao fundo das caixas. Sobre esta, uma camada de
aproximadamente 5 cm de brita nº 1 (20 a 40 mm) foi colocada. Ambas as pedras britadas
são de origem basáltica. Na parte da entrada do efluente das caixas, foi montada uma
espécie de camada vertical de brita nº 1 e 4 conforme demonstrado da Figura 16.
O restante foi preenchido com areia de diâmetro que variava entre 0,13 a 3,2 mm,
sendo considerada de acordo com Caputo (1996) como areia média (entre 0,42 a 1,2 mm) a
grossa (entre 1,2 a 4,8 mm). O ensaio granulométrico foi realizado no Laboratório de
Engenharia Ambiental da UNISC com método de Peneiras Vibratórias. O diâmetro efetivo
(d 10 ) da areia utilizada era de 0,298 mm e d 60 era de 0,596 mm, apresentando, portanto, um
Coeficiente de Uniformidade (U) de 2 (adimensional; sendo U= d 60 /d 10 ) (Figura 17).
Este ensaio permitiu verificar que a areia utilizada estava de acordo com as
recomendações da literatura quanto à granulometria e índices físicos para sistemas WC’s,
destacando-se (BUCKSTEEG, 1990; CONLEY et al., 1991; COOPER et al., 1996;
PLATZER, 1999; ARIAS et al., 2001) que afirmam que o diâmetro efetivo (d 10 ) deve ser
superior ou igual a 0,20 mm e o coeficiente de uniformidade menor ou igual a 5 unidades.

76
Figura 16. Vista interior das caixas preenchidas com substrato de brita e areia mostrando a dimensão das
caixas e de cada camada de substrato.
Fonte: Guilherme Becker.
Figura 17. Curva granulométrica da areia utilizada nos wetlands construídos
Após o preenchimento do substrato, determinou-se o volume útil real das caixas
pelo enchimento com água através de um balde com volume conhecido, sendo que foi

77
atingindo o volume útil real de 90 litros. Neste momento, observou-se a necessidade das
caixas receberem reforço estrutural de barras de ferro fundido de 0,5 cm de espessura, uma
vez que demonstraram abaulamento quando preenchidas com a água.
A caixa intermediária da configuração W3 (fluxos mistos) foi constituída de
material metálico e internamente apresenta defletores (tipo “chicanas”) para permitir maior
contato do efluente com as raízes da macrófita aquática já que o fluxo de escoamento nesta
caixa era superficial (Figura 18). Esta foi mantida sem vegetação durante o período de
março a setembro funcionando, portanto, como controle (testemunha). Durante este período
foi coberta com tela de nylon a fim de evitar a proliferação de insetos. Entre 10 de setembro
e 10 de outubro de 2010 (período pós-poda) foi vegetada com a espécie de macrófita
submersa M. aquaticum.
Figura 18. Detalhe interno dos defletores tipo “chicana” da caixa intermediária da configuração W3
Fonte: Guilherme Becker.
4.5 Fotoozonizador Catalítico Tipo Cone (FTC)
A concepção e construção do FTC fizeram parte do trabalho de Kühn Filho (2009)
(Figura 19). Para este trabalho optou-se pela configuração FTC2 deste autor. Esta
configuração era constituída de sistema colimador, rampa em acrílico para fixação do TiO 2
P25 Degussa, com adesão via aplicação de clorofórmio; tanque equalizador com volume

78
útil de 30 L e sistemas de transferência gás-líquido tipo Pitot-Venturi. O FTC foi concebido
para realização dos ensaios em batelada, com taxa de recirculação de 1,5 m 3 h -1 e com
volume útil do cone em 0,3 L.
Figura 19. Fotoozonizador Catalítico Tipo Cone. 1 – Colimador com suporte para as lâmpadas germicidas
(30 W, λ= 254 nm) dotado de entrada e saída de ar. 2 – Lâmpadas germicidas de baixa pressão de vapor de
mercúrio monocromáticas (30 W, λ= 254 nm). 3- Tubos de silicone para sucção de ar no colimador e
fotorreator. Tubos de PVC (∅ = 1 polegada) para recirculação dos efluentes. 4 – Rampas tipo cone, em
acrílico, de 5 mm com ou sem TiO 2 . 5 – Tanque equalizador recirculador com 30 L de volume útil, em
acrílico, dotados de adaptadores de PVC com flanges de vedação. 6 – Tubo tipo Pitot-Venturi. 7 - Bomba
centrífuga de 0,5 HP.
Fonte: KÜHN FILHO (2009).
Assim como Kühn Filho (2009) foram dispostas apenas quatro lâmpadas UV
Phillips 30 W no colimador, sendo que o mesmo tem a capacidade para até oito lâmpadas
(Figura 20). O colimador é acoplado ao reator tipo cone onde são ligadas duas mangueiras
de coleta de gás O 3 e estas são interligadas ao sistema de transferência gás-líquido Pitot-
Venturi.

79
Figura 20. Detalhes do Fotoozonizador Catalítico Tipo Cone. A: FTC. B: vista interna do colimador. C e D:
sistema de transferência gás-líquido modelo Pitot-Venturi
Fonte: A: Autora. B a D: KÜHN FILHO, 2009.
O efluente escoa através do cone de acrílico onde foi fixado o dióxido de titânio
(TiO 2 ) P25 Degussa, formando um filme. O cone totaliza uma área superficial de 6.720
cm 2 . O tanque equalizador atua na recirculação do efluente e apresenta capacidade de 30 L
(Figura 21).
Este cone encontra-se envolto de um arranjo de lâmpadas ultravioletas de 30W, de
forma que cada lâmpada posicione-se no centro de cada face do cone.

80
Figura 21. FTC. A: rampa de acrílico impregnada com TiO 2 . B: tanque equalizador
Fonte: Autora.
4.6 Ensaios de tratamento
Para este experimento, parte do esgoto que chegava a ETE UNISC era desviado do
tanque equalizador através de bomba centrífuga de 1 HP (Kohlbach modelo ME 5598). A
bomba centrífuga foi coberta por um cano de PVC cortado para evitar a ação do tempo
(chuva; incidência solar).
Em seguida, o afluente ao experimento era desviado até uma caixa d’água de
polietileno com capacidade de 1.000 litros que serviu para o armazenamento do mesmo. O
abastecimento era feito em três momentos ao longo do dia (8h; 16h; 24h) sendo regulados
através de um temporizador (Foxlux modelo FX- TBA) conectado à bomba centrífuga por
15 minutos, o qual bombeava aproximadamente 300 L a cada momento de abastecimento.
Após, o afluente seguiu para um decantador/digestor com capacidade de 0,15m 3 e
então, através de um sistema adaptado com garrafa PET e equipo de soro hospitalar com
pinça rolete, era encaminhado para quatro diferentes sistemas experimentais de WC’s.
A vazão de entrada em cada sistema era regulada através do rolete do equipo de
soro em 100 mL min -1 , com auxílio de cronômetro e proveta. Para evitar a formação do

81
biofilme, a garrafa PET e todos os equipos foram cobertos por papel alumínio evitando
assim, a incidência de luz solar. Quando se observava o total entupimento dos equipos,
eram feitas sucções com uma seringa de 100 mL para desobstruir a passagem do afluente.
Também foram realizadas limpezas dos equipos quando a sucção com a seringa não era
suficiente.
Para a fixação dos equipos nos sistemas WC’s, foi adaptado um sistema de vedação
e encaixe através da passagem da ponta do equipo internamente em uma rolha de cortiça, a
qual era encaixada nos sistemas (Figura 22).
Figura 22. Detalhe da inserção da ponta do equipo através de isolamento com rolha de cortiça nas caixas dos
sistema WC’s
Fonte: Guilherme Becker.
Todo o efluente tratado nos sistemas wetlands construídos foram reencaminhados
para o tanque equalizador da ETE através de um mangueira de 0,5”.
As condições climáticas e ambientais durante todo o período experimental foram
obtidas da Estação Meteorológica da UNISC sendo os dados tabulados no programa
WeatherLink 5.6 Davis (Anexo B).

82
4.6.1 Construção das configurações dos WC’s e operação em regime de fluxo contínuo
(Fase I)
A construção das configurações de WC’s ocorreu entre os meses de dezembro de
2009 e fevereiro de 2010. O sistema foi abastecido pela primeira vez em quatro de março
de 2010, e neste mesmo dia as mudas foram plantadas. Para o estabelecimento das
macrófitas aquáticas nos WC’s utilizaram-se propágulos completos.
Antes do plantio, as mudas foram mantidas em água por um período máximo de
duas horas até que fossem realizadas medições da altura das mudas e tamanho de raiz.
Foram plantadas 16 mudas por caixa (equivalente a 31,6 mudas m -2 ), medindo em torno de
0,25 m e com média de comprimento de raiz em 6 cm (Figura 23).
Figura 23. Construção dos sistemas WC’s e plantio das mudas. A: WC’s já construídos; B: mudas mantidas
hidratadas; C: medições dos propágulos e raiz; D: plantio dos propágulos.
Fonte: Autora.
Algumas mudas apresentavam pequenos brotos que foram contabilizados (sendo:
35 no sistema W1; 13 no sistema W2 e 14 no sistema W3). Algumas mudas pereceram e
foram substituídas no dia 12 de abril de 2010, ou seja, após um mês do plantio inicial.

83
O período de experimentação em fluxo contínuo foi de quatro de março a 12 de
outubro de 2010, sendo que entre o período de 1º de julho até 26 de julho de 2010 o sistema
não operou com regularidade devido a problemas de funcionamento da bomba.
Algumas características dos sistemas WC’s são apresentadas na Tabela 11.
Tabela 11. Características operacionais para as unidades de WC’s durante regime de fluxo contínuo
Parâmetro Unidade Valor
Altura dos leitos m 0,45
Altura do líquido nos leitos m 0,37
Comprimento m 0,92
Largura m 0,55
Volume útil efetivo total de cada sistema m 3 0,27
Volume útil efetivo de cada compartimento m 3 0,09
Área superficial total de cada sistema m 2 1,518
Área superficial de cada compartimento m 2 0,506
Coeficiente volumétrico m dia -1 0,094
Vazão afluente m 3 dia -1 0,144
Tempo de Detenção Hidráulica (=V/Q) no sistema dia 1,87
O sistema foi monitorado de março a dezembro de 2010, sendo que as primeiras
amostragens foram iniciadas a partir de uma semana de abastecimento dos sistemas com o
afluente.
Para o processo de amostragem dos parâmetros físico-químicos e biológicos foram
estabelecidos pontos fixos na caixa final de cada uma das configurações, exceto do sistema
W3, o qual foi avaliado a intermediária e final (Figura 24). As amostras foram simples,
sendo coletadas através da desconexão da mangueira flexível que existia entre as caixas e
na caixa final. O efluente era coletado inicialmente em uma bombona plástica com
capacidade de cinco litros e posteriormente transferido para os frascos característicos de
cada parâmetro. O afluente ao experimento foi coletado da garrafa PET que servia de
distribuição deste para os quatro sistemas de WC’s. Nesta, foi instalada uma torneira para
tal coleta.

84
Figura 24. Pontos de coleta do afluente e efluente dos WC’s. A: afluente ao experimento; B: coleta do
efluente do sistema W1; C: coleta do efluente do sistema W2; D: caixa intermediária do sistema W3 vegetado
por Myriophyllum aquaticum; E: caixa final do sistema W3 plantado com H. grumosa e F: coleta do efluete
do sistema W4 (controle).
Fonte: Guilherme Becker.
Durante a fase I, todas as amostras dos parâmetros analisados foram coletadas e
preservadas de acordo com as recomendações de cada método conforme a Tabela 8 e
tiveram a frequência de amostragem de acordo com a Tabela 12.
Tabela 12. Frequência de amostragens dos parâmetros físico-químicos e biológicos durante o período de
regime em fluxo contínuo
SEMANAL
MENSAL
Temperatura
Ecotoxicidade aguda (Daphnia magna)
Turbidez
Ecotoxicidade crônica (Ceriodaphnia dubia)
Condutividade
Coliformes totais
pH
Escherichia coli
OD
Altura das plantas
Cor
Condições climáticas (Precipitação; ET; temperatura;
luminosidade).
DQO
Sólidos Sedimentáveis
DBO 5
-
N-NO 3
QUINZENAL
NTK
N-NH 3
SEMESTRAL
Biomassa aérea produzida e comprimento de raiz
P total Análise do tecido vegetal (Corgânico; NTK; Ptotal; Na + e K + )
Na + e K + no efluente

85
4.6.2 Operação do sistema W2 (coberto por estufa) em regime de batelada (Fase II)
Após a definição de que o sistema W2 (estufa plástica) apresentou maior
produtividade de biomassa durante o regime de fluxo contínuo (fase I), este também foi
operado em regime de batelada com TDH de sete dias total no sistema.
Este experimento foi realizado em triplicata para a verificação da influência do
aumento do TDH na eficiência de tratamento, sendo realizado no período de 13 de outubro
a 03 de novembro de novembro de 2010. Para que fosse possível este regime de fluxo,
efetuou-se o fechamento da abertura de saída da caixa final e continuou-se o preenchimento
com o afluente através da aplicação do mesmo na caixa inicial. Quando foi observado que
havia atingido o nível normal de escoamento (aproximadamente 37 cm), efetuou-se o
fechamento da abertura de saída da caixa intermediária para que esta fosse também
preenchida com efluente. O mesmo procedimento foi realizado para o preenchimento das
caixas intermediária e inicial deste sistema.
Após o TDH de sete dias, efetuou-se a coleta das amostras e análise dos parâmetros a
serem analisados, e efetuou-se a total renovação do efluente do sistema para assim, reiniciar
a nova batelada.
Os parâmetros analisados com o efluente do sistema W2 durante o regime de
batelada estão detalhados na Tabela 8, exceto OD que não foi analisado durante esta fase.
Ao final de cada batelada de sete dias, parte do efluente foi desviado novamente
para o tanque equalizador da ETE da UNISC e parte para realização do teste de
Fotoozonização Catalítica (UV/TiO 2 /O 3 ) descrito na Fase III.
Os demais sistemas (W1; W3 e W4) também foram mantidos em batelada de sete
dias, porém como não foi o maior foco desta fase experimental (Fase II), apenas
amostraram-se os parâmetros: condutividade, cor, pH, temperatura e turbidez. Ao final de
sete dias, também se efetuou renovação do efluente dos sistemas para dar início a nova
batelada.

86
4.6.3 Fotoozonização catalítica através de Fotorreator Tipo Cone (FTC) (Fase III)
Para o experimento de fotoozonização catalítica (UV/TiO 2 /O 3 ) foram coletados 15
litros do efluente do sistema W2. Este foi colocado no FTC o qual permaneceu com o
tratamento por tempo de quatro horas.
Durante o tratamento da fase III, foram amostrados o afluente ao experimento com
WC’s coletando-se da garrafa PET, o efluente do W2 que foi o foco da aplicação da
fotoozonização catalítica e alíquotas foram retiradas durante o experimento de UV/TiO 2 /O 3
para a determinação dos parâmetros analíticos conforme a Tabela 8 (exceto OD e SSedim
não avaliados nesta fase) e a frequência foi de acordo com a Tabela 13.
Tabela 13. Frequência de amostragens dos parâmetros analíticos durante a Fase III
Parâmetros
Coletas nos WC’s
Coletas no FTC
Tempos de coleta no FTC
Temperatura Afluente; efluente do W2 UV/TiO 2 /O 3 1h, 2h, 3h e 4h
Turbidez Afluente; efluente do W2 UV/TiO 2 /O 3 1h, 2h, 3h e 4h
Condutividade Afluente; efluente do W2 UV/TiO 2 /O 3 1h, 2h, 3h e 4h
pH Afluente; efluente do W2 UV/TiO 2 /O 3 1h, 2h, 3h e 4h
Cor Afluente; efluente do W2 UV/TiO 2 /O 3 1h, 2h, 3h e 4h
DQO Afluente; efluente do W2 UV/TiO 2 /O 3 4h
DBO 5 Afluente; efluente do W2 UV/TiO 2 /O 3 4h
N-NH 3 Afluente; efluente do W2 UV/TiO 2 /O 3 2h e 4h
P total Afluente; efluente do W2 UV/TiO 2 /O 3 4h
-
N-NO 3 Afluente; efluente do W2
UV/TiO 2 /O 3 4h
NTK Afluente; efluente do W2 UV/TiO 2 /O 3 2h e 4h
Na + Afluente; efluente do W2 -
K + Afluente; efluente do W2 -
Coliformes totais Afluente; efluente do W2 UV/TiO 2 /O 3 2h e 4h
Escherichia coli Afluente; efluente do W2 UV/TiO 2 /O 3 2h e 4h
Ecotoxicidade aguda Afluente; efluente do W2 UV/TiO 2 /O 3 2h e 4h
Ecotoxicidade crônica Afluente; efluente do W2 UV/TiO 2 /O 3 4h
4.6.4 Aquisição e análises de dados
Para a verificação da diferença entre os sistemas wetlands construídos (W1; W2;
W3 e W4), realizou-se a análise de variância não-paramétrica de Kruskal-Wallis.

87
A possível diferença em relação à presença ou não da macrófita aquática
Myriophyllum aquaticum na caixa intermediária do sistema W3 foi avaliado pelo teste U de
Mann-Whitney.
Para todas as análises estatísticas realizadas, optou-se por avaliações nãoparamétricas
em função da grande variabilidade dentro de cada parâmetro, pelo pequeno
número de amostragens em cada sistema avaliado e pela não normalidade dos dados
(confirmado pelo Teste de Lilliefors). A estruturação do banco de dados foi realizada no
Microsoft Office Excel 2007 e Microcal Origin 3.0, sendo que todas as análises estatísticas
foram efetuadas no software BioEstat 5.0 (AYRES et al., 2007), sendo consideradas
significativas ao nível de significância de 5% (p ≤ 0,05) para todos os testes realizados.
Os valores efluentes medidos para cada variável foram comparados com os padrões
das Resoluções CONSEMA 128/06 e 129/06.

88
5 RESULTADOS E DISCUSSÕES
5.1 Caracterizações do local de estudo e do afluente da ETE-UNISC
A Universidade de Santa Cruz do Sul implantou no ano de 2006 no seu Campus
Universitário de Santa Cruz do Sul, RS, a Estação de Tratamento de Esgoto (ETE UNISC)
que opera sob Licença de Operação nº 4584/2007 – DL expedida pela FEPAM – Fundação
de Proteção Ambiental Henrique Luis Roessler.
A ETE UNISC possui tratamento a nível preliminar por grade mecanizada e
desarenador. Após o desarenador existe uma Calha Parshall a qual é utilizada para
determinar a vazão de entrada na ETE UNISC. A nível primário, o tratamento é feito por
Reator Anaeróbio de Manta de Fluxo Ascendente (UASB); e, a nível secundário por Filtro
Biológico Percolador, seguido de decantador secundário. O lodo gerado no reator anaeróbio
é desidratado em leito de secagem e posteriormente enviado para fertilização das árvores do
entorno da ETE UNISC.
A ETE UNISC atua com vazão média de aproximadamente 103 m 3 d -1 , sendo a
vazão máxima de 129,6 m³ d -1 e mínima de 57,6 m³ d -1 . O regime de contribuição pode
chegar a 16 h d -1 , incluindo o período de limpeza noturna. Sendo que os picos de vazões
geralmente ocorrem em torno de 12h, 13h 30 e 16h 30.
O tanque equalizador possui formato cilíndrico com altura de 3,1 m e diâmetro de
3,49 m. O acionamento da bomba que succiona o esgoto para o reator anaeróbio é
controlada por “boias”, sendo que o volume útil induz a um TDH de 1,96 h, o que
proporciona início de atividade anaeróbia.
O perfil do esgoto drenado para tratamento na ETE, é originário apenas dos
mictórios e bacias sanitárias, podendo portanto, ser considerado como águas negras e
amarelas. Não existem estações de recalque, sendo que a localização da ETE UNISC foi
escolhida para haver deslocamento do esgoto por gravidade. De acordo com a Prefeitura do
Campus, a população flutuante média por semestre é de 11.500 indivíduos, sendo que a
maior contribuição desta população flutuante é na forma de urina já que a universidade é

89
considerada um local de prestação de serviços de curta permanência. Na Tabela 14 podem
ser observados os valores médios obtidos nas análises do afluente da unidade piloto, sendo
este coletado após a passagem pelo decantador/digestor. Este foi considerado o ponto de
referência para denominação Afluente dos WC’s (Figura 6).
Tabela 14. Concentração média e desvio padrão dos parâmetros de qualidade do afluente
Parâmetros Afluente Resolução CONSEMA/RS-
128/06 e 129/06
Média Desvio padrão 100 ≤ Q < 200 m 3 d -1
DQO 264,5 124,7 ≤ 330
DBO 5 224,3 111,9 ≤ 120
NTK 41,8 17,2 -
NH 3 36,8 20,6 ≤ 20
-
NO 3 0,8 0,3 -
Ptotal 8,6 9,2 -
OD 0,08 0,3 -
Condutividade 832,7 227,1 -
pH 7,9 0,5 -
Temperatura 16,9 4,1 ≤ 40
Turbidez 139,6 108,1 -
Cor 0,21 0,21 Não conferir mudança ao corpo
receptor
SSedim 5,4 6,7 ≤ 140 mg L -1
CE(I) 50 51,3 17,3 FT=1 para toxicidade aguda*
CE(I) 50 = 100%
CI(I) 50 17,6 11,5 -
Coliformes totais 1,2 . 10 6 9,7 . 10 5 -
Escherichia coli 8,2 . 10 5 6,4 . 10 5 -
Para os parâmetros a unidades adotada é mg L -1 , com exceção de Coliformes totais e E. coli - UFC/100mL;
condutividade - µs cm -1 ; temperatura - ºC; turbidez – NTU e cor λ 420; CE(I) 50 48h e CI(I) 50 em %.
* Resolução CONSEMA 129/06
O que se esperaria como característica dos fatores de carga poluente neste efluente
do setor de serviços é a menor quantidade de material carbonáceo com proporções
superiores de NTK e Ptotal. Isto seria esperado, pois as principais contribuições são para as
águas amarelas. No entanto, os valores de DQO e NTK apresentados na Tabela 14 estão
dentro da normalidade (OLIVEIRA & VON SPERKING, 2005).
Como pode ser observado, o afluente dos WC’s possui impacto eutrofizante,
especialmente nitrogênio na sua forma amoniacal (NH 3 ). Esta substância também apresenta
um potencial risco de toxicidade, sendo que este já foi observado por Dupont (2010) e

90
Colletta (2008) que inferiram a relação de toxicidade presente no mesmo efluente ao
nitrogênio amoniacal. Não há uma normativa oficial que possa ser aplicada para a vazão da
ETE UNISC, uma vez que, a Resolução 129/2006 do CONSEMA/RS que trata sobre os
limites máximos de toxicidade para o descarte de efluentes, é aplicada quando a vazão
mínima do efluente doméstico for igual ou superior a 10.000 m 3 d -1 .
Como descrito na metodologia, o afluente ao sistema experimental com WC’s
permaneceu por um período em uma caixa d’água de polietileno e posteriormente foi
encaminhado para um decantador/digestor. Este período foi suficiente para a continuidade
da atividade anaeróbia já iniciada no tanque equalizador da ETE UNISC. Porém, a
eficiência atingida por esta etapa não foi foco da pesquisa, sendo o efluente do
decantador/digestor considerado o afluente ao experimento com WC’s.
Os fatores usuais de carga de efluentes secundários para os WC’s trabalham com
proporção DQO:NTK:Ptotal de 36,1:8,49:1 (SOUSA et al., 2004) enquanto que para o caso
estudado estabelece proporções de 30,86:4,87:1. Este déficit de material carbonáceo pode
reduzir a eficiência de remediação dos WC’s. Os resultados obtidos por Matos et al. (2010)
demonstraram fatores de carga entre 25 e 40 g m 2 d -1 de DBO 5 para o tratamento de
efluentes de laticínios. A partir dos valores médios da Tabela 14 pode ser considerado que a
relação de carga superficial aplicada foi 21,3 g m -2 d -1 para W1, W2 e W4.
5.2 Ensaios de tratamento
5.2.1 Detalhamento da operação de partida dos WC’s
A montagem do experimento foi concluída na primeira semana do mês de março,
sendo que o início da alimentação foi concomitante com o plantio dos propágulos. No
início do experimento era frequente a perda de coluna d’água através da válvula de retenção
horizontal da bomba de sucção e, portanto, necessitava-se desconectar as tubulações e
encher manualmente, com água, para que a bomba voltasse a succionar o esgoto do tanque
equalizador da ETE UNISC até o experimento.

91
Para correção deste problema foi adaptado um registro hidráulico de PVC para
facilitar o abastecimento manual caso fosse necessário o preenchimento do cano com água,
bem como se realizou a substituição da válvula de retenção horizontal (Figura 25).
Figura 25. Adaptações feitas no sistema de abastecimento dos WC’s
Fonte: Autora.
Nas primeiras semanas foi comum o entupimento das caixas devido a não
estabilização das camadas de meio suporte, sendo observado o carreamento de areia e
inclusive britas de diâmetro pequeno pela tubulação de interligação das caixas. Os
entupimentos foram corrigidos pela desobstrução dos canos de saída do efluente das caixas
e aumento da camada vertical de brita da saída das mesmas (Figura 26).

92
A
B
B
Figura 26. Problemas ocorridos na partida dos WC’s. A: detalhe do entupimento ocorrido nas primeiras
semanas; B: correção do entupimento com a escavação da areia e colocação de brita.
Fonte: Autora.
A vazão necessitava de ajustes frequentes, devido ao acúmulo de sólidos suspensos,
formação de biofilme e algas no interior da tubulação, mesmo com o revestimento de papel
alumínio para barrar a incidência solar. Assim, procedeu-se a desobstrução dos equipos
hospitalares e a regulação da vazão foi feita em triplicata com proveta e cronômetro com
frequência de três vezes por semana, até atingir 100 mL min -1 , vazão esta que se manteve
durante a Fase I deste experimento.
5.2.2 Crescimento das plantas e produção de biomassa
Algumas mudas necessitaram de substituição ao final de quinze dias de
funcionamento dos sistemas (W1: 9 mudas; W2: 3 mudas e W3: 3 mudas), sendo que no
W1 as plantas pareciam menos vistosas do que nos demais. Isto pode ter ocorrido em
função de que este sistema permaneceu sombreado a maior parte do tempo em função de
outro experimento instalado próximo.
Após um mês de plantio, já podia se observar que as mudas estavam bem adaptadas.
A cada mês de desenvolvimento foram realizadas medições da altura dos exemplares até a
realização da poda em setembro.

93
Em todo o período, houve um desenvolvimento bastante diferenciado das plantas da
estufa (W2) em relação aos demais. A média de altura atingida pelas plantas foi de 168,2
cm neste sistema, sendo que nos demais atingiram apenas 82,3 e 93,2 cm para W1 e W3,
respectivamente. Guglieri & Longhi-Wagner (2000) relatam que esta espécie atinge de 90 a
250 cm.
Na Figura 27 observa-se uma tendência de maior altura atingida pelas caixas iniciais,
seguido pelas intermediárias e posteriormente a caixa final. Isto pode ter ocorrido pela
maior disponibilidade de nutrientes nas caixas iniciais, bem como pela maior incidência de
radiação solar, já que estas estavam em altura mais elevada e ocorria menor sombreamento
devido ao reator UASB da ETE UNISC e de outra unidade com WC’s que se localizava ao
lado do experimento. O contrário é observado para o sistema W3, no qual a maior altura
das plantas foi na caixa final.
O acompanhamento do desenvolvimento de H. grumosa pode ser visualizado na
Figura 28.
Figura 27. Altura média de Hymenachne grumosa durante a fase I (Caixa 1: caixa inicial; Caixa 2: caixa
intermediária e Caixa 3: caixa final)

94
Figura 28. Desenvolvimento de Hymenachne grumosa ao longo do experimento. A: plantio dos propágulos;
B: após um mês do plantio; C: três meses após o plantio; D: quatro meses após o plantio; E: desenvolvimento
diferenciado das plantas do W2 e F: seis meses de desenvolvimento (um dia antes da poda).
Fonte: Autora.

95
Nas primeiras semanas após a poda já pode ser observado o bom desenvolvimento
das plantas (Figura 29).
Figura 29. Desenvolvimento de Hymenachne grumosa após a poda. A: uma semana após a poda; B: duas
semanas após a poda; C: detalhe das plantas do W3 após 4 semanas da poda e D: inflorescência de H.grumosa
5 semanas após a poda.
Fonte: Autora.
Tanto que em exatas cinco semanas após a poda, todas as mudas liberaram haste
floral, exceto as plantas do W3, no qual nenhuma delas floresceu durante todo o período
amostral. Humbert (1974) relaciona o nitrogênio como sendo um nutriente envolvido no
florescimento, sendo que altas doses podem desequilibrar a relação C:N diminuindo o
florescimento. Isto pode conferir com o ocorrido com as plantas da estufa que apresentaram
a menor eficiência de remoção de nitrogênio (NTK e NH 3 ) que influenciou negativamente
no florescimento. Outro dado importante foi em relação à produtividade de H. grumosa,
que foi determinada após a realização da poda dos exemplares em 10 de setembro de 2010
(Figura 30).

96
Figura 30. Produtividade de biomassa de Hymenachne grumosa na fase I
A maior produtividade de biomassa foi observada no sistema W2 que atingiu 165,1
ton ha -1 ano -1 . Este foi seguido pelo sistema W3 com produtividade de 62,5 ton ha -1 ano -1 e
posteriormente o sistema W1 produziu 49,7 ton ha -1 ano -1 . Cabe ressaltar que o sistema W3
apresentava apenas duas caixas vegetadas com H. grumosa e mesmo assim atingiu maior
biomassa que o sistema W1. A menor produtividade deste sistema também pode estar
atrelada à menor incidência de radiação solar, pois este permanecia a maior parte do dia
sombreado.
A retenção na biomassa do sistema W1 e W2 pode ser visualizada na Tabela 15
(Anexo C).
Tabela 15. Composição química da biomassa foliar de Hymenachne grumosa no W1 e W2
C orgânico NTK K + Na + Ptotal MAT
% MA (g) % MA (g) % MA (g) mg kg -1 MA % MA(g) g
*
*
*
(mg) *
*
W1 46 304,5 3,2 21,1 1,4 9,2 70 46,3 0,24 1,6 662
W2 45 902,4 2,7 54,1 1,7 34,1 133 266 0,29 5,8 2005,4
Resultados expressos no material seco a 65 ºC.
MA: massa acumulada; MAT: massa seca acumulada total em seis meses de operação.
* massa acumulada com base no cálculo da massa seca total.

97
Durante a poda dos exemplares de H. grumosa, selecionou-se uma planta da parte
central (evitar efeito de borda) em cada uma das caixas para a medição do comprimento da
raiz (Figura 31).
Figura 31. Comprimento médio de raiz atingida por Hymenachne grumosa em cada uma das caixas dos
sistemas
A espécie H. grumosa obteve uma média de crescimento de suas raízes de 37,3 cm o
que foi semelhante ao encontrado por Silveira (2010) avaliando esta em WC’s seqüenciais
com dois compartimentos. Em comparação com alguns estudos de outras gramíneas
(Família Poaceae) em WC’s, estes dados mostram que o comprimento das raízes de H.
grumosa foi superior, sendo média de 30 cm para o capim – tifton 85 (Cynodon dactylon
Pers.) e de 20 cm para o capim-elefante (Pennisetm purpureum Schum) (ABRAHÃO,
2006). Este dado é bastante relevante, uma vez que quanto mais profundo a rizosfera
projetar suas raízes, mais oxigênio poderá ser fornecido para o substrato aumentando a zona
aeróbia do leito.
Na Figura 31 também se pode observar uma tendência das raízes das plantas das
caixas finais apresentarem maior comprimento. O que pode ser ocorrido devido à
necessidade de ampliarem a área de contato com o efluente já que menor carga chega até as
plantas finais.

98
Durante o último mês da fase I (após a poda dos exemplares de H. grumosa) a caixa
intermediária do sistema W3 foi vegetada por M. aquaticum a qual se procedeu a
determinação da biomassa produzida a cada sete dias (Figura 32).
Figura 32. Produtividade de biomassa de Myriophyllum aquaticum na fase I
A quantidade inicial colocada na caixa intermediária foi 94 g. A primeira avaliação
foi realizada após sete dias, mostrando redução desta quantidade para 63 g. Isso pode ter
ocorrido pela não adaptação das plantas ao ambiente saturado de poluentes uma vez que
estas foram retiradas de ambiente natural. Assim, optou-se em adicionar 100 g desta
espécie que já haviam sido mantidas em caixa de manutenção externa ao experimento sob
adição de efluente doméstico. Na avaliação posterior observou-se um incremento de 10,7 g
(14,5%) o que prova que as plantas se aclimataram ao efluente e nas avaliações
subseqüentes foram sempre observados aumentos da biomassa (3ª avaliação: 75% de
aumento), sendo que o valor ao final da fase I foi de 112,4 ton ha -1 ano -1 (4ª avaliação:
6,3% de aumento).
Greco (2010) observou crescimento de 40 g (5,4%) de massa de M. aquaticum em
sistema de fluxo contínuo, sendo a espécie que melhor resistiu às altas concentrações de
nitrogênio amoniacal no efluente doméstico.

99
Efetuou-se a continuidade da avaliação da produção de biomassa de M. aquaticum no
período de batelada de sete dias de TDH (Figura 33) que se mostrou superior a obtida na
fase I, sendo 339,2 ton ha -1 ano -1 .
Figura 33. Produtividade de biomassa de Myriophyllum aquaticum na fase II
As taxas de produtividade foram maiores do que o período em regime de fluxo
contínuo sendo que os incrementos em cada uma das avaliações foram de 59,8%, 42,2% e
35,9% na 1ª, 2ª e 3ª avaliação, respectivamente. Isto pode ter ocorrido pelo maior tempo de
contato entre as raízes e o efluente permitindo maior nutrição da planta e consequente
produção de biomassa vegetal.
5.2.3 Fitorremediação em fluxo contínuo (Fase I)
Esta fase abrangeu o período de partida dos WC’s e foi concluída no dia 12 de
setembro de 2010. O início da amostragem se deu quando completou uma semana de
operação, sendo a frequência e parâmetros amostrados conforme a metodologia já descrita.
Durante o período em regime de fluxo contínuo as cargas médias aplicadas nos
sistemas WC’s foram de: 25,1 g DQO m 2 d -1 ; 3,9 g NTK m 2 d -1 ; 0,8 g Ptotal m 2 d -1 ; 3,5 g N-

100
NH 3 m 2 d -1 . Sousa et al. (2004) trabalharam com valores nas faixas de 5,01 a 9,45 g DQO
m 2 d -1 , 1,16 a 1,93 g NTK m 2 d -1 e 0,15 a 0,22 g Ptotal m 2 d -1 . Este comparativo indica a
necessidade de compensação do TDH para adequação dos fatores de carga na partida do
sistema em fluxo contínuo, no entanto, como descrito anteriormente, a menor vazão
passível de controle foi a de 100 mL min -1 , que estabelece TDH de 1,87 dias contra valores
de 7 a 10 dias.
Neste regime de operação, a caixa intermediária do sistema W3 não foi vegetada,
atuando portanto, como controle. No último mês da fase I, esta foi vegetada com M.
aquaticum.
Embora exista imprecisão, as perdas por evapotranspiração do efluente nos sistemas
WC’s foram notórias. A intenção era de apresentar todos os resultados em termos de carga
removida, ou seja, levando em consideração as perdas de efluente por evapotranspiração,
como é recomendado para o cálculo de eficiência de WC’s (DORNELAS et al., 2009). Esta
recomendação é justificável uma vez que altas taxas de evapotranspiração podem levar à
concentração do efluente devido à perda de água/efluente, mesmo com grandes reduções
em carga de determinados poluentes (KADLEC, 1998). Contudo, para isto se faria
necessário controle rigoroso da vazão de saída dos sistemas WC’s. Tentou-se realizar a
observação da vazão de saída pela colocação de uma bombona plástica com capacidade de
cinco litros previamente graduada, ao final de cada sistema WC’s. Aguardou-se uma hora e
o volume de saída foi quantificado. Porém, desta maneira somente conseguiu-se valores em
quatro tentativas (10/08 início às 15h 15; 09/09 início às 8h 30; às 9h 30 e às 11h 50),
sendo que nas demais tentativas não se observava vazão de saída em uma hora de avaliação
mesmo havendo vazão de entrada (Tabela 16). Este fato também foi relatado por Zanella
(2008).
Tabela 16. Vazão efluente média em uma hora nos WC’s
W1 W2 W3 W4
Q entrada (L) 6 6 6 6
Q saída (L) 3,46 2,69 2,71 2,69
Q entrada - Q saída 2,54 3,31 3,29 3,31
ET (%) 42,3% 55,2% 54,8% 55,2%

101
Também deve ser considerado que as perdas por ET na escala realizada para este
trabalho serão bem maiores do que para escala real, fato que é destacado por Kadlec (1998)
em função da incapacidade de compensação do chamado efeito de borda.
Assim sendo, optou-se em apresentar os resultados predominantemente na forma de
concentração dos parâmetros analizados, contudo cálculos de carga removida foram
realizados a fim de comparação, sendo que para estes cálculos levou-se em consideração os
valores obtidos de ET demonstrados na Tabela 16 para cada um dos WC’s avaliados.
O valor de DQO do afluente variou entre em 130 a 470 mg L -1 durante a fase I, sendo
que a média do período foi 264,5 mg L -1 . O comportamento dos sistemas WC’s em relação
a DQO pode ser visualizado na Figura 34, no qual podem ser observadas as concentrações
efluentes dos WC’s em relação a este parâmetro.
Concentração mg/L
300
DQO
Concentração mg L -1
250
200
150
100
50
A
B
C
D
Mean
Max
Min
P1
P99
0
A B C D
Unidades dos wetlands construídos
Figura 34. Concentrações efluentes de DQO nos WC’s durante a fase I (desvio padrão para n=9) (A=W1;
B=W2; C=W3; D=W4)
O comparativo de eficiência demonstra superioridade para redução de DQO no W3,
apesar da superioridade estar na faixa de 4 a 16% aproximadamente na referência aos

102
demais WC’s (Tabela 17). As diferenças de composição incluem variações do regime misto
de macrófitas (H.grumosa e M.aquaticum) e da hidrodinâmica da caixa intermediária.
Segundo Matos et al. (2010), quanto maior o aporte de matéria orgânica, maior a
eficiência de remoção da carga orgânica nos wetlands (na faixa de 25 a 40 g DBO 5 m 2 d -1 ).
No entanto, a fração de DQO no efluente estudado é inferior aos valores usais para esgoto
doméstico, mesmo assim todos os sistemas WC’s avaliados conseguiram atingir eficiências
consideradas altas, apesar do reduzido TDH da fase I (1,87 d). Sousa et al. (2004)
trabalhando com efluente de reator UASB com TDH de 7 a 10 dias obtiveram redução de
DQO entre 70 e 86%.
A análise de variância não paramétrica (Kruskal-Wallis) dos valores em termos de
concentração mostrou que não houve diferença significatica ao nível de 5% (p= 0,27) entre
as formas de tratamento (W1; W2; W3 e W4), ou seja, estatisticamente os tratamentos
avaliados obtiveram reduções semelhantes em termos de DQO.
Considerando que a caixa intermediária do sistema W3 foi vegetada com a espécie de
macrófita aquática submersa M. aquaticum no último mês deste regime operacional,
ressalta-se que para um total de quatro determinações, os valores de DQO do efluente desta
caixa demonstraram redução de 64%, sendo inferior ao período em que esteve sem
vegetação, que foi de 70,8% (n=11).
Entretanto, com a aplicação do Teste U de Mann-Whitney observa-se que não houve
diferença significativa (p= 0,24) entre os períodos com e sem a presença da macrófita M.
aquaticum. Este resultado pode estar associado à limitação do período operacional, pois
com uma maior freqüência das caracterizações analíticas, assim como melhores controles
dos parâmetros operacionais, acrescentaria maior exatidão e precisão dos dados que
revelariam o que as observações práticas deveriam demonstrar. A taxa de crescimento da
biomassa nos diferentes sistemas seria uma destas observações, correlacionando-a,
principalmente, às variações do potencial de eutrofização.
Reconsiderando que as legislações fazem referência de controle apenas em termos de
concentração deve ser observado que a medida mais efetiva para controle da remediação
dos efluentes fossem em termos de parâmetro de carga. Neste sentido, é realizado na Tabela
17 o comparativo entre as eficiências de redução da concentração e da carga de DQO
removida.

103
Tabela 17. Comparativo de eficiência de remoção de DQO em termos de concentração e de carga removida
Eficiência em termos de concentração
Média Média
afluente de efluente Eficiência*
DQO de DQO
Eficiência em termos de carga
Carga
efluente
de DQO
Carga
afluente de
DQO
Eficiência
mg L -1 mg L -1 % g m -2 d -1 g m -2 d -1 %
W1 264,5 71,3 69,2 25,1 3,9 84,4
W2 264,5 50,6 81,6 25,1 2,1 91,6
W3 264,5 38,9 85,5 25,1 1,7 93,3
W4 264,5 56,2 76,3 25,1 2,4 90,4
* considerada a eficiência média para todo o período amostral da fase I e não apenas em termos de valores de
concentração afluente médio e efluente médio.
Os efluentes dos WC’s avaliados se enquadram nos padrões de lançamento deste
parâmetro da Resolução 128/2006 do CONSEMA/RS que é de 330 mg L -1 para a vazão da
ETE UNISC.
A exemplo das avaliações anteriores foram caracterizados os comportamentos dos
WC’s em relação ao material carbonáceo em termos de DBO 5 . Os valores são apresentados
na Figura 35 e Tabela 18.
Concentração mg/L
80
60
40
20
Concentração mg L -1
DBO
A
B
C
D
Mean
Max
Min
P1
P99
0
A B C D
Unidades dos wetlands construídos
Figura 35. Concentrações efluentes de DBO 5 nos WC’s durante a fase I (desvio padrão para n=11; p= 0,71
para Kruskal-Wallis; p=0,06 para Teste U de Mann-Whitney) (A=W1; B=W2; C=W3; D=W4)

104
Tabela 18. Comparativo de eficiência de remoção de DBO 5 em termos de concentração e de carga removida
Eficiência em termos de concentração
Média Média
afluente de efluente Eficiência*
DBO 5 de DBO 5
Eficiência em termos de carga
Carga
efluente
de DBO 5
Carga
afluente de
DBO 5
Eficiência
mg L -1 mg L -1 % g m -2 d -1 g m -2 d -1 %
W1 224,3 21,9 89,6 21,3 1,2 94,3
W2 224,3 18,6 89,9 21,3 0,8 96,2
W3 224,3 19,3 89,8 21,3 0,8 96,2
W4 224,3 16,5 90,7 21,3 0,7 96,7
* considerada a eficiência média para todo o período amostral da fase I e não apenas em termos de valores de
concentração afluente médio e efluente médio.
Os efluentes dos WC’s avaliados se enquadram nos padrões de lançamento deste
parâmetro da Resolução 128/2006 do CONSEMA/RS que é de 120 mg L -1 para a vazão da
ETE UNISC.
Os valores apresentados demonstram elevada eficiência para remoção do material
carbonáceo, o que é comparável aos percentuais dos trabalhos de Zanella (2008): 79,2 e
72,9% para DQO e DBO 5 , respectivamente. Outro dado comparativo é o que foi
desenvolvido por Dornelas et al., (2009). Neste caso as reduções de DQO e DBO 5 foram 68
e 63%, respectivamente. Apesar das diferenças de composição dos efluentes, os fatores de
carga são semelhantes.
Tanto para as avaliações de redução de DBO 5 e DQO observam-se os valores
semelhantes de desempenho, na comparação dos WC’s vegetados com o controle (W4).
Observações semelhantes também foram obtidas por Avelar (2008); Silva (2007) e Sousa et
al. (2001). O que pode ser considerado é que os mecanismos preponderantes para remoção
da carga poluente nos WC’s exaltam a maior contribuição do sistema suporte, sendo que o
desempenho de remoção do material carbonáceo é efetivo devido à preponderância dos
mecanismos de adsorção, biodegradação aeróbia e anaeróbia, sedimentação e filtração. A
análise da variância entre os sistemas e entre o período com M. aquaticum foram
consideradas não significativas. Dornelas et al. (2009) também não encontraram diferença
significativa na concentração final em wetland vegetado com Typha latifolia e não
vegetado.
Considera-se também que em fatores de carga de DQO e DBO 5 mais elevados a
eficiência seria mantida, pois trabalhos com WC’s demonstram que em taxas de carga

105
orgânica da ordem de 25 a 40 g m -2 d -1 de DBO 5 e com relações DQO:NTK:Ptotal
semelhantes, mantêm bom desempenho (MATOS et al., 2010).
Outro aspecto importante de avaliação diz respeito à atenuação do potencial
eutrofizante das águas residuárias estudadas. Neste índice de impacto, primeiramente, são
apresentados os dados de redução da carga poluente de material nitrogenado.
Os parâmetros de carga poluente avaliados foram N-NH 3 e NTK. Algumas
considerações com o íon NO - 3 também foram feitas.
A concentração média de NTK do período avaliado na fase I foi de 41,8 mg L -1 . A
principal contribuição da carga nitrogenada no afluente é amoniacal com valores médios de
36,8 mg L -1 , ou seja 88% da carga poluente nitrogenada avaliada. Já a contribuição da
fração de nitrogênio na forma de íon nitrato foi de 0,8 mg L -1 , o que corresponde a 1,9%.
Assim sendo, as avaliações foram direcionadas especialmente para as variações da fração
amoniacal no tratamento com os WC’s.
Os dados apresentados na Figura 36 mostram o comportamento dos WC’s em
relação às reduções de NTK. Aqui também foram considerados os comparativos de
concentração e fatores de carga (Tabela 19).
Concentração mg/L
Concentração mg L -1
50
40
30
20
NTK
A
B
C
D
Mean
Max
Min
P1
P99
10
A B C D
Unidades dos wetlands construídos
Figura 36. Concentrações efluentes de NTK nos WC’s durante a fase I (desvio padrão para n=10; p= 0,94
para Kruskal-Wallis; p=0,50 para Teste U Mann-Whitney) (A=W1; B=W2; C=W3; D=W4)

106
Tabela 19. Comparativo de eficiência de remoção de NTK em termos de concentração e de carga removida
Eficiência em termos de concentração
Média Média
afluente de efluente Eficiência*
NTK de NTK
Eficiência em termos de carga
Carga
efluente
de NTK
Carga
afluente de
NTK
Eficiência
mg L -1 mg L -1 % g m -2 d -1 g m -2 d -1 %
W1 41,8 25,6 29,6 3,9 1,4 64,1
W2 41,8 30,5 17,6 3,9 1,3 66,6
W3 41,8 25,7 32,4 3,9 1,1 71,7
W4 41,8 27,5 32,7 3,9 1,2 69,2
* considerada a eficiência média para todo o período amostral da fase I e não apenas em termos de
concentração média afluente e efluente.
As variações dos dados de NTK estabelecem contrariedades para a expectativa de
desempenho dos WC’s em relação à produção de biomassa. Talvez, a consideração para a
menor redução da carga nitrogenada no W2 esteja associada ao fato da saturação dos
vapores amoniacais na estufa, visto que o equilíbrio entre a carga amoniacal na fase suporte
não teria favorecimento de deslocamento para a fase vapor. Isto foi mais efetivo nos
sistemas abertos, o que demonstraria uma limitação para a remoção de nutrientes com ciclo
exogênico em ambiente fechado.
Os dados observados para as variações de N-NH 3 reproduzem os já apresentados para
NTK (Figura 37 e Tabela 20).
Concentração mg/L
Concentração mg L -1
60
50
40
30
20
NH3
A
B
C
D
Mean
Max
Min
P1
P99
10
0
A B C D
Unidades dos wetlands construídos
Figura 37. Concentrações efluentes de N-NH 3 nos WC’s durante a fase I (desvio padrão para n=15; p=0,96
para Kruskal-Wallis; p=0,17 para Teste U de Mann-Whitney) (A=W1; B=W2; C=W3; D=W4)

107
Tabela 20. Comparativo de eficiência de remoção de NH 3 em termos de concentração e de carga removida
Eficiência em termos de concentração
Média Média
afluente de efluente Eficiência*
N-NH 3 de N-NH 3
Eficiência em termos de carga
Carga
efluente
de N-NH 3
Carga
afluente de
N-NH 3
Eficiência
mg L -1 mg L -1 % g m -2 d -1 g m -2 d -1 %
W1 36,8 21,8 23,7 3,5 1,2 65,7
W2 36,8 24,8 14,7 3,5 1,1 68,6
W3 36,8 22,9 29,6 3,5 1,0 71,4
W4 36,8 22,2 22,0 3,5 0,9 74,3
* considerada a eficiência média para todo o período amostral da fase I e não apenas em termos de
concentração média afluente e efluente.
Em termos das exigências da legislação nenhum dos sistemas testados atenderia a
resolução CONSEMA 128/06. As restrições incluem 20 mg L -1 de NH 3 , assim como uma
eficiência mínima de 75% em termos de concentração. No entanto, em termos de fatores de
carga as reduções mostram maior efetividade e poderiam atingir a eficiência mínima.
Embora tenha sido determinada com um menor número de amostras, a redução de
NO - 3 atingiu valores máximos de 30% no W1. Um maior detalhamento nos estudos futuros
será necessário, pois concomitantemente à redução também há oxidação dos íons N-NH + 4 a
NO - 3 no suporte dos WC’s.
No período em que a caixa intermediária do sistema W3 permaneceu sem vegetação
(controle) a média de redução de NTK na mesma foi -31,3% (n=6), demostrando baixa
contribuição. Já quando a mesma foi vegetada com M. aquaticum, a remoção se mostrou
mais eficaz, atingindo uma média de 36,9%. Cabe ressaltar que o número de amostragens
no período vegetado foi inferior, sendo apenas três eventos amostrais. O mesmo ocorreu
para NH 3 , sendo 22,6% de redução quando vegetada e uma média de aumento da
concentração quando no período sem vegetação (-28,8%). Greco (2010) avaliou a
eficiência de sete diferentes espécies de macrófitas flutuantes e submersas em sistema
superficial com taxa de aplicação de 0,033 g NH 3 m -2 d -1 e observou que M. aquaticum foi
a espécie mais eficiente para a redução da carga nitrogenada na forma amoniacal (94,3%)
em TDH de sete dias.
Em relação à análise estatística de variância entre os tratamentos para NTK e N-NH 3
para os valores em termos de concentração mostraram que não houve diferença
significativa e nem no período com e sem a presença de M. aquaticum.

108
Do ponto de vista da ação eutrofizante a avaliação das reduções de fósforo nos WC’s
assume papel mais importante, devido à ação limitante do fósforo (ESTEVES, 1998). Os
dados para avaliação da redução de fósforo nos WC’s são apresentados na Figura 38 e
Tabela 21.
Concentração mg/L
Ptotal
16 A
B
14
C
D
12
Mean
Max
10
Min
P1
8
P99
Concentração mg L -1
6
4
2
0
A B C D
Unidades dos wetlands construídos
Figura 38. Concentrações efluentes de Ptotal nos WC’s durante a fase I (desvio padrão para n=16; p=0,07
para Kruskal-Wallis; p=0,08 para Teste U de Mann-Whitney) (A=W1; B=W2; C=W3; D=W4)
Tabela 21. Comparativo de eficiência de remoção de Ptotal em termos de concentração e de carga removida
Eficiência em termos de concentração
Média Média
afluente de efluente Eficiência*
Ptotal de Ptotal
Eficiência em termos de carga
Carga
efluente
de Ptotal
Carga
afluente de
Ptotal
Eficiência
mg L -1 mg L -1 % g m -2 d -1 g m -2 d -1 %
W1 8,6 4,4 32,7 0,8 0,24 70,0
W2 8,6 2,5 51,6 0,8 0,11 86,2
W3 8,6 3,7 38,6 0,8 0,16 80,0
W4 8,6 4,1 28,6 0,8 0,18 77,5
* considerada a eficiência média para todo o período amostral da fase I e não apenas em termos de
concentração média afluente e efluente.
O que pode ser considerado a partir dos dados é que há coerência na maior taxa de
redução de fósforo com o sistema WC de maior produção de biomassa vegetal. Outro

109
aspecto importante, tanto para a eficiência em termos de concentração quanto de carga, é
que a potencialidade para formação de fosfina só poderia ser considerada para regiões de
potencial redox extremamente baixo, o que não foi considerado para os WC’s estudados em
função do valor médio de oxigênio dissolvido de 1,37 mg L -1 O 2 e medidas do potencial
redox característicos do meio anóxico (Eh= -111,4 mV (W1); Eh= -49,63 mV (W2); Eh= -
57,77 mV (W3) e Eh= -84,57 mV (W4)). Segundo Von Sperling (2005), Eh acima de 100
mV caracterizam meio sob condições aeróbias; Eh entre -100 a +100 mV meios sob
condições anóxicas e Eh abaixo de -100 mV meio sob condições anaeróbias.
Em função dos agentes eutrofizantes seria interessante experimentar em estudos
futuros uma configuração seqüencial de WC’s em estufa e abertos (W1), pois desta forma
teríamos as melhores condições de remoção de NTK, N-NH 3 e Ptotal. O que também deve
ser considerado é que para que o sistema misto (W3) apresentasse melhores condições para
redução do potencial eutrofizante devería ter um meio mais óxico. Assim como, a
necessidade de maior tempo de contato efetivo do sistema radicular com o efluente. No
entanto, pesquisas de novas configurações de sistemas de tratamento e uso de energias
limpas para proporcionar o sistema óxico devem ser feitas. Vários trabalhos com os WC’s
são citados na literatura com TDH’s entre 2 e 10 dias, dependendo das cargas poluentes
(SOUSA et al., 2004; DORNELAS et al., 2009).
De todos os parâmetros avaliados neste trabalho, a ecotoxicidade é o que configura as
maiores necessidades de aprofundamento, pois se trata de um parâmetro biológico geral
que não associa os resultados a compostos específicos ou classe de compostos.
Para as águas amarelas, que configuram a principal contribuição dos efluentes aqui
estudados, podem estar presentes poluentes orgânicos persistentes e íons inorgânicos
tóxicos, neste caso especialmente o íon amônio. Novamente na correlação dos efeitos
tóxicos dos efluentes do campus da UNISC percebe-se o valor na escala relativa de
toxicidade aguda de medianamente tóxico e de extremamente tóxico para a toxicidade
crônica. Os dados são apresentados nas Figuras 39 e 40.

110
Figura 39. Resultados da toxicidade aguda para o afluente e efluente dos WC’s durante a fase I
Figura 40. Resultados da toxicidade crônica para o afluente e efluente dos WC’s durante a fase I
A efetividade da detoxificação aguda foi obtida para todos os WC’s tornando-os
pouco tóxicos. No entanto, uma maior precisão e exatidão do parâmetro ecotóxico seria
necessário para diferenciar os desempenhos dos WC’s. Se associda a redução do íon
amônio estivesse a toxicidade aguda, melhores valores teríamos para o W2, já que este foi o

111
tratamento que mais reduziu toxicidade aguda. Dupont (2010) obteve os mesmos valores
médios do afluente sendo considerados medianamente tóxico. Sendo que esta autora,
avaliando a eficiência de detoxificação da ETE UNISC, comprovou que o tratamento não é
efetivo, pois o efluente tratado não é nem capaz de mudar de faixa de toxicidade.
Silva et al. (2010), avaliando o efluente urbano submetido ao tratamento com reator
anaeróbio + WC’s, obtiveram reduções de toxicidade aguda para Daphnia similis do
efluente bruto com CE(I) 50 em torno de 70% para um efluente tratado com CE(I) 50 de
aproximadamente 98% tanto no sistema vegetado quanto no sistema não-vegetado.
Os dados de toxicidade crônica mostraram que não houve efetividade no tratamento
quanto a este parâmetro. Todos os tratamentos apenas conseguiram reduzir a toxicidade
crônica relativa ao nível de altamente tóxico, exceto o W4 que na média não permitiu
alterar a faixa de toxicidade, mantendo-se igual ao afluente do tratamento sendo
considerado extremamente tóxico. Araña et al., (2008), observaram que a presença ou não
de plantas não foi capaz de influenciar a toxicidade de Lemna minor em WC’s para o
tratamento de pesticidas. Murray-Gulde et al., (2003), trabalhando com efluente de WC’s
pré-tratados com osmose reversa, conseguiram reduzir a toxicidade crônica de
Ceriodaphnia dubia nas avaliações de sobrevivência, no entanto em termos de
reprodutibilidade esta não foi significativa em relação ao controle não permitindo
considerações finais sobre a detoxificação quando o efeito de controle do organismo-teste
foi a reprodutibilidade.
De uma forma geral a efetividade de tratamento dos sistemas WC’s é apresentada
complementarmente na Tabela 22. Os dados dos parâmetros gerais e específicos
demonstram efetividade comparável para todos os WC’s quanto à oxigenação e redução da
condutividade. O efeito de migração do ambiente óxico para anaeróbio garante oxigenação
do afluente mesmo com a demanda para redução do material carbonáceo. Os sistemas
vegetados apresentam os aerênquimas que poderiam explicar resultados superiores para o
W3 ainda que configurando um sistema intermediário entre anóxico e óxico.
Outro aspecto relevante com os dados da Tabela 22 é o do efeito filtrante do sistema
suporte com maior efetividade para o W4, pois a ausência do sistema radicular permite
maior compactação das camadas do substrato. Isto poderia ser relacionado ao melhor

112
desempenho do sistema W4 para redução de cor, turbidez, sólidos sedimentáveis e para
desempenho equiparável para a desinfecção.
Os efluentes de todos os WC’s avaliados se enquadraram nos limites máximos de
lançamento em corpos hídricos receptores no Estado do Rio Grande do Sul.
No anexo D é mostrado maior detalhamento no comportamento de todos os
parâmetros avaliados em cada amostragem da fase I.

113
Tabela 22. Concentração média e desvio padrão (DP) dos efluentes dos WC’s durante a fase I
Parâmetros Afluente W1 W2 W3 W4 CONSEMA
Média DP Média DP Média DP Média DP Média DP
128/06*
OD (mg L -1 ) 0,08 0,3 0,74 0,88 1,02 1,05 1,58 2,09 1,44 0,94 -
Condutividade (µs cm -1 ) 832,7 227,1 626,6 183,3 739,1 170,8 669,3 162,9 650,2 145,2 -
pH 7,9 0,5 7,1 0,4 6,9 0,4 6,9 0,4 7,3 0,4 6,0 a 9,0
Temperatura (ºC) 16,9 4,1 15,8 4,2 16,1 3,9 15,9 4,4 16,1 4,4 ≤ 40
Turbidez (NTU) 139,6 108,1 13,2 6,1 11,9 11,3 13,5 18,5 4,5 3,0 -
Cor (λ 420) 0,21 0,21 0,06 0,03 0,05 0,04 0,05 0,02 0,03 0,02 Não conferir
mudança
corpo receptor
SSedim (mg L -1 ) 5,4 6,7 0,04 0,1 0,2 0,8 0 0 0 0 ≤ 140
Ctotais 1,2.10 6 9,7.10 5 6,8.10 4 8,6.10 4 7,8.10 4 3,5.10 4 3,1.10 5 3,5.10 5 5,3.10 4 3,4.10 4 **
E.coli 8,2.10 5 6,4.10 5 1.10 4 9,9.10 3 4,6.10 4 2.10 4 1,3.10 4 3,8.10 3 1,6.10 5 1,8.10 5 **
* para valores para 100 ≤ Q < 200 m 3 d -1
** Coliformes totais (Ctotais) e E. coli (UFC/100mL) somente estabelece valores máximos em termos de NMP/100mL a partir da vazão de 200 ≤ Q < 500 m 3 d -1 .

114
5.2.4 Fitorremediação em regime de batelada (Fase II)
A opção de adoção do regime intermitente foi para verificação da redução da carga
poluente com aumento do TDH. Isto não seria possível com o sistema concebido que já
operou em limite mínimo da vazão de alimentação quando em regime contínuo, sendo que
vazões menores testadas levavam à obstrução mais frequente dos equipos de soro
hospitalar. A escolha do TDH de sete dias buscou comparativo de vários autores na
literatura (KADLEC & KNIGHT, 1996; SOUSA et al., 2004). Com eficiência comparável
em relação ao material carbonáceo e NTK, escolheu-se o sistema W2 em função das
maiores taxas de produção de biomassa e remoção do agente limitante da eutrofização, o
Ptotal.
Durante o período em regime de fluxo de batelada as cargas médias aplicadas nos
sistemas WC’s foram de: 19,2 g DQO m 2 d -1 ; 3,5 g NTK m 2 d -1 ; 0,45 g Ptotal m 2 d -1 ; 3,5 g
N-NH 3 m 2 d -1 .
No comparativo dos sistemas em fluxo contínuo e intermitente são apresentados os
dados da Figura 41.
Figura 41. Comparativo de eficiência de W2 em fluxo contínuo (fase I) e intermitente (fase II) (fase I:
nDQO=9; nDBO 5 =11; nNTK=15; nNH 3 =15; nPtotal=16; fase II: n=3 todos parâmetros exceto nDBO 5 =2)

115
O comparativo da Figura 41 leva por questões de limitação operacional, a avaliação
conjunta de duas variáveis, o regime de operação e o TDH. Apesar disso, o que seria
esperado era que o maior TDH proporcionasse maiores eficiências de remoção do material
carbonáceo e dos agentes eutrofizantes. O que se observa no entanto, é que a fase II mostra
melhor desempenho somente para NTK e NH 3 . Nos demais parâmetros avaliados, apesar da
possibilidade da formação de PH 3 , os resultados são semelhantes. Outros aspectos
importantes seriam a possibilidade dos cálculos em termos de carga poluente, o que deveria
levar em conta as perdas por ET. O que também deve ser salientado é a menor
disponibilidade de dados durante a fase II devido ao regime de batelada só poder ter sido
realizado em triplicata, o que acarretou restrições para o tratamento estatístico. Dados
adicionais dos sistemas em batelada são apresentados na Tabela 23, sendo que não foi
avaliar o efluente do W3, pois a evapotranspiração deste sistema foi grande o suficiente
para não permitir a coleta de efluente.
Tabela 23. Resultados médios e desvio padrão (DP) dos WC’s durante a fase II
Parâmetros Afluente W1 W2 W4
Média DP Média DP Média DP Média DP
Condutividade (µs cm -1 ) 636,9 560,4 851,4 70,2 1124,6 280,9 949,1 47,6
pH 8,2 1,1 7,1 0,7 6,7 0,2 7,4 0,08
Temperatura (ºC) 18,5 2,3 18,8 1,0 19,0 1,2 19,9 2,0
Turbidez (NTU) 129,1 77,9 10,6 0,6 15,7 18,4 12,0 12,7
Cor (λ 420) 0,17 0,03 0,17 0,01 0,15 0,19 0,05 0,01
K + (mg L -1 ) 17,3 5,7 - - 214,7 16,3 - -
Na + (mg L -1 ) 135,7 7,5 - - 7,3 2,2 - -
A tendência dos parâmetros gerais apresentados demonstra o mesmo comportamento
do sistema em fluxo contínuo, exceto para condutividade, que apresenta aumento dos
valores potencialmente associados na maior intensidade de evapotranspiração.
No comparativo do fluxo contínuo e intermitente considerou-se que em função da
melhor eficiência de remoção de NTK e NH 3 que isto justificaria a opção do W2 para
integração com os POA’s para melhoria das condições de reutilização das águas residuárias
tratadas em função da NBR 13.969/1997 (ABNT, 1997).
No anexo E é mostrado maior detalhamento no comportamento de todos os
parâmetros avaliados em cada amostragem da fase II.

116
5.2.5 Fotoozonização catalítica (Fase III)
Como descrito na metodologia, após o TDH de sete dias o efluente do W2 foi
coletado e encaminhado ao FTC para aplicação do processo de fotoozonização catalítica
por um período de quatro horas. O pós-tratamento com o FTC considerou o potencial de
desinfecção que os POA’s aplicados nos efluentes domésticos secundários apresentam
(PROSAB, 2001; RODRÍGUEZ et al., 2002). O principal objetivo desta etapa é definir as
condições de integração entre WC’s e POA’s visando o enquadramento de água para reuso
de acordo com a NBR 13.969/1997 (ABNT, 1997).
A diferença de concepção do FTC para outros protótipos pesquisados está em
explorar o ozônio gerado fotoquimicamente em processos de fotocatálise, gerando a
combinação UV/TiO 2 /O 3 . O sistema aqui empregado também explorou o suprimento de
energia por células fotovoltaicas, pois a estratégia de coleta da energia solar proporciona a
geração da radiação UV-C de forma constante.
Os resultados foram expressos apenas em termos de concentração dos parâmetros,
uma vez que a ET não foi avaliada neste período. Os valores de DQO e DBO 5 do afluente
apresentaram valores médios de 202,5 ± 58,7 e 168,2 ± 113,1 mg L -1 , respectivamente. O
comportamento do efluente em relação à redução da matéria carbonácea pode ser
visualizado nas Figuras 42 e 43, respectivamente.
Figura 42. Comportamento de DQO durante a fases II e III (n= 3)

117
Figura 43. Comportamento de DBO 5 durante as fases II e III (n= 2)
Nas condições dos sistemas integrados observa-se que o tempo de operação do FTC
ao final de oito horas apresenta uma tendência de redução para DQO que é observado
somente na primeira batelada. A terceira batelada, que configura o tempo máximo de 12
horas, apresenta aumento de DQO e DBO 5 para os efluentes fotooxidados, o que pode estar
associado à saturação no suporte de TiO 2 devido ao material fisio e químio adsorvidos.
Esta mesma tendência é observada para as avaliações de NTK e NH 3 . Neste caso, a
ação do POA converte N-NH 3 para NO - 3 (Figura 44 e 45), sendo necessário considerar
também a adsorção do íon nitrato formado no suporte de TiO 2 P25. Este aspecto pode
também interferir na efetividade da fotooxidação (KÜHN FILHO, 2009) .

118
Figura 44. Comportamento do NTK durante as fases II e III (n= 3)
Figura 45. Comportamento do NH 3 durante as fases II e III (n= 3)
As variações para os valores de NTK (reduções de 53,8% no tratamento com W2;
11,48% no tratamento FTC 2h e 34,1% para FTC 4h) e N-NH 3 (reduções de 54,37% no
tratamento com W2; 10,67% no tratamento FTC 2h e 34,5% no FTC 4h) podem estar
-
associadas à oxidação do íon amônio e a volatilização parcial do gás NH 3 em pH 8,8. Isto
pode ser favorecido pelo aumento da temperatura e do pH no processo do FTC.

119
Outros dois parâmetros eutrofizantes que foram avaliados quando no processo de
integração WC e FTC foram o íon nitrato e Ptotal (Figura 46 e 47).
Figura 46. Comportamento do NO 3 - durante as fases II e III (n= 3)
Figura 47. Comportamento do Ptotal durante as fases II e III (n= 3)
A tendência de redução dos íons nitrato seria explicável pelo efeito de adsorção do
suporte de TiO 2 especialmente em relação ao efluente de W2 que proporciona a formação

120
-
de NO 3 pela oxidação do íon NH + 4 . A atenuação no efeito de adsorção também é
observada na segunda e terceira bateladas do processo. Neste caso, o efeito adicional da
formação de Fe(NO 3 ) 3 pode explicar porque a a redução do efeito adsorvente já é observada
na segunda batelada.
Uma tendência semelhante para o efeito de saturação do suporte semicondutor é
observada para o Ptotal que no entanto, apresenta esta atenuação do efeito adsorvente na
terceira batelada.
Em todos os casos anteriormente comentados de saturação observa-se a necessidade
de regeneração do suporte semicondutor. Outra possibilidade seria o desenvolvimento de
sistemas que integrassem a eletrodiálise para retenção de íons que são adsorvidos no
semicondutor (FERREIRA, 2005).
Um comparativo para a abordagem geral feita nos ensaios em batelada aqui estudados
foi obtido no sistema híbrido foto-Fenton + WC’s realizado por Antoniadis et al. (2007)
para tratamento de efluente urbano sintético, no qual as reduções do COD e DQO atingiram
faixas superiores a 80%. Em relação a N-NH + 4 e NO - 3 , ambos apresentaram elevação da
concentração após aplicação da foto-Fenton, porém quando pós-tratado com WC’s houve
redução na faixa de 65 e 42%, respectivamente. Estes autores concluem que a integração
foto-Fenton + WC’s poderia ser uma alternativa para pequenas comunidades e localidades
turísticas onde há uma grande variação da população e desta maneira apenas o tratamento
biológico apresenta desvantagens.
A desinfecção dos efluentes secundários dos WC’s foi avaliada para o enquadramento
do potencial de reuso das águas residuárias do sistema integrado WC + FTC. Os resultados
de desinfecção podem ser observados nas figuras (Figuras 48 e 49).

121
Figura 48. Comportamento de redução de coliformes totais durante as fases II e III (n= 3)
Figura 49. Comportamento de Escherichia coli durante as fases II e III (n= 3)
Pesquisas feitas por Kühn Filho (2009), trabalhando com o mesmo FTC, porém com
efluente de reator UASB, obteve desinfecção total já em 30 minutos de aplicação do
UV/TiO 2 /O 3 . A não desinfecção na segunda batelada, com os dados demonstrados na
Figura 48 podem ser atribuídas à contaminação do material analítico, pois há desinfecção
nas outras duas bateladas.

122
Para a reutilização das águas o enquadramento do efluente final estaria ajustado para
a Classe 1 apenas em termos de coliformes. A turbidez e os sólidos totais dissolvidos
devem contemplar ajustes de fixação do suporte de TiO 2 , pois o seu desprendimento
contribui para a elevação de ambos os parâmetros. A adição de cloro ativo ajusta a
exigência dos teores de cloro residual, enquanto que os valores de pH podem ser ajustados
por uma etapa adicional de tratamento somente com O 3 originário do sistema fotoquímico.
Outra aplicação dos POA’s é devido ao seu potencial de detoxificação. Neste caso, a
oxidação pode proporcionar a degradação de poluentes alvo ou a mudança do estado de
oxidação de íons tóxicos. Este último caso era esperado para os efluentes do WC’s com os
valores de NH + 4 que foram reduzidos em 10,6% e 34,5% nos tempos de tratamento de duas
e quatro horas com o processo FTC, respectivamente. No entanto, a anodização do ferro
metálico presente na caixa da bomba centrífuga proporcionou elevação do pH e potencial
risco de toxificação do efluente, o que é observado especialmente para os testes de
toxicidade aguda.
As investigações para detoxificação de efluentes em sistemas híbridos com os WC’s
demonstram a referência de degradação de poluentes orgânicos alvo ou cátions tóxicos.
Para melhor explicar a toxificação aqui observada nas Figuras 50 e 51 há necessidade de
trabalhos futuros que associassem os testes de ecotoxicologia com a melhor caracterização
analítica dos poluentes prioritários. Araña et al. (2008) monitoraram os compostos gerados
durante aplicação de fotocatálise (TiO 2 /UV) via cromatografia gasosa e espectrometria de
massas e cromatografia líquida de alta eficiência podendo desta maneira associar a
toxicidade crônica a determinados compostos gerados na degradação de pesticidas. A
integração WC’s + eletro-oxidação permitiu atingir uma CE(I) 50 média de 45%, sendo
considerada mais eficiente do que quando a eletro-oxidação foi aplicada como prétratamento
dos WC’s, porém o efluente ainda foi considerado altamente tóxico (Grafias et
al., 2010). As justificativas aplicadas por estes autores para a ineficiência da oxidação
também podem ser consideradas para a fase III aqui aplicada: substâncias tóxicas
originalmente presentes não foram degradadas ou substâncias oxidadas geraram
intermediários mais tóxicos que os poluentes inicialmente presentes.

123
Figura 50. Resultados da toxicidade aguda para o afluente e efluente do W2 e após aplicação de
fotoozonização catalíca nas fases II e III
Figura 51. Resultados de toxicidade crônica para o afluente e efluente do W2 e após aplicação de
fotoozonização catalítica nas fases II e III

124
As avaliações de variação da toxicidade crônica feitas por Murray-Gulde et al. (2003)
em sistemas híbridos mostrou que mesmo em combinações dos WC’s com processos
separadores da carga poluente, como o caso da osmose reversa, não apresentaram
detoxificações para efluentes industriais do processamento de azeitonas quando da
avaliação em termos de reprodutibilidade. No caso da Figura 51, em ambas as etapas de
tratamento aqui investigadas a extrema toxicidade crônica não foi modificada.
Em termos dos parâmetros gerais, houve uma tendência crescente do aumento da
temperatura durante a aplicação da UV/TiO 2 /O 3 . O mesmo ocorreu em relação ao pH,
contudo este parâmetro mostrou atingir um patamar em duas horas de aplicação que se
manteve até o final dos testes. A condutividade apresentou tendência de decréscimo durante
a aplicação do teste o que pode ser associado com os efeitos adsorventes do sistema suporte
de TiO 2 . A turbidez e a cor apresentaram comportamentos bastante semelhantes tendendo a
ter uma aumento significativo no início do teste (1h) devido ao desprendimento do TiO 2 da
placa de acrílico do FTC seguido de um decréscimo. As oscilações do efeito de turbidez
também podem ser associadas a insolubilizalões de íons férricos. A Tabela 24 mostra a
média da aplicação de UV/TiO 2 /O 3 para os parâmetros gerais.
No anexo F é mostrado maior detalhamento no comportamento de todos os
parâmetros avaliados em cada amostragem da fase II.
Tabela 24. Comportamento médio e desvio padrão (DP) dos parâmetros gerais durante a fase III
Parâmetros 1h 2h 3h 4h
Média DP Média DP Média DP Média DP
Condutividade 1434,0 284,6 873,6 317,2 1162,5 353,3 1119,1 339,5
(µs cm -1 )
pH 8,8 0,2 8,9 0,2 8,9 0,3 8,9 0,4
Temperatura (ºC) 25,4 1,5 28,1 2,2 31,8 2,3 32,1 5,9
Turbidez (NTU) 62,0 18,1 38,8 21,4 29,3 16,9 38,1 17,2
Cor (λ 420) 0,17 0,07 0,10 0,06 0,08 0,04 0,12 0,06

125
6 CONSIDERAÇÕES FINAIS
As principais características impactantes dos efluentes estudados estão associadas
com o potencial de eutrofização e toxicidade aguda e crônica. Para o tratamento por
fitorremediação este afluente apresenta uma relação DQO:NTK:Ptotal de 30,86:4,87:1,
estando adequado para tratamento com os wetlands construídos, o que se assemelha com os
dados de proporções das cargas poluentes encontradas na literatura.
No geral, as configurações avaliadas apresentaram eficiências adequadas para o
material carbonáceo, em torno de 70 a 85% em termos de DQO e 89 a 90% em DBO 5 ,
igualando-se às reportadas na literatura para os tratamentos convencionais. Em relação aos
parâmetros eutrofizantes, as eficiências de remoção em termos de concentração foram entre
17,6 a 33% para NTK, em torno de 15 a 29% para NH 3 e 28,6 a 51,6% para Ptotal.
Contudo, essas percentagens são em termos de concentração dos efluentes, não levando em
conta as perdas de líquido por evapotranspiração, o que acaba concentrando os efluentes,
subestimando a real capacidade dos WC’s. Conclui-se que a eficiência de remoção de
parâmetros poluentes em WC’s deve ser representada em termos de remoção de cargas, que
no caso destes últimos parâmetros passaria a ser 64 a 72% para NTK, 65 a 74% para NH 3 e
70 a 86% para Ptotal.
Em relação às diferentes configurações de WC’s avaliadas durante o regime de fluxo
contínuo, pode-se concluir que o W2 apresentou a maior produtividade de biomassa em
relação aos demais, contudo apresentou destaque de eficiência apenas para a remoção de
Ptotal. Para os demais parâmetros, esta sempre foi a configuração com a menor eficiência
observada, exceto para DQO e DBO 5 .
A integração de WC + FTC permitiu a desinfecção a níveis abaixo do limite de
determinação e desinfecção total do efluente em duas horas de tratamento. No entanto,
trabalhos anteriores com o mesmo reator FTC demonstraram que a desinfecção total possa
ser atingida em tempo menor do que o tempo mínimo avaliado neste trabalho, que foi de
duas horas. O efluente gerado na integração dos métodos adquiriu potencial qualidade para
reuso de Classe 1 da NBR 13969/1997, possibilitando ações que estão sendo discutidas nos
Planos Municipais de Saneamento (PMS) para tratamentos em áreas rurais que adotariam

126
sistemas descentralizados. Esta possibilidade atende as demandas que são típicas das
regiões do Vale do Rio Pardo, Centro-Serra e em muitas regiões do Brasil. Adequações
para redução da turbidez e ajustes do pH para valores entre 6 e 8 poderão ser obtidas com a
pós-ozonização do processo FTC, utilizando o ozônio gerado no mesmo reator fotoquímico
aplicado e investigando a fixação do TiO 2 em partículas de sílica-gel com o isopropóxido
de titânio.
Em termos de ecotoxicidade aguda, ocorreu elevação da CE(I) 50 percentual da faixa de
medianamente tóxica para pouco tóxica em todas as configurações. Este dado coincide em
termos de tendência com os níveis de redução do nitrogênio amoniacal. Entretanto para o
sistema integrado W2 + FTC em batelada, não foram observados a coerência destas
tendências, pois mesmo com as reduções de nitrogênio amoniacal a oxidação proporcionou
aumento da toxicidade do efluente para valores de CE(I) 50 na faixa de medianamente
tóxico. Os dados de toxicidade crônica também se mantiveram na faixa extrema. Estudos
futuros de correlação da composição de outros poluentes e subprodutos irão exigir
ferramentas analíticas que identifiquem os chamados poluentes-alvo e que então permitam
selecionar o melhor sistema híbrido com os WC’s.
As principais dificuldades experimentais para os ensaios de tratamento com a unidade
piloto reproduzem limitações que devem ser contornadas para estudos futuros,
especialmente a captação de efluente para a unidade piloto a partir do equalizador, que
mesmo considerando a acoplagem de timer e sistema filtrante à bomba centrífuga, não
impediu a ausência de alimentação do afluente e por conseguinte comprometendo o
tratamento e o desenvolvimento das macrófitas. Outro aspecto relevante diz respeito aos
controladores de vazão e às dimensões da unidade de tratamento montada. O controle
mínimo de vazão possível foi 100 mL min -1 , estabelecendo TDH de 1,87 dias enquanto que
muitos dados da literatura estabelecem TDH de sete a dez dias.
Além disso, a evapotranspiração comprometeu experimentos intermitentes em função
das elevadas perdas de efluente no WC, o que só permitiu amostragem em alguns casos
com realimentação de afluente. Esta dificuldade operacional também está associada com a
obstrução do ponto de descarte do WC.

127
REFERÊNCIAS
ABRAHÃO, Sérgio Silva. Tratamento de água residuária de laticínios em sistemas
alagados construídos cultivados com forrageiras. 2006. 110 f. Tese (Programa de Pós-
Graduação em Engenharia Agrícola – Mestrado e Doutorado) - Universidade Federal de
Viçosa, Viçosa, 2006.
ALBRECHT, Caroline. Impactos ambientais dos efluentes de lavanderia hospitalar e
tratamento com fotoozonização catalítica. 2007. 74 f. Dissertação (Programa de Pós-
Graduação em Tecnologia Ambiental - Mestrado) - Universidade de Santa Cruz do Sul,
Santa Cruz do Sul, 2007.
ALMEIDA, Rogério Araújo. Substratos e plantas no tratamento de esgoto por zona de
raízes. 2005. 108 f. Tese (Programa de Pós-Graduação em Produção Vegetal - Doutorado) -
Universidade Federal de Goiás, Goiânia, 2005.
ANDRADE, J. C. M.; TAVARES, S. R. L.; MAHLER, C. F. Fitorremediação - O uso de
plantas na melhoria da qualidade ambiental. São Paulo: Oficina de Textos, 2007.
ANDRADE NETO, Cícero Onofre de. Sistemas Simples para Tratamento de Esgotos
Sanitários: Experiência Brasileira. Rio de Janeiro: ABES, 1997.
ANTONIADIS, A.; TAKAVAKOGLOU, V.; ZALIDIS, G.; POULIOS, I. Development
and evaluation of an alternative method for municipal wastewater treatment using
homogenous photocatalysis and constructed wetlands. Catalysis Today, [online], n. 124, p.
260-265, 2007.
______.; ______.; DARAKAS, E.; POULIOS, I. Municipal wastewater treatment by
sequential combination of photocatalytic oxidation with constructed wetlands. Catalysis
Today, [online], n. 151, p. 114-118, 2010.
AOAC - ASSOCIATION OF OFFICIAL ANALYTICAL CHEMISTS. Method 990. n. 12
Official methods of analysis of AOAC International. 17. ed. Gaithersburg: AOAC
International, p. 22-23. 2000.
APHA/AWWA – AMERICAN PUBLIC HEALTH ASSOCIATION. Standard Methods
for the Examination of Water and Wastewater. 21. ed. Washington: APHA/AWWA/WEF,
2005.
ARAÑA, J.; GARRIDA i CABO, C.; FERNÁNDEZ RODRÍGUEZ, C.; HERRERA
MELIÁN, J.A.; ORTEGA MÉNDEZ, J.A.; DOÑA RODRÍGUEZ, J.M.; PÉREZ PEÑA, J.
Combining TiO 2 -photocatalysis and wetland reactors for the efficient treatment of
pesticides. Chemosphere, Los Angeles, n. 71, p.788-794, 2008.

128
ARIAS, C. A.; DEL BUBBA, M.; BRIX, H. Phosphorus removal by sands for use as media
in subsurface flow constructed reed beds. Water Research, Oxford, n. 5, p. 1159-1168, v.
35, 2001.
ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. NBR 7229: Projeto, construção
e operação de sistemas de tanques sépticos. Rio de Janeiro, 1993.
______. NBR 13969: projeto, construção e operação de unidades de tratamento
complementares e disposição final dos efluentes de tanques sépticos: procedimentos. Rio de
Janeiro, 1997.
______. NBR 12713: ecotoxicologia aquática: toxicidade aguda: método de ensaio com
Daphnia spp. (Cladocera, Crustacea). Rio de Janeiro, 2004.
______. NBR 13373: ecotoxicologia aquática: toxicidade crônica: método de ensaio com
Ceriodaphnia spp. (Cladocera, Crustacea). Rio de Janeiro, 2005.
AVELAR, Janine Cabral. Avaliação da escória de aciaria (LD) como leito cultivado e leito
filtrante no pós-tratamento de efluentes de reator UASB compartimentado. 2008. 153 p.
Dissertação (Programa de Pós-Graduação em Engenharia Ambiental – Mestrado) -
Universidade Estadual do Espírito Santo, Vitória, 2008.
AYRES, M.; AYRES Jr.; M., AYRES, D. L.; SANTOS, A. S. dos.; AYRES, D. L.
BioEstat 5.0: Belém, Sociedade Civil Mamirauá, Brasília, CNPq. 2007. 380p. Manual.
BEEKMAN, G. B. Qualidade e conservação da água. In: ENCONTRO NACIONAL DE
ASSISTÊNCIA TÉCNICA E EXTENSÃO RURAL. 1996. Brasília. Anais da Associação
Brasileira das Entidades de Assistência Técnica e Extensão Rural, 1996.
BEVILACQUA, P. D.; BASTOS, R. K. X.; CALIJURI, M. L.; DIAS, R. V. A.; ALVES, L.
G. S. Remoção de ovos de helmintos em wetlands construídas. In: CONGRESSO
BRASILEIRO DE ENGENHARIA SANITÁRIA E AMBIENTAL, 25º., 2009, Anais da
Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental (ABES): Recife. 2009. p. 1-5.
BORGES, Alisson Carraro. Avaliação da remoção e transporte do herbicida ametrina em
sistemas alagados construídos. 2007. 164 f. Tese (Programa de Pós-Graduação em
Hidráulica e Saneamento) - Universidade de São Paulo, São Carlos, 2007.
BRENTANO, Débora. M. Desenvolvimento e aplicação do teste de toxicidade crônica com
Daphnia magna: avaliação de efluentes tratados de um aterro sanitário. 2006. 145 f.
Dissertação (Programa de Pós-Graduação em Engenharia Ambiental) - Universidade
Federal de Santa Catarina, Florianópolis, 2006.
BRIX, Hans. Wastewater treatment in constructed wetlands: system design, removal
processes and treatment performance. In: MOSHIRO, G. A. (Ed.). Constructed Wetland for
Water Quality Improvement, Boca Raton: Lewis Pub., 1993. p. 9-12.

129
______. Functions of macrophytes in constructed wetlands. Water Science Technology,
Great Britain, n. 4, p. 71-78, v. 29, 1994.
______. Macrophytes play a role in constructed treatment wetlands? Water Science
Technology, Great Britain, n. 5, p. 11-17, v. 35, 1997.
BUCKSTEEG, K. Treatment of domestic sewage in emergent helophyte beds – German
experiences and ATV-guidelines A262. In: COOPER, P. F.; FINDLATER, B.C. (Eds.).
Constructed wetlands in water pollution control. Cambridge: IAWPRC, 1990. p. 505-515.
BURMAN, R. D. et al. Water requirements. In: JENSEN, M.E. (Ed.). Design and
operation of farm irrigation systems. St. Joseph: ASAE, 1983. p. 189-232.
CAMARGO, A. F. M; PEZZATO, M. M.; SILVA, G. G. H. Fatores limitantes à produção
primária de macrófitas aquáticas. In: THOMAZ, S. M. & BINI, L. M. Ecologia e Manejo
de Macrófitas Aquáticas. Maringá: EDUEM, 2003. p. 1-66.
CAPUTO, Homero Pinto. Mecânica dos solos e suas aplicações: fundamentos. 6. ed. v.1.
Rio de Janeiro: LTC Editora, 1996.
CHERNICHARO, Carlos Augusto de Lemos. Reatores anaeróbios. Belo Horizonte:
UFMG, 1997.
CNRH – CONSELHO NACIONAL DE RECURSOS HÍDRICOS. Resolução n. 54, de 28
de novembro de 2005. Estabelece modalidades, diretrizes e critérios gerais para a prática de
reúso direto não potável de água. Disponível em: . Acesso: 21 de abr. 2010.
COLLETTA, Vanessa Dalla. Avaliação ecotoxicológica da eficiência da detoxificação do
efluente tratado pela estação de tratamento de esgoto da Universidade de Santa Cruz do
Sul, RS, Brasil. 2008. 100 f. Dissertação (Programa de Pós-Graduação em Tecnologia
Ambiental - Mestrado) - Universidade de Santa Cruz do Sul, Santa Cruz do Sul, 2008.
CONAMA - CONSELHO NACIONAL DO MEIO AMBIENTE. Resolução n. 357, de 17
de março de 2005. Dispõe sobre a classificação dos corpos de água e diretrizes ambientais
para o seu enquadramento, bem como estabelece as condições e padrões de lançamento de
efluentes, e dá outras providências. Diário Oficial da União, Brasília, DF, ano 142, n. 53,
18 mar. 2005. Seção 1, p. 58-63.
CONLEY, L. M.; DICK, R. I.; LIOW, L.W. An assessment of the root zone method of
wastewater treatment. Research Journal of the WPCF, Boston, n. 3, p. 239-247. v. 63,
1991.
CONSEMA – CONSELHO ESTADUAL DE MEIO AMBIENTE - Resolução n.
128/2006. Disponível em: <
http://www.sema.rs.gov.br/upload/Resolucao%20CONSEMA%20245-2010.pdf >. Acesso
em: 10 nov. de 2010.

130
______. Resolução n. 129/2006. Disponível em: <
http://www.mp.rs.gov.br/ambiente/legislacao/id4890.htm>. Acesso em: 10 nov. de 2010.
COOPER, Paul F. A review of the design and performance of vertical-flow and hybrid reed
bed treatment systems. Proceedings. In: 6 th INTERNATIONAL CONFERENCE ON
WETLAND SYSTEMS FOR WATER POLLUTION CONTROL, CEA/UNESP e IAWQ,
1998. Águas de São Pedro, 1998. p. 229-242.
______; FINDLATER, B. C. Constructed Wetlands in Water Pollution Control. Oxford:
Pergamon Press, 1990.
COOPER, P. F. et al. Reed Beds and Constructed Wetlands for Wastewater Treatment.
Swindon: WRc plc., 1996.
COSTA, Sylvia Maria Pereira. Avaliação do potencial de plantas nativas do Brasil no
tratamento de esgoto doméstico e efluentes industriais em wetlands construídos. 2004. 119
f. Tese (Programa de Pós-Graduação em Engenharia Química) - Universidade Estadual de
Campinas, Campinas, 2004.
CUNHA, Caroline de Andrade da. Análise da eficiência de um sistema combinado de
alagados construídos na melhoria da qualidade das águas. 2006. 157 f. Dissertação
(Programa de Pós-Graduação em Ciências da Engenharia Ambiental) - Universidade de
São Paulo, São Carlos, 2006.
DANIEL, Luiz Antônio. Métodos Alternativos de Desinfecção da Água. São Carlos:
PROSAB, 2001.
DAVIS, Luise A. Handbook of Constructed Wetlands. A Guide to Creating Wetlands for:
Agricultural Wastewater, Domestic Wastewater, Coal Mine Drainage, Stormwater in the
Mid-Atlantic Region. v. 1, USEPA Region III with USDA: NRCS, 1995.
DENNY, P. Implementation of constructed wetland in developing countries. Water Science
and Technology, Great Britain, n. 4, p. 27-34, v. 35, 1997.
DÉVAI, I.; FELFÖLDY, L.; WITTNER, I.; PLOSZ, S. Detection of phosphine: new
aspects of the phosphorous cycle in the hydrosphere. Nature, [online], n. 333, p. 343-345,
1988.
DOBBERTEEN, R.A.; NICKERSON, J. Use of Created Cattail (Typha) Wetlands in
Mitigation Strategies. Environmental Management, Nova Iorque, n. 15, p. 785-795, 1991.
DORNELAS, F. L.; DE PAOLI, A. C.; VON SPERLING, M. Avaliação de wetlands
subsuperficiais como pós-tratamento de efluentes de reatores UASB. In: CONGRESSO
BRASILEIRO DE ENGENHARIA SANITÁRIA E AMBIENTAL, 25., 2009, Recife.
Anais da Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental (ABES), 2009.

131
DRIZO, A., FROST, C.A., GRACE, J. SMITH, K.A. Physico-chemical screening of
phosphate removing substrates for use in constructed wetlands systems. Water Research,
Oxford, n. 17, p. 3595-360, v. 33, 1999.
DUPONT, Adriana. Avaliação da eficiência da Estação de Tratamento de Esgoto da
Universidade de Santa Cruz do Sul, RS, Brasil. 2010. 159 f. Dissertação (Programa de Pós-
Graduação em Tecnologia Ambiental) - Universidade de Santa Cruz do Sul, Santa Cruz do
Sul, 2010.
ESTEVES, Francisco Assis. Fundamentos de Limnologia. 2ª ed. Rio de Janeiro:
Interciência, 1998.
FAULKNER, S. P.; RICHARDSON, C. J. Physical and Chemical Characteristics of
Freswater Wetland Soils. In: HAMMER, D. A. (ed). Constructed Wetlands for Wastewater
Treatment: municipal, industrial and agricultural. Michigan: Lewis Publishers, 1989. p.
319- 352.
FERREIRA, Ivete Vasconcelos Lopes. Fotocátalise Heterogênea com TiO 2 aplicada ao
tratamento de esgoto sanitário secundário. 2005. 215 f. Tese (Programa de Pós-Graduação
em Engenharia - Doutorado) - Universidade de São Paulo, São Carlos, 2005.
FERREIRA, J. A.; ANJOS, L. A. Wetland: Resultados no Tratamento do Chorume do
Aterro Sanitário de Piraí, RJ. In: CONGRESSO BRASILEIRO DE ENGENHARIA
SANITÁRIA E AMBIENTAL, 22., 2003, Joinville. Anais da Associação Brasileira de
Engenharia Sanitária e Ambiental (ABES), 2003.
FUIGUEIROA, Fernán Vernara. Avaliação Econômica de Ambientes Naturais. O caso das
áreas Alagadas: uma proposta para a Represa do Lobo (Broa), Itirapina, SP. 1996.
Dissertação (Programa de Pós-Graduação em Engenharia- Mestrado) - Universidade de São
Paulo, São Carlos, 1996.
FREITAS, Núbia Cristina Weber. Tratamento de Efluente de Campus Universitário via
sistema de baixo custo com leitos cultivados (wetlands). 2008. 55 f. Dissertação (Programa
de Pós-Graduação em Tecnologia Ambiental) - Universidade de Santa Cruz do Sul, Santa
Cruz do Sul, 2008.
FREITAS, Wallison da Silva. Desempenho de sistemas alagados construídos cultivados
com diferentes espécies vegetais, no tratamento de águas residuárias da suinocultura.
2006. 159 f. Tese (Programa de Pós-Graduação em Engenharia Agrícola - Doutorado) -
Universidade Federal de Viçosa, Viçosa, 2006.
GALLINA, Pedro Ricardo. Cálculo de Evapotranspiração através do Sistema wetland
construído: Estudo de caso Vinícola Gheller de Guaporé – RS. 2010. 79 f. Monografia
(Graduação em Engenharia Ambiental) - Centro Universitário Univates, Lajeado, 2010.
GARCEZ L. N.; ALVAREZ A. G. Hidrologia, 2. ed. revisada e atualizada. São Paulo:
Edgard Blüncher, 1988.

132
GENTELINI, André Luis. Tratamento de efluente de piscicultura orgânica utilizando
macrófitas aquáticas Eichhornia crassipes (Mart. Solms) e Egeria densa (Planchin.). 2007.
Dissertação (Programa de Pós-Graduação em Engenharia Agrícola) - Universidade
Estadual de Cascavel, Cascavel, 2007.
GERSBERG, R. M.; GEARHEART, R. A.; IVES, M. Pathogen Removal in Constructed
Wetlands. In: HAMMER, D. A. (Ed.). Constructed wetland for Waste Water Treatment:
Municipal, Industrial e Agricultural. Michigan: Lewis Publishers, 1989. p. 431 – 445.
GUGLIERI A.; LONGHI-WAGNER, H. M. Gramineae – Paniceae Genero Panicum L.
Flora ilustrada do Rio Grande do Sul/26. n. 59. Porto Alegre: Instituto de Biociências
UFRGS, 2000.
GRAFIAS, P.; XEKOUKOULOTAKIS, N. P.; MANTZAVINOS, D.;
DIAMADOPOULOS, E. Pilot treatment of olive pomace leachate by vertical-flow
constructed wetland and electrochemical oxidation: An efficient hybrid process. Water
Research, Oxford, n. 44, p. 2373-2780, 2010.
GRANATO, Marcus. Utilização do aguapé no tratamento de efluentes com cianetos. Rio de
Janeiro: CETEM/CNPq, (Série Tecnologia Ambiental, 05). 1995. Disponível em: <
www.cetem.gov.br/publicacao/series_sta/sta-05.pdf> Acesso em: 26 de nov. 2010.
GRECO, Maria Fernanda Preussler. Estudo exploratório de macrófitas aquáticas:
potencial de fitorremediação (N-NH 3 ) e de aproveitamento de biomassa. 2010. 99 f.
Dissertação (Programa de Pós-graduação em Tecnologia Ambiental- Mestrado) -
Universidade de Santa Cruz do Sul, Santa Cruz do Sul. 2010.
HAMILTON, M. A.; RUSSO, R. C.; THURSTON, R. V. Trimmed Spearmann- Karber
method for estimating median lethal concentration in toxicity bioassays. Environmental
Science Technology, [online], n. 11, p. 714-719, v. 7, 1979.
HELFIELD, J. D.; DIAMOND, M. L. Use of constructed wetlands for urban stream
restoration: a critical analysis. Environmental Management, Nova Iorque, n.3. p.329-341, v.
21, 1997.
HENRY-SILVA, G. G.; CAMARGO, A. F. M. Composição Química de Macrófitas
Aquáticas Flutuantes Utilizadas no Tratamento de Efluentes de Aqüicultura. Centro de
Aqüicultura da UNESP, Fundação Instituto de Terras do Estado de São Paulo – ITESP e
Departamento de Ecologia. Rio Claro, SP, 2006.
HENRY-SILVA, G. G.; CAMARGO, A. F. M. Impacto das atividades de aqüicultura e
sistemas de tratamento de efluentes com macrófitas aquáticas – relato de caso. B. Inst.
Pesca, São Paulo, n. 34, p. 165-175, 2008.
HERNANDO, M. D.; FERNANDÉZ-ALBA, A. R.; TAULER, R.; BARCELÓ, D. Toxicity
assays applied to wastewater treatment. Talanta, n. 65, p. 358-366, 2005.

133
HUMBERT, Roger P. El cultivo de la caña de azúcar. Tradução de Alfonso Gonzalez
Gallardo. México: Compañía Editorial Continental, 1974.
HUR, J. S.; OH, S. O.; LIM, K.M.; JUNG, J. S.; KIM, J. W.; KO, Y. J. Novel effects of
TiO 2 photocatalytic ozonation on control of postharvest fungal spoilage of kiwifruit.
Postharvest Biology and Technology, [online], n. 35, p. 109-113, 2005.
IRGANG, B. E.; GASTAL JR., C. V. S. Macrófitas aquáticas da planície costeira do Rio
Grande do Sul. 1. ed. Porto Alegre: Ed. UFRGS, 1996.
IBGE - INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA E ESTATÍSTICA. Plano Nacional
de Saneamento Básico 2000. Rio de Janeiro: IBGE, 2002. Disponível em
. Acesso em: 03 de ago. 2010.
IWA - Specialist Group On Use Of Macrophytes In Water Pollution. Constructed wetland
for Pollution Control: Processes, Performance, Design and Operation. Scientific and
Technical Report No. 8. London, England: IWA Publishing. 156p. 2000.
JARDIM, W. F.; TEIXEIRA, C. P. A. B. Caderno Temático 03. Processos Oxidativos
Avançados. UNICAMP, 2004.
KACKZALA, Fábio. Viabilidade do uso de efluentes tratados por Zona de Raízes na
Irrigação: Estudo de caso na Vila Dois Rios – Ilha Grande, RJ. 2005. 131 f. Dissertação
(Programa de Pós-graduação em Saúde Pública – Mestrado) - Escola Nacional de Saúde
Pública, Rio de Janeiro, 2005.
KADLEC, Robert H. Wetlands for Water Polishing: Free Water Surface Wetlands. In:
MITSH, W. J. (Org.). Global Wetlands: Old World and New. New York: Elsevier Science,
1994. p. 411 – 420.
______.; KNIGHT, R. L. Treatment Wetlands. Boca Raton: Lewis Publishers, 1996.
______. Constructed Wetlands for Treating Landfill Leachate. In: MULAMOOTTIL, G.;
MC BEAN, E. A.; ROVERS, F. (Org.). Constructed wetlands for the treatment of landfill
leachates. Boca Raton: Lewis Publishers, 1998. p. 17-32.
______; KNIGHT, R. L.; VYMAZAL, J.; BRIX, H.; COOPER, P.; HABERL, R.
Constructed Wetlands for Pollution Control: process, performance, design and operation –
Scientific and Technical Report, London, n. 8, 2000.
______.; WALLACE, S.; VYMAZAL, J. Treatment wetlands. 2 ed. Boca Raton: CRC –
Lewis, 2004.
KHAN, A. G. Relationships between chromium biomagnification ratio, accumulation
factor, and mycorrhizae in plants growing on tannery effluent-polluted soil. Environmental
International, [online], p. 417-423, v. 26, 2001.

134
KLEIN, V. L. G.; AMARAL, F. C. S. do. Plantas daninhas aquáticas flutuantes. Informe
agropecuário, Belo Horizonte, n. 150, p. 35-43, v.13, 1988.
KÜHN FILHO, Plínio. Desinfecção e detoxificação de efluentes domésticos secundários
através de fotoozonização catalítica com reator tipo cone. 2009. 67 f. Dissertação
(Programa de Pós-Graduação em Tecnologia Ambiental - Mestrado) - Universidade de
Santa Cruz do Sul, Santa Cruz do Sul, 2009.
LANGERGRABER, G.; HABERL, R.; LABER, J.; PRESSL, A. Evaluation of substrate
clogging process in vertical flow constructed wetlands. Water Science Technology, Great
Britain, n. 5, p. 25-34, v. 48, 2003.
LEITÃO, T. E.; BARBOSA, A. E.; HENRIQUES, M. J.; IRÃVAKO, V. M.; MENEZES,
J. T. M. Avaliação e Gestão Ambiental de Águas de Escorrência de Estradas. 2006.
Disponível em: Acesso em: 1 ago. 2010.
LOBO, E. A.; RATHKE, F. S.; BRENTANO, D. M. Ecotoxicologia aplicada: o caso dos
produtores de tabaco na bacia hidrográfica do Rio Pardinho, RS, Brasil. In: ETGES, V. E.;
FERREIRA, M. A. F. A produção do tabaco: impacto no ecossistema e na saúde humana
na região de Santa Cruz do Sul/RS. Santa Cruz do Sul: EDUNISC, 2006. p. 41-68.
LORENZI, Harry. Plantas Daninhas do Brasil: terrestres, aquáticas, parasitas e tóxicas. 4.
ed. Nova Odessa: Instituto Plantarum, 2008.
LOURENÇO, Ângela Maria. Desinfecção de efluente secundário do sistema UASB +
wetland por fotoozonização catalítica. 2008. 58 f. Dissertação (Programa de Pós-graduação
em Tecnologia Ambiental - Mestrado), Universidade de Santa Cruz do Sul, Santa Cruz do
Sul, 2008.
MANNARINO, Camille Ferreira. Uso de wetland sub-superficial no tratamento de efluente
de estação de tratamento de chorume por lodos ativados. 2003. 106 f. Dissertação
(Programa de Pós-Graduação em Tecnologia e Ciência– Mestrado) - Universidade do
Estado do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro, 2003.
MANT, Catherine. Studies on the use of Salix viminalis for the phytoremediation of
wastewaters. 2001. 176 f. Tese (Doutorado em Engenharia Civil) - Universidade de
Portsmouth, Portsmouth, 2001.
MANSILLA, H. D. et al. Homogeneous and heterogeneous advanced oxidation of a
bleaching effluent from the pulp and paper industry. Wat. Sci. Tech. Great Britain, n. 35, p.
273- 278, v. 4, 1997.
MARQUES, David da Motta. Terras Úmidas Construídas de Fluxo Subsuperficial. In:
CAMPOS, J. R. Tratamento de Esgotos Sanitários por Processo Anaeróbio e Disposição
Controlada no Solo. Rio de Janeiro: ABES/PROSAB, 1999. p. 409 – 435.

135
MATOS, T. A. de; ABRAHÃO, S. S.; BORGES, A. C., MATOS, M. P. de. Influência da
taxa de carga orgânica no desempenho se sistemas alagados construídos cultivados com
forrageiras. Engenharia Sanitária Ambiental, Viçosa, n.1, p. 83-95, v.15, jan./mar. 2010.
MAZZOLA, Marcelo. Uso de leitos cultivados de fluxo vertical por batelada no póstratamento
de efluentes de reator anaeróbio compartimentado. Campinas: UNICAMP,
2003.
______.; ROSTON, D. M.; VALENTIM, M. A. A. Uso de leitos cultivados de fluxo
vertical por batelada no pós-tratamento de efluente de reator anaeróbio compartimentado.
Rev. Bras. Eng. Agríc. Ambient. [online]. v. 9, n. 2, p. 276-283. 2005.
MEDEIROS, Almiro Tavares. Estimativa da evapotranspiração de referência a partir da
equação de Penman_Monteith, de medidas lisimétricas e de equações empíricas em
Paraipaba, CE. 2002. 120 f. Tese (Programa de Doutorado em Agronomia) – Universidade
de São Paulo, São Paulo, 2002.
METCALF & EDDY. Wastewater Engineering Treatment Disposal Reuse. 3. ed. New
York: McGraw Hill Book, 1991.
______. Wastewater Engineering, Treatment and Reuse. 4. ed. New York: McGraw Hill,
2003.
MURRAY-GULDE, C.; HEATLEY, J. E.; KARANFIL, T.; RODGERS Jr., J. H.;
MYERS, J. E. Performance of hybrid reverse osmosis-constructed wetland treatment
system for brackish oil Field procuded water. Water Research, Oxford, n. 37, p. 705-713,
2003.
NAIME, R.; GARCIA, C. A. Utilização de enraizadas no tratamento de efluentes
agroindustriais. Estudos Tecnológicos, Novo Hamburgo, n. 2, p. 9-20, jul./dez. 2005.
NOGUEIRA, Raquel Pupo. Fotodestruição de compostos potencialmente tóxicos
utilizando TiO 2 e luz solar. 1995. 87 f. Tese (Programa de Pós-Graduação em Química -
Doutorado) – Universidade Estadual de Campinas, Campinas, 1995.
______; JARDIM, W. F. A fotocatálise heterogênea e sua aplicação ambiental. Revista
Química Nova, São Paulo, n. 1, p. 69-71, v. 21, 1998.
NORBERG KING, T. J. A linear interpolation method for sublethal toxicity: the inhibition
concentration (ICp) approach. Version 2.0 (Software). USEPA. Duluth (MN). 1993.
NUVOLARI, Ariovaldo. As diversas opções de tratamento de esgoto sanitário. In: ______.
(Coord.). Esgoto sanitário: coleta, transporte, tratamento e reúso agrícola. São Paulo:
Bluchner, 2003. p. 461-483.
OASHI, Maria da Conceição Guimarães. Estudo da cadeia produtiva como subsídio para
pesquisa e desenvolvimento do agronegócio do sisal na Paraíba. 1999. 199 f. Tese

136
(Programa de Pós-Graduação em Engenharia Ambiental - Doutorado) - Universidade
Federal de Santa Catarina, Florianópolis, 1999.
OLGUIN, E. J.; HERNÁNDEZ, E.; P.; COUTINO, R. GONZALES. Aprovechamiento de
plantas acuáticas para el tratamiento de águas residuales. In: OLGUIN, E. J.; SANCHES,
G.; RAMÍRES, M. E.; MERCADO, G. Tecnologias ambientales para el desarrolo
sustentable. Veracruz: Instituto de Ecologia Xalapa, 1994. p. 11-20.
OLIVEIRA, S. A. A. C.; VON SPERLING, M. Avaliação de 166 ETEs em operação no
país, compreendendo diversas tecnologias. Parte I – Análise de desempenho. Eng. Sanit.
Ambient. Rio de Janeiro, n. 4, p. 347-357, v. 10, 2005.
OTIS, C. H. The transpiration of emerged water plants: its measurements and relationships.
Bot. Gaz., [online], p. 457-494, v. 58, 1914.
PEREIRA, A. D.; BELIVACQUA, P. D.; BASTOS, R. K. X.; BRITO, G. M.;
SEPÚLVEDA, R. V. Qualidade microbiológica da biomassa produzida em um sistema de
wetlands construídas. In: CONGRESSO BRASILEIRO DE ENGENHARIA SANITÁRIA
E AMBIENTAL, 25., 2009, Recife. Anais da Associação Brasileira de Engenharia
Sanitária e Ambiental (ABES), 2009. p.1-10.
PHILIPPI, L. S.; SEZERINO, P. H. Aplicação de sistemas tipo wetlands no tratamento de
águas residuárias: utilização de filtros plantados com macrófitas. Florianópolis: Editora
do Autor, 2004.
PLATZER, C. Design recomendation for subsurface flow constructed wetlands for
nitrification and denitrification. Wat. Sci. Tech., Great Britain, n. 3, p. 257-263, v. 40, 1999.
______. MAUCH, K. Soil clogging in vertical flow reed beds – mechanisms, parameters,
consequences and solutions. Wat. Sci. Tech., Great Britain, n. 5, p. 175-181, v. 35, 1997.
POACH, M. E., HUNT, P. G., SADLER, E. J., MATHENY, T. A., JOHNSON, M. H.,
STONE, K. C., HUMENIK, F. J., RICE, J. M. Ammonia Volatilization from Constructed
Wetlands That Treat Swine Wastewater. Transactions of the American Society of
Agricultural Engineers. St. Joseph, p. 619 – 627, v. 45, 2002.
PREVEDELLO, C. L. Física do solo: com problemas resolvidos. Curitiba: Universidade
Federal do Paraná- SAEAFS, 1996.
PROSAB – PROGRAMA DE PESQUISA EM SANEAMENTO BÁSICO. Processos de
Desinfecção e Desinfetantes Alternativos na Produção de Água Potável. São Carlos, 2001.
Disponível em: . Acesso em: 30
set. 2010.
RASKIN, I. et al. Bioconcentration of heavy metals by plants. Current Opinion in
Biotechnology, London, n. 3, p. 285-290, v. 5, 1994.

137
REED, S. C., CRITES, R. W., MIDDLEBROOKS, E. J. Natural systems for management
and treatment. New York: McGraw-Hill, 1995.
REEDY, K. R.; D’ANGELO, E. M. Soil processes regulating water quality in wetlands. In:
MITSH, W. J. (Org.). Global Wetlands: Old and New. New York: Elsevier Science, 1994.
p. 309-324.
RODRÍGUEZ, M.; BEN ADBERRAZIK, N.; CONTRERAS, S.; CHAMARRO, E.;
GIMENEZ, S.; ESPURGAS, S. Iron (III) photoxidation of organic compaunds in aqueous
solutions. Applied Catalysis. B, Environmental, Amsterdam, n. 37, p. 131-137, 2002.
ROQUE, O. C. C. Sistemas Alternativos de Tratamento de Esgotos Aplicáveis às
Condições Brasileiras. 1997. 153 f. Tese (Doutorado em Saúde Pública) - Escola Nacional
de Saúde Pública, Fundação Oswaldo Cruz, Rio de Janeiro, 1997.
ROSA, C. S.; ANTUNES, R. D.; PITELLI, R. A.; PITELLI, R. L. C. M. Avaliação
Comparativa das perdas de água por Evapotranspiração em mesocosmos colonizados por
diferentes macrófitas aquáticas. Planta Daninha, Viçosa, n. 3, p. 441-445, v. 27, 2009.
SALATI JR., E.; SALATI, E. SALATI, E. Wetland projects developed in Brazil. Wat. Sci.
Tec. Great Britain, n. 3, p. 19-25. v. 40, 1999.
SALATI, Eneida. Utilização de sistemas wetlands construídas para tratamento de águas.
Biológico, São Paulo, n.1/2, p.113-116, v.65, jan./dez. 2003.
SALATI FILHO, E.; MARCONDES, D. S.; SALATI, E.; ELIAS, J. M.; NOGUEIRA, S.
F. Assessment of the efficiency of constructed wetlands system –pilot plant – for tertiary
treatment. In: 7 th INTERNATIONAL CONFERENCE ON WETLANDS SYSTEM FOR
WATER POLLUTION CONTROL, 2000, Lake Buena Vista. 2000. p. 971-977.
SANDES, Luciano Ricardo Gomes. Avaliação da eficiência de sistema combinado de
lagoa de estabilização e wetlands construídos - estudo de caso do aterro sanitário de Vera
Cruz-BA. 2008. 87 f. Dissertação (Mestrado de Engenharia Ambiental Urbana) -
Universidade Federal da Bahia, Salvador, 2008.
SANTIAGO, F. A; CALIJURI, M. L; LUÍS, P. G. Potencial para a utilização de sistemas
de wetlands no tratamento de águas residuárias: uma contribuição a sustentabilidade dos
recursos hídricos no Brasil. Natureza & Desenvolvimento, [S.I], n. 1, p. 29-39, v. 1, 2005.
SANTIAGO, F. A; CALIJURI, M. L. Desempenho de alagados construídos no póstratamento
de decanto-digestor com filtro acoplado instalado no semi-árido nordestino. In:
CONGRESSO BRASILEIRO DE ENGENHARIA SANITÁRIA E AMBIENTAL, 25.,
Recife. Anais da Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental (ABES), 2009.
p. 1-13.
SEZERINO, P. H.; Potencialidade dos filtros plantados com macrófitas (constructed
wetlands) no pós-tratamento de lagoas de estabilização sob condições de clima subtropical.

138
2006. 171 f. Tese (Programa de Pós-Graduação em Engenharia Ambiental – Doutorado) –
Universidade Federal de Santa Catarina, Florianópolis, 2006.
______; PHILIPPI, L. S. Utilização de um sistema experimental por meio de “wetland”
construído no tratamento de esgotos domésticos por tanque séptico. In: SIMPÓSIO LUSO-
BRASILEIRO DE ENGENHARIA SANITÁRIA E AMBIENTAL, 9., Porto Seguro. Anais
da Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental (ABES), 2000. p. 688-697.
______; REGINATO, V.; SANTOS, M. A. Nutrient removal from pigerry effluent using
vertical flow constructes wetlands in southern Brasil. Water Science and Technology, Great
Britain, n. 2, p. 129-135, v. 48, 2003.
______; BENTO, A. P; ALVARENGA, R. A. F; VALENTE, V. B; PHILIPPI, L. S. Filtro
plantado com Typha spp. de fluxo horizontal (constructed wetland) aplicado como
polimento de efluente de lagoa facultativa. In: CONGRESSO BRASILEIRO DE
ENGENHARIA SANITÁRIA E AMBIENTAL, 23., 2005, Campo Grande. Anais da
Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental (ABES), 2005. p. 11.
SILVA, G.; ABDUL NOUR, E.; BARRETO, A.S.; SANTOS, E.M.R.; CANDELLO, F.P.;
GOMES, A. T. O. Análise de Efluentes de um sistema simplificado de tratamento de
esgoto sanitário utilizando Daphnia similis. In: CONGRESSO BRASILEIRO DE
ECOTOXICOLOGIA, 11., 2010, Bombinhas. Anais Vida e Consciência, 2010.
SILVA, Selma Cristina. “Wetlands Construídos” de fluxo vertical com meio suporte de
solo natural modificado no tratamento de esgoto doméstico. 2007. 205 f. Tese (Programa
de Pós-Graduação em Tecnologia Ambiental e Recursos Hídricos – Doutorado) -
Universidade de Brasília. Brasília, 2007.
SILVEIRA, Daniele. Estudos Fenológicos da macrófita Hymenachne grumosa
(Magnoliophyta- Poaceae) na aplicação de Wetlands construídos para o tratamento de
efluentes secundários de campus universitário. 2010. 103 f. Dissertação (Programa de Pósgraduação
em Tecnologia Ambiental- Mestrado) - Universidade de Santa Cruz do Sul,
Santa Cruz do Sul, 2010.
SOUSA, J. T.; VAN HAANDEL, A.; LIMA, E. P. C.; HENRIQUE, I. N. Utilização de
wetland construído no pós-tratamento de esgotos domésticos pré-tratados em reator UASB.
Eng. Sanit. Ambient. Rio de Janeiro, n. 4, p. 285-290, v. 9, 2004.
SOUSA, J. T.; VAN HAANDEL, A. C.; COSENTINO, P. R. S.; GUIMARÃES, A. V. A.
Pós-tratamento de efluente de reator UASB utilizando sistemas “wetlands” construídos.
Revista Brasileira de Engenharia Agrícola e Ambiental, Campina Grande, n. 1, p. 87-91, v.
4, 2000.
SOUSA, J. T. de, VAN HAANDEL, A. C.; GUIMARÃES, A. V. A. Post-treatment of
anaerobic effluents in constructed wetland systems. Water Science and Technology, Great
Britain, n. 4, p. 213-219, v. 44, 2001.

139
SOUSA, J. T. de, VAN HAANDEL, A. C.; GUIMARÃES, A. V. A. Performance of
constructed wetland systems treating anaerobic effluents. Water Science and Technology,
Great Britain, n. 6, p. 295-299, v. 48, 2003.
SOUZA, V. C.; LORENZI, H. Botânica Sistemática: guia ilustrado para identificação das
famílias de Angiospermas da flora brasileira, baseado em APG II. Nova Odessa: Instituto
Plantarum, 2005.
SURI, R. P. S.; LIU, J.; HAND, D. W.; CRITTENDEN, J. C.; PERRAM, D. L.;
MULLINS, M. E. Heterogeneous photocatalytic oxidation of hazardous organic
contaminants in water. Water Environ. Res., Colchester, n.5, p. 665-673, v. 65, 1993.
TANNER, C. C. Plants in ecosystem engineers in subsurface-flow treatment wetlands.
Water Science Technology, Great Britain, n.11-12, p. 9-17, v. 44, 2001.
TAVARES, Flávia de Almeida. Eficiência da Lemna sp. no tratamento de efluentes de
suinocultura e sua utilização como fonte alternativa de alimento para tilápias. 2004. 106 f.
Dissertação (Programa de Pós-graduação em Aqüicultura – Mestrado) - Universidade de
Santa Catarina, Florianópolis, 2004.
URBANIC-BERCIC, O. Investigation into the Use of Constructed Reedbeds for Municipal
Waste Dump Leachate Treatment. Water Science & Technology, Great Britain, p. 289-294,
v. 29, 1994.
USEPA - UNITED STATES ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. Constructed
wetlands treatment of municipal wastewater. National Risk management Research
Laboratory. Office of research and Development. Ohio: Cincinati, 2000.
VALENTIM, Marcelus Alexander Acorinte. Uso de leitos cultivados no tratamento de
efluente de tanque séptico modificado. 1999. 137 f. Dissertação (Mestrado em Engenharia
Agrícola) – Universidade Estadual de Campinas, Campinas, 1999.
______. Desempenho de leitos cultivados (“Constructed Wetland”) para tratamento de
esgoto: contribuições para concepção e operação. 2003. 210 f. Tese (Doutorado em
Engenharia Agrícola) - Universidade Estadual de Campinas, Campinas, 2003.
VAN KAICK, Tamara Simone. Estação de tratamento de esgoto por meio de zona de
raízes: uma proposta de tecnologia apropriada para saneamento básico no litoral do
Paraná. 2002. 128 f. Dissertação (Mestrado em Tecnologia) - Centro Federal de Educação
Tecnológica do Paraná, Curitiba, 2002.
VOESE, Adalberto. Proposição de unidade de tratamento de esgoto domiciliar de baixo
custo. 2008. 64 f. Dissertação (Programa de Pós-Graduação em Tecnologia Ambiental -
Mestrado) - Universidade de Santa Cruz do Sul, Santa Cruz do Sul, 2008.

140
VON SPERLING, Marcos. Princípios do tratamento biológico de águas residuárias.
Introdução à qualidade das águas e ao tratamento de esgotos. Belo Horizonte: DESA,
1995. v. 1
______. Lodos Ativados. 2 ed. Belo Horizonte: DESA, 1997. v. 4.
______. Princípio do tratamento biológico de águas residuárias – introdução à qualidade
das águas e ao tratamento de esgotos. Belo Horizonte: DESA, 2005. v. 1.
______. Princípios de Tratamento Biológico de Águas Residuárias: Lagoas de
Estabilização. Belo Horizonte: DESA, 1996. v. 3.
VYMAZAL, J. Constructed wetlands for wastewater treatment. Ecological Engineering,
Amsterdam, n. 5, p. 475-477, v. 25, 2005.
ZANELLA, Luciano. Plantas ornamentais no pós-tratamento de efluente sanitário:
wetlands-construídos utilizando brita e bambu como meio suporte. 2008. 219 f. Tese
(Programa de Pós-Graduação em Engenharia Civil - Doutorado) - Universidade Estadual
de Campinas, Campinas, 2008.
______; NOUR, E. A. A.; ROSTON, D. M. Cyperus papyrus em sistema de wetlandconstruído
como pós-tratamento de esgotos. In: CONGRESSO BRASILEIRO DE
ENGENHARIA SANITÁRIA E AMBIENTAL, 25., Recife: Anais da Associação
Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental (ABES), 2009.
ZIOLLI, R. L.; JARDIM, W. F. Mecanismo de fotodegradação de compostos orgânicos
catalisada por TiO 2 . Química Nova, São Paulo, n. 3, p. 319-325, v. 21, 1998.
WATSON, J. T; REED, S. C; KADLEC, R. H; KNIGHT, R. L; WHITEHOUSE, A. E.
Performance Expectations and Loading Rates for Constructed wetlands. In: HAMMER,
D.A. (Ed.). Constructed Wetlands for Wastewater Treatment: municipal, industrial and
agricultural. Michigan: Lewis Publishers, 1989. p. 319-352.
WOOD, A. Constructed wetlands in water pollution control: fundamentals to their understanding.
Water Science and Technology, Great Britain, n. 32, p. 21-29, v. 3, 1995.
WYNN, T. M., LIEHR, S. K. Development of a Constructed Subsurface flow Wetland
Simulation Model. Ecological Engineering, Amsterdam, v.16, p. 519-536, 2001.

141
ANEXOS
Anexo A - Laudo da caracterização analítica do afluente

Anexo B - Condições climáticas durante o experimento
142

Anexo C - Laudo do tecido vegetal de Hymenachne grumosa
143

Laudo do tecido vegetal de Hymenachne grumosa em estufa
144

145
Anexo D - Comportamento analítico dos parâmetros em todas as amostragens
durante a Fase I

146

147

148

149

150

151

152
Anexo E – Comportamento analítico dos parâmetros em todas as amostragens
durante a Fase II

153

154

Anexo F - Comportamento geral dos parâmetros amostrados na Fase III
155

156

157