TRATAMENTO DO PERCOLADO DE ATERRO SANITÁRIO E
AVALIAÇÃO DA TOXICIDADE DO EFLUENTE BRUTO E
TRATADO
Alessandra Cristina Silva
TESE SUBMETIDA AO CORPO DOCENTE DA COORDENAÇÃO DOS
PROGRAMAS DE PÓS-GRADUAÇÃO DE ENGENHARIA DA UNIVERSIDADE
FEDERAL DO RIO DE JANEIRO COMO PARTE DOS REQUISITOS
NECESSÁRIOS PARA A OBTENÇÃO DO GRAU DE MESTRE EM ENGENHARIA
CIVIL
Aprovada por:
Prof. Geraldo Lippel Sant’Anna Jr., Dr.Ing
Prof. Flávio César Borba Mascarenhas, D.Sc
Prof. João Alberto Ferreira, D.Sc
Prof. Juacyara Carbonelli Campos, D.Sc.
RIO DE JANEIRO, RJ - BRASIL
JUNHO DE 2002
SILVA, ALESSANDRA CRISTINA
Tratamento do Percolado de Aterro
Sanitário e Avaliação da Toxicidade
Rio de Janeiro 2002
IX, 79 p., 29,7 cm, (COPPE/UFRJ,
M.Sc., Engenharia Civil, 2002)
Tese - Universidade Federal do Rio
de Janeiro, COPPE
1.
Tratamento de Efluente;
2. Toxicidade
I. COPPE/UFRJ II. Tı́tulo (série)
ii
Dedicatória:
Dedico esta Tese à Deus, à Minha Famı́lia e ao Valentim, meu Companheiro.
iii
Agradecimentos:
À Deus por está maravilhosa oportunidade ı́mpar na minha vida de aprendizado. Este
trabalho seria muito mais difı́cil de ser realizado sem a valiosa ajuda dos muitos amigos
que fiz durante sua execução. A todos eles meus sinceros agradecimentos e especialmente
aos seguintes:
Aos meus orientadores, Prof. Geraldo Lippel e Prof. Márcia Dezotti pelos conselhos, atenção, incentivo e muito carinho na orientação deste trabalho. À Gleidice pelo
carinho, amizade e pelos conselhos imprescindı́veis, demonstrando sempre boa vontade em auxiliar o trabalho de tese e pela ajuda na realização dos testes de toxicidade, e
também aos amigos Alexandre, Paulo, Fernando, Barbara e Fabiane(LABPOL/COPPE),
pela colaboração, dedicação e agradável companhia durante o tempo convivido.
Às minhas amigas, sempre presentes nos bons e maus momentos Ana Paula Marques,
Ana Paula Lou e em especial a Michely Libos pelo apoio na decisão de vir para o Rio de
Janeiro, redirecionando toda a minha vida e pelo companheirismo de juntas fazermos o
mestrado na COPPE/UFRJ.
Aos amigos do Programa de Recursos Hı́dricos (PEC/COPPE/UFRJ) Sérgio, Carlos,
Honório, Patrick, MaxMiliano, Mariela e Roberta pelo conhecimento adquirido que compartilhamos juntos.
Toda equipe do setor de projetos do Laboratório de Hidrologia(PEC/COPPE/UFRJ)
pelo apoio, amizade e utilizações do laboratório.
Aos amigos do Laboratório de Controle de Poluição de Águas (PEQ/COPPE/UFRJ),
João Luiz, Eduardo, Flávia, Daniele, Alessandra Lima, Alessandra Magda, Lenise, Jaqueline, Antônio e Érica, pelo companheirismo e ajuda nos momentos difı́ceis.
À FEEMA e à Petroflex S/A, pela realização de algumas análises.
À White Martins e ao Dr. Filipe Montalvão pela oportunidade de utilização dos laboratórios do Centro Tecnológico da White Martins de Gases Industriais S/A.
Aos amigos do Laboratório da White Martins, Carla, Diógenes e Ana Cecı́lia, pelo
auxı́lio nos ensaios experimentais de ozonização.
Ao Prof. Paulo Modesto (DESA/UFMT) que durante a graduação sempre incentivou
a fazer o mestrado.
À Prof. Eliana Beatriz e Dr. Peter Zeihofer (DESA/UFMT) coordenadores do mestrado Interinstitucional/COPPE/UFRJ pela participação como aluna especial, incentivando a fazer o mestrado na COPPE/UFRJ.
Às amigas Liliana, Gersina, Cleide, Kátia, Cristina, Suzele pelo incentivo para fazer
o mestrado.
iv
Aos amigos do Laboratório de Informática (PEC/COPPE/UFRJ) Thelmo, Jonny,
Célio pelo apoio técnico.
À direção do Aterro de Gramacho, pela autorização para realização das coletas.
Aos funcionários do setor de transporte da (COPPE/UFRJ), principalmente ao Laerte,
que se mostrou sempre disposto em ajudar.
Ao amigo Eduardo da secretaria do PEQ, pelo apoio durante o desenvolvimento deste
trabalho.
Ao Prof. Flávio Mascarenhas, ao Dr. João Alberto e a Dr. Juacyara por terem aceito
fazer parte da banca de tese.
A todos os professores e funcionários administrativo do PEC, em especial, Rita, Vilma, Bete e Jairo pelo auxı́lio de sempre.
À Capes pelo convênio MINTER que possibilitou a bolsa de auxı́lio ao mestrado.
Aos meus pais, às minhas irmãs, ao meu sobrinho, pelo apoio e compreensão. E
finalmente ao meu companheiro Valentim pelo carinho e apoio diário durante a realização
deste trabalho.
v
Resumo da Tese apresentada à COPPE/UFRJ como parte dos requisitos necessários para
a obtenção do grau de Mestre em Ciências (M.Sc.)
TRATAMENTO DO PERCOLADO DE ATERRO SANITÁRIO E AVALIAÇÃO DA
TOXICIDADE DO EFLUENTE BRUTO E TRATADO
Alessandra Cristina Silva
Junho/2002
Orientador: Geraldo Lippel Sant’Anna Jr.
Márcia Dezotti
Programa: Engenharia Civil
Neste trabalho foi realizada a caracterização fı́sico-quı́mica do lı́qüido percolado (chorume) do Aterro Metropolitano de Gramacho (RJ) e foram estudadas diferentes técnicas
para tratamento desse efluente, de modo a deixá-lo em condições adequadas para o
lançamento no corpo receptor. Os processos de coagulação/floculação, ozonização e arraste por ar (remoção de amônia) foram investigados. O desempenho desses processos
foi feito monitorando-se as remoções de matéria orgânica (DQO e COT), do teor de nitrogênio e dos teores de metais. Ademais, empregou-se a ecotoxicidade aguda como
indicador do desempenho das técnicas de tratamento. Buscou-se, através da técnica de
fracionamento por membranas, determinar as faixas de massa molar dos poluentes presentes no efluente e verificar a toxicidade associada a essas frações. Os testes de avaliação
da ecotoxicidade mostraram-se um valioso indicador para inferir o impacto do lançamento
do efluente bruto e tratado no corpo receptor, a Baı́a de Guanabara, cuja qualidade ambiental está bastante comprometida.
vi
Abstract of Thesis presented to COPPE/UFRJ as a partial fulfillment of the
requirements for the degree of Master of Science (M.Sc.)
TREATMENT OF THE SANITARY LANDFILL LEACHATE AND EVALUATION
OF THE RAW AND TREATED EFLUENT’S TOXICITY
Alessandra Cristina Silva
June/2002
Advisor: Geraldo Lippel Sant’Anna Jr.
Márcia Dezotti
Department: Civil Engineering
This work deals with the physical and chemical characterization of the leachate from
Gramacho Metropolitan Landfill (RJ) and with the treatment of this effluent by different
techniques, which can produce an effluent suitable for discharge in the water receiving
body. Coagulation and flocculation, ozonization and air stripping (for ammonia removal) were the treatment techniques investigated. The treatment performance was assessed
by monitoring the removal of organic matter (COD and TOC), ammonium nitrogen and
metals. The determination of acute toxicity was also performed and used as an indicator
of treatment efficacy. The technique of membrane fractionation was employed to infer
the molecular mass range of the pollutants found in the effluent and verify the toxicity
associated to these mass molecular fractions. The ecotoxicity assays showed to be a valious indicator to forecast the environmental impact of leachate discharge in the Guanabara
Bay, a heavily polluted water system.
vii
Sumário
1 INTRODUÇÃO E OBJETIVO
1
2 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
2.1 Percolados de Aterros Sanitários . . . . . . . . . . . . . .
2.1.1 Caracterı́sticas . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
2.2 Recalcitrância . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
2.2.1 Desafios do Tratamento . . . . . . . . . . . . . .
2.2.2 Variabilidade . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
2.3 Aterro Metropolitano de Gramacho . . . . . . . . . . . . .
2.4 Técnicas empregadas para tratar o percolado . . . . . . . .
2.4.1 Tratamento Primário . . . . . . . . . . . . . . . .
2.4.2 Tratamentos Oxidativos . . . . . . . . . . . . . .
2.4.3 Tratamento Biológico . . . . . . . . . . . . . . .
2.4.4 Processos de Separação com Membranas . . . . .
2.4.5 Evaporação . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
2.4.6 Recirculação . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
2.4.7 Neutralização . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
2.4.8 Eletroquı́mico . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
2.4.9 Wetlands . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
2.4.10 Remoção de Voláteis e Amônia . . . . . . . . . .
2.5 Remoção de Metais . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
2.6 Considerações sobre as técnicas de tratamento de chorume
2.7 Toxicidade: Conceitos e Métodos . . . . . . . . . . . . .
2.7.1 Toxicidade aguda . . . . . . . . . . . . . . . . . .
2.7.2 Toxicidade crônica . . . . . . . . . . . . . . . . .
2.7.3 Organismos Padronizados . . . . . . . . . . . . .
viii
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3
4
4
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6
7
9
9
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14
17
21
22
22
22
23
23
25
25
28
28
29
30
2.7.4
Leis Federais e Estaduais Para Avaliação da Toxicidade . . . . . .
3 Materiais e Métodos
3.1 Procedimentos de Coleta e Preservação das Amostras de Chorume
3.2 Caracterização do Chorume . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.3 Tratamento Primário . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.4 Ozonização do Efluente Pré-tratado . . . . . . . . . . . . . . . .
3.4.1 Planta Piloto de Ozonização . . . . . . . . . . . . . . . .
3.4.2 Procedimento experimental . . . . . . . . . . . . . . . .
3.5 Fracionamento com Membranas . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.5.1 Procedimento Experimental . . . . . . . . . . . . . . . .
3.6 Arraste da Amônia com Ar das Frações Percoladas . . . . . . . .
3.7 Bioensaios para determinação da toxicidade . . . . . . . . . . . .
3.7.1 Organismos testados . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.7.2 Procedimento dos Testes . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.7.3 Tratamento Estatı́stico dos Dados . . . . . . . . . . . . .
3.8 Metodologia Analı́tica . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.8.1 DQO . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.8.2 COT . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.8.3 pH . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.8.4 Cor . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.8.5 Cloreto . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.8.6 Amônia . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
3.8.7 Metais . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
35
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37
38
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40
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47
50
51
51
51
51
51
52
52
52
4 RESULTADOS e DISCUSSÃO
4.1 Caracterização do efluente . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
4.2 Tratamento primário . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
4.3 Ozonização . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
4.4 Fracionamento com membranas . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
4.5 Arraste da amônia das amostras fracionadas em membranas . . . . . . . .
4.6 Toxicidade . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
4.6.1 Efluente Bruto . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
4.6.2 Efluente Pré-tratado . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
4.6.3 Efluente Ozonizado . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
4.6.4 Efluente Fracionado . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
4.6.5 Permeados submetidos ao arraste com ar para remoção de amônia
53
53
62
67
71
74
76
77
80
84
86
88
ix
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4.6.6
4.7
Efluente pré-tratado submetido ao arraste com ar para remoção de
amônia . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Comentários finais sobre os tratamentos realizados . . . . . . . . . . . .
5 CONCLUSÕES E SUGESTÕES
91
92
99
x
Lista de Figuras
2.1
Daphnia Similis: diversas fases da vida do organismo . . . . . . . . . . .
31
3.1
3.2
3.3
3.4
3.5
3.6
3.7
3.8
3.9
3.10
3.11
3.12
3.13
Local de Amostragem do Chorume . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Teste de Coagulação/Floculação . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Planta Piloto instalada na White Martins . . . . . . . . . . . . . . . .
Coluna de Contato . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Diagrama esquemático da unidade piloto de ôzonio da White Martins
Coluna de Contato . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Esquema da unidade empregada nos ensaios de micro e ultrafiltração.
Representação Esquemática da Célula de Permeação . . . . . . . . .
Esquema do Sistema Utilizado para o Arraste da Amônia . . . . . . .
Artemia salina . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Daphnia similis . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Brachydanio rerio . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Vibrio fisheri . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
38
40
41
41
42
43
45
45
46
48
49
49
50
4.1
Fotografia ilustrativa da remoção de cor do chorume promovida pelo processo de coagulação/floculação . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Remoção
dos
parâmetros
analisados
no
processo
de
coagulação/floculação do chorume . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Remoção de DQO obtida nos testes para diferentes dosagens de ozônio .
Comportamento da DQO do chorume pré-tratado e ozonizado em diferentes condições . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Variação do COT do chorume pré-tratado e ozonizado em diferentes
condições . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Remoção de cor no processo de ozonização do efluente pré-tratado para
diferentes dosagens de ozônio. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
4.2
4.3
4.4
4.5
4.6
xi
.
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64
64
67
68
69
70
4.7
4.8
4.9
4.10
4.11
4.12
4.13
4.14
4.15
4.16
4.17
4.18
4.19
4.20
4.21
Variação da cor do efluente com o pré-tratamento e posterior ozonização
com diferentes dosagens de ozônio . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Esquema e resultados do fracionamento do efluente em membranas com
diferentes cortes (primeira amostragem) . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Esquema e resultados do fracionamento do efluente em membranas com
diferentes cortes (segunda amostragem) . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Variação do teor de amônia no decorrer do ensaio de arraste com ar para
o chorume pré-tratado e posteriormente fracionado em membranas com
diferentes cortes . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Pirâmide representativa dos organismos em determinados nı́veis tróficos,
destacando-se aqueles utilizados neste trabalho . . . . . . . . . . . . . .
Resultados de toxicidade do chorume bruto para os diferentes organismos
testados. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Comportamento da toxicidade do chorume pré-tratado para os diferentes
organismos . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Variação da toxicidade para primeira amostragem . . . . . . . . . . . . .
Variação da toxicidade para segunda amostragem . . . . . . . . . . . . .
Resposta do parâmetro efeito tóxico para amostras ozonizadas em diferentes condições ( amostragem) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Valores da DQO do chorume submetido a diferentes tratamentos . . . . .
Resultados da Toxicidade nos diferentes tratamentos investigados na
amostragem . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Resultados da toxicidade nos diferentes tratamentos investigados na
amostragem . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
Resultados da toxicidade para os efluentes submetidos ao arraste de
amônia com ar em ambas as amostragens . . . . . . . . . . . . . . . . .
Resultados do Efeito observado no teste de toxicidade para Artemia Salina para os efluentes submetidos ao arraste de amônia nas duas amostragens
70
71
72
75
76
80
81
82
83
86
95
xii
96
97
97
98
Lista de Tabelas
2.1
2.2
2.3
Íons presentes no chorume e suas principais fontes . . . . . . . . . . . .
Potencial de remoção dos processos por membranas . . . . . . . . . . . .
Sumário das técnicas de tratamento empregadas para tratar chorume . . .
3.1
Descrição do Coagulante e do Polieletrólito utilizados nos testes de
coagulação/floculação . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 39
Relação de membranas usadas para microfiltração(MF) e ultrafiltração(UF). 44
3.2
Caracterização do Chorume: valores médios dos parâmetros fı́sicoquı́micos de duas amostras distintas. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
4.2 Caracterização do chorume do Aterro de Gramacho feita em diferentes
perı́odos por pesquisadores e técnicas distintas . . . . . . . . . . . . . . .
4.3 Dados recentes sobre parâmetros caracterı́sticos dos chorumes gerados
em aterros de diferentes regiões brasileiras . . . . . . . . . . . . . . . . .
4.4 Resultados das análises de metais presentes nas amostras de chorume do
Aterro de Gramacho e limites de lançamento de alguns poluentes . . . . .
4.5 Resultados das análises de metais presentes na amostra de chorume do
Aterro de Gramacho e limites de lançamento de alguns poluentes . . . . .
4.6 Resultados do processo de coagulação/floculação aplicado à primeira
amostra do chorume: remoção de matéria orgânica, cor e cloreto . . . . .
4.7 Resultados do processo de coagulação/floculação aplicado à segunda
amostra do chorume: remoção de matéria orgânica, cor e cloreto . . . . .
4.8 Resultados das análises de metais presentes nas amostras de chorume prétratado e limites de lançamento de alguns poluentes. . . . . . . . . . . . .
4.9 Remoção percentual de parâmetros fı́sico-quı́micos de interesse observados no processo de fracionamento por membranas . . . . . . . . . . . . .
4.10 Valores dos parâmetros fı́sico-quı́micos analisados nos permeados após o
arraste da amônia . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
7
18
26
4.1
xiii
54
57
58
59
61
62
63
66
73
74
4.11 Resultados dos testes de toxicidade aplicados às amostras de chorume bruto
4.12 Resultados de toxicidade por Daphnia similis empregando-se correção de
salinidade para o chorume bruto . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
4.13 Resultados dos testes de toxicidade aplicados às amostras de chorume
pré-tratado . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
4.14 Resultado de toxicidade para Daphnia similis com correção da salinidade
do chorume pré-tratado . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
4.15 Resultados de toxicidade obtidos com o chorume pré-tratado e ozonizado
em diferentes condições . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
4.16 Avaliação global da toxicidade do chorume pré-tratado e ozonizado (diferentes dosagens) para Daphinia similis. Amostras com salinidade corrigida ( Amostragem). . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
4.17 Toxicidade avaliada nos permeados obtidos nos processos de permeação
com membranas . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
4.18 Toxicidade para Daphnia similis das diferentes frações permeadas após o
ajuste da salinidade ( amostragem) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
4.19 Resultados de toxicidade para amostras permeadas e submetidas ao arraste com ar (primeira e segunda amostragens) . . . . . . . . . . . . . . . .
4.20 Toxicidade dos permeados para Daphnia similis após o ajuste de salinidade
4.21 Resultados de toxicidade para Artemia salina expressos em termos de
diversos parâmetros . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
4.22 Resultados da toxicidade para o efluente pré-tratado e submetido ao arraste com ar. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
4.23 Resultados da toxicidade para Artemia salina determinados para o chorume pré-tratado e submetido ao arraste com ar. . . . . . . . . . . . . . . .
4.24 Resultados de toxicidade para Daphnia similis com amostras do efluente pré-tratado e submetido ao arraste com ar. Amostras com salinidade
corrigida. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
4.25 Sumário dos principais parâmetros monitorados nos diversos
tratamentos( amostragem) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
4.26 Sumário dos principais parâmetros monitorados nos diversos
tratamentos( amostragem) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .
xiv
77
78
81
82
84
85
87
88
89
89
90
91
91
92
93
94
Lista de Abreviaturas
CE50
CENO
CEO
CL50
CO
COT
DBO
DE50
DL50
DQO
FEEMA
HO
HO
IBGE
LABPOL
MAP
MF
Concentração Efetiva em 50% dos organismos testados
Maior Concentração do efeito não observado
Menor Concentração do efeito observado
Concentração Letal em 50% dos organismos testados
Dióxido de Carbono
Carbono de Orgânico Total
Demanda Bioquı́mica de Oxigênio
Dose Efetiva em 50% dos organismos testados
Dose Letal em 50% dos organismos testados
Demanda Quı́mica de Oxigênio
Fundação Estadual de Engenharia do Meio Ambiente
Água
Peróxido de Hidrogênio
Instituto Brasileiro Geografia e Estatı́stica
Laboratório de Poluição das Águas
(fosfato/ amônia/ magnésio)
Microfiltração
Amônia livre
Amônia ionizada
NT
Normas Técnicas
O
Ozônio
O
Oxigênio
OD
Oxigênio Dissolvido
OH
Radical Hidroxila
pH
Potencial de Hidrogênio
PM
Peso Molecular
POAs
Processos Oxidativos Avançados
PtCo
Platina Cobalto
R
Radical
UF
Ultrafiltração
UT
Unidade de Toxicidade
UV
Radiação Ultra Violeta
COMLURB Companhia de Limpeza Urbana do Municı́pio
xv
Capı́tulo 1
INTRODUÇÃO E OBJETIVO
O crescimento urbano, a industrialização e a decorrente elevação dos patamares de
consumo, vêm provocando o aumento da geração de resı́duos sólidos, principalmente nas
regiões metropolitanas, impondo grandes demandas, tanto pela quantidade, quanto pelas
caracterı́sticas dos resı́duos gerados.
A falta de uma polı́tica para o gerenciamento dos resı́duos sólidos contribui para a
poluição do ar, da água e do solo. A decomposição desses resı́duos gera um lı́quido denominado chorume, cuja composição é variada e complexa. A presença de diversos poluentes no chorume impõe a necessidade de tratamento adequado antes de seu lançamento
no corpo receptor.
O chorume, gerado nos aterros sanitários e locais de disposição denominados lixões,
apresenta grande variabilidade no tocante à sua composição quı́mica, que, por sua vez,
depende de vários fatores como a idade do aterro, as condições geológicas locais e eventos
climáticos diversos.
Vale ressaltar que mesmo quando os resı́duos sólidos são depositados no solo adequadamente e o aterro encerra suas atividades no tempo certo, a geração do chorume não se
extingüe e, em geral, quanto mais velho o aterro, menos biodegradavél é esse efluente,
necessitando de processos de tratamento mais complexos.
Até bem pouco tempo a água era vista como um recurso ilimitado, agora, diante do
conhecimento da sua escassez e do estabelecimento da polı́tica de Recursos Hı́dricos há
uma expectativa de que haja um maior e mais rigoroso controle da poluição hı́drica.
Logo, espera-se que os esforços para controlar a poluição das águas sejam expandi-
dos, para que haja proteção da qualidade das águas. Os resı́duos sólidos urbanos comprometem a qualidade dos cursos hı́dricos, de modo muito intenso, sobretudo quando o
gerenciamento desses resı́duos é precário.
Constitui-se como objetivo deste trabalho investigar técnicas de tratamento do chorume e avaliar o seu desempenho não somente através de parâmetros fı́sico-quı́micos, como
também através da determinação da toxicidade aguda através de bioensaios empregando alguns organismos padronizados como os microcrustáceos Daphnia similis e Artemia
salina, a bactéria Vı́brio fisheri e o peixe Brachydanio rerio.
A introdução de bioensaios de toxidade na rotina do controle de efluentes de chorume
é muito importante para a preservação da qualidade de corpos receptores, assegurando o
equilı́brio quı́mico do ambiente, condição indispensável e urgente para preservar a vida
na terra.
Esta dissertação está dividida em capı́tulos, cujos contúdos são sumarizados em seguida.
No capı́tulo 2 são apresentados algumas das caracterı́sticas do percolado gerado no
Aterro Metropolitano de Gramacho (RJ), e são descritas as técnicas investigadas neste estudo: pré-tratamento de coagulação/floculação para remoção de parte do material
orgânico e metais, ozonização do chorume para remoção de cor e matéria orgânica, fracionamento por membranas para tentar identificar relacões entre recalcitrância e toxicidade
com a massa molecular dos poluentes e arraste da amônia com ar. Nesse capı́tulo também
são comentadas outras técnicas que estão sendo investigadas por diversos autores, para o tratamento de chorumes gerados em vários aterros e que apresentam caracterı́sticas
de recalcitrância. Finalmente, são apresentados os testes de ecotoxicidade, considerados
ferramenta essencial para a avaliação da eficiência dos tratamentos testados.
No capı́tulo 3 estão descritos os procedimentos experimentais e as metodologias
analı́ticas e as técnicas utilizadas nos tratamentos estudados e também os métodos toxicológicos empregados. Os resultados obtidos neste estudo estão descritos e discutidos
no capı́tulo 4.
No último capı́tulo são apresentados as conclusões do trabalho e são feitas sugestões
para trabalhos futuros.
2
Capı́tulo 2
REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
2.1 Percolados de Aterros Sanit ários
Os percolados de aterros são lı́qüidos escuros e turvos, de odor desagradável, que
apresentam em sua composição altos teores de compostos orgânicos e inorgânicos, nas
suas formas dissolvida e coloidal, liberados no processo de decomposição do lixo.
Para a formação do chorume contribui também a água de chuva que entra pela face
superior do aterro, através da chuva, provocando a lavagem do material aterrado, aumentando assim o volume do percolado e, conseqüentemente, diminuindo a concentração de
muitos ı́ons presentes.
A composição do chorume está condicionada a uma série de fatores e sua composição
quı́mica é variável, dependendo muito dos tipos de resı́duos que são depositados no terreno. Para que se tenha um controle da situação, torna-se necessário o gerenciamento
ambiental do percolado, monitorando-se, dentre outros fatores, a qualidade e a quantidade de chorume produzida.
Determinar o volume de percolado gerado no aterro não é uma tarefa fácil, para tanto,
vários pesquisadores vem estimando a produção do percolado com aplicação de modelos
matemáticos. Segundo NETO et al. [1] esta ferramenta ainda apresenta imprecisões,
decorrentes da diferença dos cenários para a aplicação do modelo e do grande número de
variáveis envolvidas.
2.1.1 Caracterı́sticas
Para bem determinar as caracterı́sticas e o volume do percolado, é necessário avaliar
as particularidades de cada aterro.
Para evitar a contaminação do solo e da água são necessários estudos de reconhecimento do perfil do solo e do subsolo, onde o aterro será construı́do. Além disso, devese avaliar parâmetros como: constituição do solo, permeabilidade, capacidade de carga, nı́vel do lençol freático e localização de jazidas de material para cobertura, grau de
compactação, condições meteorológicas do lugar, condições de operação do aterro, tipos
de equipamentos, tipo de recirculação do lixiviado, natureza dos resı́duos sólidos (tipo,
umidade, nı́vel de matéria orgânica, outras caracterı́sticas), topografia (área e perfil do
terreno), qualidade e quantidade de recicláveis e ainda hábitos da população, número de
habitantes, bem como seu desenvolvimento econômico-sócio-cultural [2].
O conhecimento de todas as caracterı́sticas dos resı́duos sólidos, assim como de suas
tendências futuras, possibilita calcular a capacidade e selecionar o tipo dos equipamentos
de coleta, tratamento e destinação final mais adequados.
2.2 Recalcitrância
A presença de substâncias recalcitrantes em chorumes gerados em aterros velhos foi
apontada na literatura [3, 4]. À dificuldade ou impossibilidade de degradação de certas
substâncias quı́micas na natureza associa-se o termo recalcitrância. Como os microorganismos são os principais agentes dos processos de degradação e reciclagem de nutrientes,
sua incapacidade de degradar ou transformar essas substâncias é o indı́cio de sua recalcitrância ou persistência no meio ambiente. As substâncias podem oferecer dificuldade à
biodegradação em decorrência de diversos fatores, a saber:
i) estrutura quı́mica complexa desprovida de grupos funcionais reativos;
ii) a molécula pode exercer uma ação tóxica sobre a microflora ou ainda inativar enzimaschaves do metabolismo celular;
iii) a molécula pode se complexar ou interagir com elementos ou compostos quı́micos
tornando-se pouco acessı́vel às enzimas extracelulares e a posterior metabolização.
No caso dos chorumes, alguns autores afirmam que a recalcitrância estaria associada
à presença de compostos de elevada massa molecular com estruturas muito complexas
como é o caso das substâncias húmicas [5].
4
As substâncias húmicas constituem uma importante fração do material orgânico dissolvido nas águas naturais. São definidas como macromoléculas polifuncionais que alteram com freqüência as suas conformações em função das interações que ocorrem entre
os grupos funcionais presentes na sua estrutura. Essas substâncias possuem estruturas
complexas e heterogêneas, compostas de carbono, oxigênio, hidrogênio e algumas vezes
pequenas quantidades de nitrogênio, fósforo e enxofre. Ocorrem nos solos e águas naturais como conseqüência da decomposição de resı́duos de plantas e animais através de
processos quı́micos, fı́sicos e biológicos [6, 7, 8, 9].
São divididas em três classes de materiais:
ácidos fúlvicos - materiais solúveis em água em todas as condições de pH;
ácidos húmicos - são solúveis em pH
2;
humus - solúveis em qualquer pH.
Segundo JONES et al. [6] essas macromoléculas possuem uma certa complexidade quı́mica e estrutural que torna difı́cil a sua caracterização. Vários métodos de
determinação de massa molecular de polı́meros têm sido aplicados para substâncias, incluindo a medida de propriedades coligativas, técnicas de cromatografia, ultrafiltração,
ultracentrifugação, viscometria e microscopia eletrônica. Os métodos oxidativos - CuO
e a pirólise são largamente usados para caracterizar componentes individuais do material
húmico [10, 8, 11].
CINTRA et al.[12] evidenciou em seus experimentos que se deve ter mais cuidado na
realização da análise de
de lixiviados provenientes de aterros sanitários, visto que
o consumo de oxigênio por microorganismo na estabilização do substrato orgânico no
perı́odo de cinco dias de incubação da amostra, pode não ser verdadeira, porque a carga
orgânica é medida indiretamente no teste, devido à pequena concentração ou mesmo à
ausência de uma biomassa aeróbia adaptada às condições adversas: toxicidade e substrato
pouco assimilável pela cultura microbiana.
2.2.1 Desafios do Tratamento
No Brasil são produzidos diariamente cerca de 241 mil toneladas de lixo, das quais
90 mil são de origem domiciliar. Em termos médios, a produção nacional de resı́duos
domésticos por habitante estaria em torno de 600 g/dia [13].
Dados do IBGE (1991) revelam que no Brasil, 99% dos resı́duos sólidos são depositados diretamente no solo, sendo que a maioria (89%) é disposta a céu aberto ou em
5
aterros controlados, e apenas 10% vão para aterros sanitários [3]. Dentre as alternativas tecnológicas para disposição de resı́duos sólidos urbanos, o aterro sanitário ainda é
a técnica mais utilizada mundialmente. A sua construção baseia-se na criação de uma
estrutura impermeabilizada seguindo critérios de engenharia e normas de operação, cujo
objetivo é impedir que elementos tóxicos, produzidos pela decomposição do lixo, entrem
em contato com a água e o solo, poluindo o meio ambiente. Durante a sua vida útil e
após cessar o seu funcionamento, é necessário que haja um monitoramento cuidadoso dos
gases, bem como o emprego de técnicas de tratamento dos lı́quidos percolados gerados.
O chorume gera impactos ambientais por apresentar elevado poder de poluição das
águas. A percolação do lı́quido no aterro pode provocar a poluição das águas subterrâneas
e superficiais, sendo que uma das primeiras alterações observadas é a redução do teor de
oxigênio dissolvido, que pode prejudicar a fauna e a flora aquática.
Outros poluentes presentes no chorume são os metais, que podem se apresentar em
diversas formas (livres, complexados, não solubilizados). Esses poluentes devem ser monitorados com rigor face aos danos ambientais que promovem.
Fatores fı́sicos, como a temperatura, também são importantes, pois muitos ı́ons não
são solúveis em temperaturas baixas, enquanto outros têm a sua solubilidade reduzida
em temperaturas elevadas. O chumbo ( ), por exemplo, é solúvel em água quente na
forma de cloretos, enquanto a prata ( ) e o mercúrio ( ) não o são.
Devido à sua complexidade, o chorume formado nos aterros deve ser tratado antes de
seu lançamento em corpos receptores.
2.2.2 Variabilidade
A variabilidade da composição dos resı́duos aterrados, pode produzir chorumes com
elevados teores de metais tóxicos, xenobióticos (substâncias quı́micas produzidas pelas
atividades humanas) e microorganismos perigosos à saúde. No chorume, os ı́ons presentes
em grandes quantidades percolam pelo solo e combinam-se com espécies doadoras de
, formando complexos (p.ex. + ).
elétrons, como o ı́on Também podem se ligar a cadeias curtas de carbono, o que os torna solúveis em tecidos
- S - Pb - S - ) [14].
animais, podendo atravessar membranas biológicas (p. ex. A reciclagem que é realizada em alguns depósitos, onde parte do lixo é separado em
esteiras para reter materiais de valor comercial, como alumı́nio, pilhas, vidros e plásticos,
representa uma importante etapa, que contribui muito para abrandar a composição do
chorume em metais e materiais de difı́cil degradação. Os ı́ons que podem ser encontrados
6
no chorume e suas possı́veis origens estão ilustrado na Tabela 2.1[15].
1
Tabela 2.1: Íons presentes no chorume e suas principais fontes
Íons
, , , , , , , ,
, , , , , , Fontes
Material orgânico, entulhos de construção, cascas de ovos
Material orgânico
Material eletrônico, latas, tampas de garrafas
Pilhas comuns e alcalinas, lâmpadas fluorescentes
Baterias recarregáveis (celular, telefone sem fio, automóveis)
Latas descartáveis, utensı́lios domésticos, cosméticos, embalagens
laminadas em geral
Tubos de PVC, negativos de filmes de raio-X
Embalagens de tintas, vernizes, solventes orgânicos
2.3 Aterro Metropolitano de Gramacho
Buscando um meio viável para dar destino final ao lixo, em 1933 surgiram na cidade
do Rio de Janeiro os dois primeiro aterros sanitários; Praia do Retiro Saudoso e Parada
do Amorim, localizados no bairro do Caju. Foram considerados aterros, porque o lixo
recolhido era espalhado sobre o terreno pantanoso e coberto por uma camada de barro e
areia, material este que era extraı́do de um terreno onde estava localizado o cemitério de
São Francisco Xavier.
Em novembro de 1978 foi criado no Rio de Janeiro, em uma área de 1.300.000
doada pelo INCRA, o Aterro Metropolitano de Gramacho, construı́do a 10 metros do nı́vel
do mar e situado no bairro Jardim Gramacho, no municı́pio de Duque de Caxias, no km
1
http://www.messiaah.org/
7
4,5 da Rodovia Washigton Luı́s (Rio-Petrópolis), com objetivo de receber resı́duos domiciliares dos municı́pios do Rio de Janeiro, Duque de Caxias, Niterói, São Gonçalo, São
João do Meriti e Nilópolis, sendo depositados naquela época, em média 5.000 toneladas
de lixo por dia [16]. 2
Devido à ausência de polı́ticas permanentes de saneamento por parte das prefeituras dos municı́pios mencionados acima, o aterro foi operado de forma deficiente,
transformando-se num depósito de lixo a céu aberto, com alto potencial poluidor, tanto para a atmosfera (biogás, particulados, produtos de combustão) como para o corpo
receptor, posto que o chorume produzido escorria para o Rio Iguaçu e o Rio Sarapuı́ e
chegava até a Baı́a de Guanabara com conseqüências danosas para o manguezal e para a
flora e a fauna.
Este quadro só começou a ser revertido na década de 80, quando a COMLURB decidiu
assumir a responsabilidade de recuperar a área degradada pela disposição descontrolada
de resı́duos, inclusive industriais, garantindo a operação regular do Aterro, em conformidade com as normas técnicas e a legislação vigente.
Em 1996 iniciaram-se as obras de recuperação do Aterro, que contemplavam a
construção da barreira de contenção ao seu redor feita de argila orgânica, de modo a
evitar o escoamento não controladodo chorume para a Baı́a de Guanabara e a construção
de uma Estação de Tratamento do percolado, buscando atender o programa de monitoramento ambiental, com objetivo de garantir a qualidade da água dos corpos receptores
no entorno do aterro. Após a sua recuperação, o aterro teria capacidade de receber 8.000
toneladas diárias de lixo e sua vida útil foi estimada entre 8 e 10 anos [17]. 3
A Baı́a de Guanabara segundo BILA [4] e CAMMAROTA et al, [18], recebia aproximadamente 800
/dia de um chorume altamente tóxico antes da construção de uma
barreira de contenção em volta do aterro, resultante da percolação de lı́quido do Aterro
Metropolitano de Gramacho, considerada uma das principais fontes de poluição desse
corpo receptor.
Os dados apresentados por BILA [4] e pela COMLURB, revelam que a quantidade de
resı́duos depositada no aterro, atualmente, está compreendida na faixa de 5.500 a 6.700
toneladas diárias de lixo.
Segundo CHARLET et al. [19], o aterro de Gramacho possui quase a metade de
sua área total ocupada por lixo velho, com mais de 10 anos, gerando chorume com alta
salinidade e alta concentração de compostos nitrogenados. O material orgânico é considerado recalcitrante, pois apresenta baixa biodegradabilidade, indicando que o tratamento
2
http://www.rio.rj.gov/comlurb/arti12.htm
3
http://www.signuseditora.com.br/Sa-57/SAgramac.htm
8
do chorume gerado, por suas caracterı́sticas, representa um desafio.
2.4 Técnicas empregadas para tratar o percolado
O chorume é um efluente muito complexo, apresentando ainda variabilidade de
composição, uma vez que cada aterro gera chorume com caracterı́sticas particulares, o
que demanda uma avaliação do tipo de tratamento viável e eficiente para cada caso.
Os trabalhos sobre chorume apresentados na literatura ressaltam que as caracterı́sticas,
como a idade do aterro, têm influência significativa na composição quı́mica do chorume e
conseqüentemente em sua tratabilidade. Portanto, a escolha entre as diversas alternativas
de tratamento depende de parâmetros técnicos e econômicos [20, 21].
A seguir são descritas algumas das técnicas mais utilizadas relatadas na literatura para
o tratamento de chorume.
2.4.1 Tratamento Primário
A finalidade do tratamento primário é remover partı́culas coloidais, material sólido
em suspensão e ajustar o pH para o posterior tratamento do efluente.
A coagulação é um processo muito utilizado por promover a clarificação de efluentes
industriais contendo partı́culas coloidais e sólidos em suspensão. Este processo consiste
na adição de agentes quı́micos para neutralizar as cargas elétricas das partı́culas, ocorrendo ligações quı́micas e absorção das cargas superficiais presentes, havendo necessidade
de aplicação de elevada energia à mistura.
O coagulante mais popularmente utilizado nos dias atuais para o tratamento de águas
residuárias é o sulfato de alumı́nio. Segundo DEZOTTI et al. [22], para favorecer a
coagulação são usados ı́ons de alta valência (
e
) pois quanto maior a valência
do ı́on maior será a sua capacidade de coagulação.
O valor do pH exerce um papel muito importante na coagulação. O sulfato de
alumı́nio, encontrado sob a forma quı́mica de , pode atuar, tanto para as condições ácidas como básicas. A utilização em condições ácidas exige uma certa
alcalinidade para a solução, já nas condições básicas a solução pode apresentar baixa alcalinidade [23]. De todo modo é importante que a água que será submetida à coagulação
contenha alguma alcalinidade, para que o sulfato de alumı́nio possa reagir e formar o
precipitado.
9
Não é possı́vel estimar com exatidão a quantidade de sulfato de alumı́nio necessária
para promover uma perfeita coagulação, mas a literatura relata que são necessários teoricamente cerca de 20 mg/L de sulfato de alumı́nio comercial para 7,7 mg/L de alcalinidade
na forma de [24].
A adição de alcalinidade para melhorar a coagulação, poderá implicar no aumento da
cor do efluente. Outra desvantagem é que o controle da coagulação através do ajuste do
pH é uma tarefa difı́cil, devido à pequena faixa de valores adequados do pH e à tendência
de diminuição do pH associada à adição do sulfato [24].
Vale ressaltar que os componentes quı́micos utilizados para promover a coagulação,
agem também como aceleradores de floculação, que consiste na formação de macroflocos.
As partı́culas formadas na coagulação possuem tamanho da ordem de 1 m, porém
sob lenta agitação essas partı́culas tendem a se aglomerar formando flocos visı́veis. Um
fator fı́sico muito importante para a formação dos flocos é a velocidade moderada proporcionada pela agitação mecânica do meio, formando flocos com tamanho levemente maior
que uma cabeça de alfinete, pois turbulência maior pode provocar a ruptura dos flocos em
partı́culas menores que são de difı́cil decantação, dificultando a sua remoção. As melhores
condições para a formação dos flocos podem ser determinadas em ensaios laboratoriais,
visto que a duração do perı́odo de floculação dependerá também das caracterı́sticas do
efluente, da quantidade de coagulante utilizado e do tipo de floculante [24].
Temperaturas moderadas são mais satisfatórias porque favorecem a rápida formação
de flocos, na etapa posterior à coagulação (floculação). O surgimento destes flocos está
diretamente relacionado com a concentração do ı́on-hidrogênio e as relações aniônicas e
catiônicas [24].
Para auxiliar no tratamento de coagulação/floculação estão sendo de largo emprego os
compostos sintéticos, denominados polieletrólitos, que são substâncias poliméricas com
alto peso molecular, solúveis em água, contendo cargas elétricas em sua estrutura.
O polieletrólito é uma substância que não é afetada pelo pH do meio e pode servir
como coagulante, pois pode reduzir a carga efetiva das partı́culas coloidais [23].
Com relação às cargas, o polı́mero pode ser classificado como catiônico e aniônico.
Na ausência de cargas os polı́meros denominam-se não-iônicos.
i) catiônico: possui cargas positivas capazes de absorver os flocos coloidais com
partı́culas negativas;
ii) aniônico: possui cargas negativas e realiza a troca destas cargas das partı́culas coloidais e permite a formação de pontes de hidrogênio entre o colóide e o polı́mero.
Segundo REIS [25], a interação dessas moléculas com a matéria coloidal presente no
10
efluente favorece a neutralização das cargas ou facilita a formação de ligações (pontes)
com as partı́culas individuais para formar um visı́vel precipitado insolúvel, ou floco.
Os polı́meros sintéticos apresentam uma importante vantagem de mercado, porque
essas moléculas podem ser produzidas sob medida, atingindo os requisitos especı́ficos
para determinada aplicação. O aumento do tamanho e da densidade do floco é um dos
principais motivos que levam a utilizar os polieletrólitos sintéticos como auxiliares no
tratamento primário.
Os polieletrólitos quando combinados com eletrólitos inorgânico oferecem vantagens,
como a de reduzir o consumo de eletrólito inorgânico e conseqüentemente o volume do
precipitado, e a de condicionar a formação de flocos com caracterı́sticas adequadas à
operação de separação dos sólidos formados [22].
A coagulação e a floculação do chorume do Aterro de Gramacho foi investigada em
dois trabalhos anteriores. CAMMAROTA et al. [26] testou várias dosagens de coagulantes em diferentes valores de pH, sendo que o tratamento se mostrou eficaz, observando-se
razoáveis remoções de DQO (40%) com o coagulante cloreto férrico e (25%) com sulfato
de alumı́nio a um valor de pH de 4,0 - 4,5 e dosagem de 400-500 mg/L. A utilização
dos agentes coagulantes de forma combinada e o emprego de polieletrólitos não contribuı́ram para aprimorar a qualidade do efluente tratado. Este trabalho também verificou
que o chorume gerado no Aterro Sanitário de Gramacho apresentou caracterı́sticas fı́sicas
e quı́micas bastante distintas daquelas apresentadas por outros chorumes e reportadas na
literatura.
Com objetivo de remover material orgânico recalcitrante presente no chorume por processo de coagulação/floculação, BILA [4], em seu estudo, realizou vários experimentos
testando as melhores condições de pH, a concentração dos agentes empregados e o melhor conjunto de coagulantes e polieletrólito. Dos produtos testados o sulfato de alumı́nio
foi o que apresentou o melhor desempenho, com a faixa de pH ótimo entre 4,5 - 5,0, e
com uma dosagem ótima entre 700 - 950 (mg/L). As maiores remoções foram obtidas
utilizando um polieletrólito catiônico da Nalco denominado 7128. O estudo apresentou
bons resultados em termos de remoção de DQO e COT, boa clarificação do efluente, e
mostrou-se adequado quanto à formação e tamanho dos flocos.
2.4.2 Tratamentos Oxidativos
Em busca de tecnologias limpas, com alto poder de destruição dos poluentes, surgiram
os Processos Oxidativos Avançados (POAs), altamente eficientes para destruir substâncias
orgânicas de difı́cil degradação e gerar como produtos finais da reação e
[27].
11
Os POAs são processos que geram radicais hidroxila ( OH) altamente oxidantes, capazes de oxidar completamente as moléculas orgânicas presentes em águas poluı́das. A
oxidação com ozônio, com peróxido de hidrogênio combinados ou não com radiação ultra violeta (UV), bem como a fotocatálise se constituem nos POAS com alto potencial de
uso.
Segundo DEZOTTI [28] e STEENSEN [27] algumas vantagens desses processos podem ser destacadas, como:
Não requerem a transferência de fase do poluente (como a absorção em carvão
ativo);
Apresentam alto potencial de oxidação;
Não formam sub-produtos sólidos (lodo);
Podem levar à mineralização completa dos poluentes, se necessário, ou a formas
biodegradáveis ou a compostos não tóxicos;
Promovem a remoção de cor;
Removem Ferro e Manganês.
Dentre os POAS a ozonização é uma das técnicas mais difundidas. O ozônio é comumente produzido por descarga elétrica no ar ou oxigênio puro:
O +O
Esta reação pode ser catalisada por radiação, ultrasom,
e catalisadores homogêneos
(metais).
Quando o ozônio se decompõe são gerados radicais de grande poder oxidativo. Estas
reações são ilustradas abaixo:
O + +O
2HO
Dentre os tratamentos terciários existentes, a aplicação do ozônio tem se destacado
como a segunda técnica mais importante em nı́vel industrial. Esta etapa de tratamento é
exigida quando os nı́veis de poluentes nos efluentes industriais a serem descartados estão
acima dos valores estabelecidos pelos órgãos ambientais. A aplicação do ozônio promove
também, além da remoção da DQO e da DBO, o aumento do teor do oxigênio dissolvido,
a remoção de cor, odor, sabor e turbidez.
12
No estudo desenvolvidos por RIBEIRO [29] verificou-se a remoção de toxicidade,
em casos onde foram utilizados peróxido de hidrogênio como agente oxidante em uma
solução de metionina e ozônio em amostras contendo compostos aromáticos.
As reações quı́micas do ozônio com contaminantes orgânicos ocorre através de dois
mecanismos. Um deles é o mecanismo direto, com o ozônio na forma molecular, cujas
reações são altamente seletivas. Outro mecanismo á de ação indireta, pois acontece a
decomposição do ozônio formando radicais livres altamente oxidantes. Soluções com pH
ácido, constituı́dos de radicais destruidores, como o carbonato e o bicarbonato, tenderão
a favorecer as reações diretas com ozônio molecular. Já as soluções que apresentarem
pH alcalino, incidência de luz ultravioleta, altas temperaturas e presença de catalisadores
como o peróxido de hidrogênio, promovem a decomposição do ozônio favorecendo as
reações indiretas.
Sendo assim, fica difı́cil estabelecer qual das duas formas de reação predomina em
situações particulares, visto que as reações indiretas com formação de radicais livres,
predominam na utilização do ozônio em reações de oxidação de sistemas aquosos, e as
reações diretas com ozônio molecular, formam radicais orgânicos e inorgânicos como
produtos, processando assim reações pelo mecanismo de radicais livres.
O ozônio reage com quase todos os elementos da tabela periódica, com exceção de
um membro da série dos haletos, o flúor, que possui potencial de oxidação mais elevado
que o ozônio. Quanto ao ı́on cloreto, é oxidado muito lentamente em soluções ácidas.
O ozônio também não reage com metais alcalinos e alcalinos terrosos, porque possuem
apenas um estado de oxidação.
Para as espécies inorgânicas que se apresentam na forma reduzida, o ozônio é um
excelente oxidante, por gerar compostos com baixa solubilidade, que na forma de precipitados podem ser removidos facilmente do meio aquoso pelo processo de filtração.
Os processos oxidativos vem sendo empregados em muitas plantas de tratamento de
águas residuárias, para remover os metais de transição (como o ferro e o manganês) que
se encontram entre essas espécies.
O ozônio pode ser empregado tanto para o tratamento de água como de esgoto, com a
finalidade de obter na etapa final das plantas de tratamento, o polimento dos efluentes e a
purificação das águas.
Uma das mais recentes aplicações do ozônio em tratamento de água e efluente, consiste em promover o aumento da biodegradabilidade dos compostos orgânicos. Porém,
em alguns casos onde foi utilizado o ozônio para desinfecção final, verificou-se a possibilidade de crescimento biológico extensivo, o que pode acarretar sérios problemas.
KUO [30] comparou duas maneiras de adicionar ozônio no tratamento de um efluente
visando a remoção de DQO e COT. Na primeira adicionando ozônio através do borbulha13
mento no fundo do reator com auxı́lio de um agitador magnético, na segunda empregando
a injeção em fluxo descendente, aplicando pressão no topo do reator. O segundo teste
apresentou os melhores resultados, devido à melhor transferência de massa obtida da fase
gás para a fase lı́quida.
PERKOWSKI et al. [31] confirmaram a aplicação da oxidação com resultados positivos na decomposição dos poluentes contidos nos efluentes gerados nos processos de
tingimento e lavagem de uma indústria textil. Quando combinou-se os três POAs, houve
quase remoção completa da cor, dos surfactantes presentes no efluente proveniente do
tingimento e obteve-se também 80% de remoção da DQO.
Para que ocorra a oxidação da amônia, é preciso que seja considerado o pH e a
presença de outras substâncias oxidáveis no meio aquoso. O pH alcalino na faixa entre 7 e 9, favorece o deslocamento da curva de equilı́brio, aumentando a concentração de
amônia livre, podendo-se observar nessas condições razoáveis taxas de reação.
A amônia é dificilmente oxidada na presença de substâncias orgânicas, devido à
cinética de oxidação de compostos orgânicos ser muito mais rápida do que a da reação
entre o ozônio e a amônia. Assim, nessas condições, a amônia não é praticamente oxidada
[29].
2.4.3 Tratamento Biológico
De acordo com a literatura, o tratamento biológico tem se mostrado pouco eficiente
para chorumes provenientes de aterros velhos, devido à presença de compostos recalcitrantes. Dentre os processos biológicos encontrados na literatura para o tratamento de
chorume destacam-se: lodos ativados, lagoas aeradas e filtros biológicos.
CAMMAROTA et al. [18] não encontrou resultados satisfatórios para o tratamento
biológico aeróbio, pois verificou que com o aumento da concentração de chorume no meio
de alimentação do reator biológico, a eficiência de remoção da DQO era reduzida. Os
resultados obtidos nesse estudo, com testes de biodegradabilidade, levaram à conclusão
de que o tratamento biológico do chorume “in natura” não deve se constituir na primeira
etapa da seqüência de tratamento a que deve ser submetido este efluente.
Nos testes de tratabilidade biológica realizados por BILA [4] com amostra de chorume pré-tratado pelo processo de coagulação/floculação, observou-se que o lodo ativado
foi perdendo sua atividade com o aumento da concentração de chorume na alimentação
do reator. Estas conclusões foram subsidiadas por observações do lodo, que constataram
escassez de flocos, que quase não apresentaram filamentos estruturais, e ausência de protozoários no lodo, indicativos de lodo com más caracterı́sticas. A natureza recalcitrante
14
do chorume e sua possı́vel toxicidade foram sugeridas em função da pequena quantidade
de lodo presente no reator no final do teste de tratabilidade.
BILA [4] também investigou o comportamento do lodo biológico face ao chorume
pré-tratado com diferentes dosagens de ozônio (0,5; 1,5; e 3,0 g/L). Para a menor dosagem de ozônio baixas remoções de DQO e COT foram observadas com prejuı́zo das
caracterı́sticas do lodo biológico. As caracterı́sticas do lodo melhoraram quando o reator foi alimentado com efluente tratado com as maiores dosagens de ozônio. Neste caso,
os flocos se apresentaram bem formados, com a presença de filamentos estruturais e de
protozoários. Os nı́veis mais elevados de ozonização parecem ter contribuı́do para promover uma redução da recalcitrância e da toxicidade do efluente. No entanto, foi possı́vel
observar que mesmo com o aumento da biodegradabilidade do chorume proporcionada pela ozonização, este efluente ainda apresentava compostos recalcitrantes de difı́cil
biodegradação.
A legislação norueguesa de 1994 estabeleceu como ideal para o tratamento de chorume, o emprego de técnicas que possam ser facilmente adaptáveis, pouco sensı́veis
às variações de vazão e concentração com capacidade de remover um grande número
de compostos que podem impactar o meio ambiente, de fácil operação e de pouca
manutenção, e ainda de baixo consumo de energia e custos compatı́veis. HAARSTAD
& MAEHLUM [32] buscando simplicidade e baixo custo, verificaram que as técnicas
adequadas para as condições da Noruega seriam a utilização de lagoas aeradas em
combinação com sistemas naturais tais como: infiltração no solo, irrigação, filtração e
wetlands (leitos alagados com plantas aquáticas).
A utilização das lagoas aeradas é bastante utilizada como etapa que precede a
disposição final do chorume em estações de tratamento de esgotos, onde bons resultados de biodegradação são obtidos para chorumes provenientes de aterros jovens.
ROBINSON [33] verificaram que nos aterros de grande porte, os sistemas adotados para o tratamento do chorume envolvem, além das lagoas e tanques de aeração, os
wetlands e tratamento com ozônio para reduzir a massa molar de compostos tóxicos,
transformando-os em moléculas orgânicas menores.
O processo biológico nitrificação/desnitrificação foi investigado por ILIES e MAVINIC [34], IM et al. [21] como método econômico e mais efetivo para remoção
de nitrogênio, no tratamento de chorume produzido em aterro sanitário contendo altas
concentrações de amônia. Nesse estudo em que o efluente apresentava 2200mg/L de
amônia, conseguiu-se com o tratamento uma remoção de 50%.
McBEAN et al. [35] verificaram que os filtros biológicos, além de eficientes na
remoção de compostos orgânicos biodegradáveis, podem promover a nitrificação. Mas
os autores ressaltam que a sua utilização no tratamento de chorume, pode ficar compro15
metida pela facilidade de entupimento do filtro.
Algumas instalações que operam segundo o princı́pio dos filtros biológicos de
percolação têm sido divulgadas, sem, no entanto, se informar a eficiência de operação
desses sistemas. No aterro de Holstinharjn, na Finlândia, foi construı́da uma torre de 10m
de altura, preenchida com galhos de salgueiro. O chorume era bombeado para o topo da
torre, percolado pelo recheio, sendo aerado e sofrendo decomposição biológica (Jornal
DEMARI, 29/8/97 apud [36]).
Utilizando o mesmo princı́pio citado acima, uma empresa da Suécia (GEODESIGNAB), construiu uma torre com módulos de vigas de concreto preenchidos com um meio
filtrante (argila expandida ou galhos de árvore) formando uma espécie de filtro biológico,
sendo o chorume lançado no topo da torre e escorrendo pelo meio filtrante. O tratamento
dava-se por evaporação, aeração e decomposição biológica [36].
O tratamento anaeróbio também tem sido considerado como técnica de tratamento de
chorumes com alta percentagem de matéria orgânica biodegradável. As lagoas anaeróbias
podem vir a apresentar bons resultados quando empregadas como uma etapa subseqüente
de tratamento do chorume, promovendo adequada degradação da matéria orgânica [36].
Os filtros anaeróbios e os sistemas hı́bridos têm se mostrado eficientes na remoção de
metais (na forma de sulfetos) e DQO. Isso ficou evidenciado em um tratamento realizado com o chorume do Aterro Sanitário de Bandeiras-SP, utilizando um reator anaeróbio
hı́brido de fluxo ascendente com manta de lodo e filtro. A remoção de 66% de DQO (inicial de 15.500 mg/L) e de cerca de 70% de DBO (inicial de 10.200mg/L) tornou viável essa
técnica como pré-tratamento para o chorume (MORAES e GOMES,1993, apud [36]).
BORZACCONI et al. [37] utilizando um reator anaeróbio seguido de um reator
aeróbio rotativo de contato, obtiveram em 1 ano de teste, com adição de fósforo, uma
redução de 80% de DQO para carga de 20kg DQO
, e em torno de 94% de eficiência de remoção para o conjunto todo. Ademais, os autores afirmam que houve baixo
consumo de energia e reduzida produção de lodo.
Apesar das diferenças entre os chorumes gerados nos aterros, o tratamento biológico
é muito citado na literatura como opção de tratamento. No entanto, FERREIRA et al.
[36] aponta que este tipo de tratamento pode ser ineficiente em se tratando de chorumes
provenientes de aterros de meia-idade e velhos, pelo fato do despejo apresentar-se mais
resistente à biodegradação.
Outros aspectos negativos, apresentados pelos processos biológicos são:
Não apresentam bom desempenho na presença de metais tóxicos (ex: Cu, Zn e Ni
podem inibir a nitrificação);
Demandam a adição de fósforo para assegurar o tratamento aeróbio, visto que é
16
freqüente a deficiência desse elemento no chorume;
Podem levar à formação de espuma na aeração artificial;
Pode ocorrer precipitação de com prejuı́zo ao equipamento de aeração;
A aeração artificial é de alto custo.
2.4.4 Processos de Separação com Membranas
O fracionamento é uma técnica laboratorial que permite estimar os intervalos de massa
molar dos componentes de uma mistura. Para tal, utiliza-se um processo de separação
por membranas, que em função das suas caracterı́sticas podem ser classificadas como:
microfiltração, ultrafiltração, nanofiltração e osmose inversa.
Nos últimos 30 anos, os processos com membranas têm atingido patamares de crescimento devido a diversos fatores, como o menor consumo energético em comparação
com os outros processos de separação tradicionais, a flexibilidade operacional pelo fato
do sistema ser mais compacto e a obtenção de produtos finais de melhor qualidade.
As membranas apresentam caracterı́sticas distintas para cada tipo de processo. Para
microfiltração, ultrafiltração e nanofiltração o principal fator na separação é a dimensão
dos permeantes, com o uso tradicional de membranas porosas. No transporte dos permeantes, os materiais devem apresentar estabilidade a diferentes solventes e valores de pH,
para que não ocorram alterações estruturais [38].
A ultrafiltração (UF) tem como finalidade purificar e fracionar soluções contendo macromoléculas pelo processo de separação por membranas. O diâmetro dos poros de uma
membrana de ultrafiltração (UF) varia na faixa entre 1 a 100nm, sendo mais fechados do
que os das membranas de microfiltração (MF) [39, 40].
Em função do tamanho do poro, a pressão exercida para o processo pode estar entre
2 e 10 bar. Por sua vez, a capacidade seletiva da membrana está diretamente relacionada
com as relações entre o tamanho das espécies e as dimensões dos poros da membrana
(CAMPOS [41]), podendo ocorrer retenção de maneira distinta de solutos com pesos
molares diferentes.
A eficiência de uma dada membrana é determinada por dois parâmetros: seletividade
e fluxo de permeação.
A seletividade de uma membrana por uma mistura é geralmente expressa, no caso de
membranas porosas, pela rejeição (R). Onde o soluto é parcialmente ou completamente
retido, enquanto o solvente (geralmente água) passa pela membrana, portanto o coeficiente de rejeição pode ser definido pela fórmula abaixo:
17
(2.1)
onde é a concentração de soluto na alimentação e é a concentração de soluto no
permeado.
As membranas são especificadas através da massa molecular de corte ou “cut off”que
pode ser definido como sendo valor da massa molecular para a qual a membrana apresenta
um coeficiente de rejeição de 95%.
O processo com membranas tem também como objetivo a remoção de organismos
patogênicos incluindo protozoários, bactérias e vı́rus, conforme indicado na Tabela 4.9.
Tabela 2.2: Potencial de remoção dos processos por membranas
Membrana
Porosidade
Material retido
Microfiltração
0,1 m - 0,2 m
Protozoários, bactérias, vı́rus (maioria),
partı́culas
Ultrafiltração
1.000 - 100.000Da Material removido na MF + colóides
+ totalidade de vı́rus
Nanofiltração
200 - 1.000Da
Íons divalentes e trivalentes, moléculas
orgânicas com tamanho maior do que a
Osmose reversa
porosidade média da membrana.
Íons, praticamente toda a matéria
orgânica
Fonte:SCHNEIDER & TSUTIYA [40].
Uma série de testes empregando vários tipos de membranas de microfiltração e
ultrafiltração com a porosidade nominal compreendida entre 0,2 m e 100kDa, desenvolvido por Jacangelo et al, (1995) para remoção de protozoários e vı́rus, obteve sucesso
com a remoção completa dos protozoários Cryptosporidium e Giardia e das bactérias
18
Pseudomonas aeruginosa e Escherichia coli. A remoção de vı́rus geralmente é alcançada
com membranas de UF [40].
Vale ressaltar que o permeado não é uma solução completamente estéril, isto é, pode
conter microorganismos, mesmo em baixo número, pelo fato das membranas não serem
fabricadas em ambientes e com materiais totalmente estéreis.
Segundo SCHNEIDER & TSUTIYA [40] as membranas de microfiltração e
ultrafiltração são muito eficientes para remover o material orgânico responsável pela turbidez da água. Além da remoção de contaminantes biológicos, estas membranas removem
também contaminantes que englobam todas as substâncias ou partı́culas não biológicas
como:
carbono orgânico dissolvido de baixa massa molar;
substâncias solúveis que dão cor inaceitável para os padrões de consumo;
toxinas solúveis de algas;
metais pesados reduzidos como por exemplo o manganês e o ferro;
sais de cálcio e magnésio, que aumentam a dureza da água.
-Nanofiltração
Na literatura há informações que a osmose reversa gera um permeado de alta qualidade, mas é considerada cara. No entanto alguns autores têm mostrado que altas remoções
de poluentes podem ser alcançadas com nanofiltração, especialmente no caso de chorume velho. A nanofiltração exige menor pressão que a osmose reversa, menor custo de
operação e causa menos entupimento nas membranas MARTTINEN et al. [42].
A literatura relata que a nanofiltração é eficiente na remoção de carga orgânica, pois
este processo consegue separar os ı́ons monovalentes e bivalentes agregados no material
orgânico, dificultando assim a remoção do cloreto e do sódio, que sozinhos podem passar
livremente pelos poros das membranas utilizadas neste processo PETERS [43].
Segundo URASE et al. [5] nos experimentos usando nanofiltração a remoção do
ı́on cloreto foi zero, porque os tamanhos dos poros das membranas usadas neste processo
favoreceram a passagem desses sais, e a repulsão de cargas foi enfraquecido pela presença
de sais, obtendo baixas remoções e um volume menor do lı́quido permeado, devido a
elevada concentração de sais no chorume.
De acordo com o estudo realizado por [43] a aplicação de módulos com membrana
de nanofiltração para efluentes especı́ficos como o chorume, deve ser projetada de forma
adequada para otimizar a interação dos fluxos e de parâmetros tais como: o fluxo de
19
água através da membrana, a queda de pressão, a limpeza eficiente das membranas, a
possibilidade de operar com micro-partı́culas e também a obtenção de uma boa relação
entre custo/desempenho.
Uma parte do chorume produzido pelo Aterro Metropolitano de Gramacho, atualmente é tratado pela técnica de nanofiltração como um processo terciário, após passar por um
tratamento biológico. Segundo FERREIRA [36] o volume obtido após a permeação corresponde a 60% do volume inicial, isento de coliformes e totalmente clarificado, sendo
em seguida lançado na Baı́a de Guanabara. O rejeito do sistema retorna ao tratamento
biológico.
MARTTINEN et al. [42] observaram em seus estudos, que o tipo de membrana afeta
significativamente na separação dos compostos orgânicos, bem como nos parâmetros operacionais. A combinação do pré-tratamento biológico com nanofiltração apresentou uma
remoção de 90% para DQO total, de 27-50% para nitrogênio amoniacal, considerada maior que a esperada, visto que a remoção de sais de amônia do chorume por nanofiltração
depende da sua complexidade. A remoção da condutividade foi baixa, uma vez que a
maior parte dos ı́ons solúveis no chorume passou pela membrana.
- Osmose Reversa
A osmose reversa é utilizada para dessalinizar águas com salinidade elevada. Tem
sido recentemente aplicada em tratamento terciário, quando se exigem concentrações de
substâncias inorgânicas muito baixas.
O chorume produzido em aterro sanitário usualmente contém alta concentração de
sais, cuja pressão osmótica é de 2 a 10 bar. Portanto este valor tende a aumentar durante
o processo, sendo necessário operar com elevada pressão. O processo utilizando osmose
reversa para o tratamento do chorume tem sido empregado na Alemanha com grande
eficiência, utilizando uma pressão de operação de 120 bar [5].
Segundo PETERS [43] a taxa de recuperação do permeado entre 95 e 97% indica
que a combinação de osmose reversa com nanofiltração e cristalização é o processo mais
econômico para tratar o chorume produzido em aterro sanitário na Alemanha. Com base
nesses estudos, algumas companhias colocaram a disposição do mercado o sistema “own
and operate”, onde o cliente paga um preço por
do chorume tratado sem perda de
capital e com o mı́nimo de envolvimento operacional.
AMOKRANE et al. [44], em seu estudo verificaram que a osmose reversa removeu
95% de DQO e sólidos dissolvido totais, para um chorume pré-tratado por microfiltração
e ultrafiltração. Na literatura consta que na França e em toda Europa e na América, o
tratamento do chorumes provenientes de aterros, com 10 anos ou mais, utilizando, processos biológicos de degradação, tratamento fı́sico-quı́mico e adsorção por carvão ativado mostraram-se raramente efetivos. Portanto, o tratamento pelo processo com mem-
20
branas vem ganhando destaque. Entretanto, para se obter maior eficiência no processo com osmose reversa para chorumes, os mesmos devem ser devidamente pré-tratados.
Freqüentemente, o tratamento biológico tem se mostrado ineficiente como pré-tratamento
para a osmose reversa, mas a coagulação/floculação ou precipitação quı́mica tem tido
êxito. A adequação da coagulação/floculação como pré-tratamento deve-se à remoção
de partı́culas coloidais, que são as principais impurezas do chorume retidas na osmose
reversa.
O permeado resultante do processo de osmose reversa contém nı́veis muito baixos de
contaminantes orgânicos e inorgânicos, portanto, pode contribuir muito para resolver o
problema da poluição das águas. A eficiência deste processo pode ser facilmente avaliada
pela medida da condutividade elétrica do permeado [43].
Módulos tubulares foram os primeiros usados em sistema de osmose reversa para
purificação de chorume de aterro, a partir de 1984. Em 1997 foi relatado que o DT-modulo
representa mais de 80% da capacidade total instalada para purificação de chorume por
osmose reversa. Uma planta instalada no aterro Kolenfelder na Alemanha, que começou a
operar em fevereiro de 1990, indicou eficiência sempre maior que 98% para condutividade
elétrica e de 99% para DQO. Novas membranas foram instaladas depois de mais de 3 anos
de operação em função da queda do fluxo do permeado. Este dados de longos tempos de
experiência têm sido confirmados pelos resultados de mais de 120 sistemas que estão em
operação em diferentes aterros e pelos dados coletados durante numerosos testes com
plantas piloto por toda Europa, América do Norte e alguns paı́ses do Leste Europeu [43].
2.4.5 Evaporação
É um processo de destinação do chorume que pode ser considerado para regiões em
que as condições climáticas favorecem a evaporação.
Esta técnica consiste na utilização de tanques abertos para evaporação do lixiviado.
Em lugares com alto ı́ndice pluviométrico usam-se instalações cobertas para que também
ocorra a evaporação do lixiviado durante o perı́odo chuvoso. O mau cheiro é a desvantagem apresentada pela implantação desta técnica (TCHOBANOGLOUS et al., [45]). A
ocorrência de aumento da concentração de sais solúveis, tais como cloreto de sódio, pode
conduzir a nı́veis inibidores à ação microbiana sobre o resı́duo não evaporado.
21
2.4.6 Recirculação
A recirculação do chorume, segundo alguns autores, pode ser considerado um método
de tratamento. Além de reduzir o volume por evaporação, aumenta a degradação anaróbia
no interior do aterro com a conversão dos ácidos orgânicos em e , promovendo a melhor distribuição de nutrientes e umidade. É uma técnica que se adapta às
condições ambientais do Brasil, como temperatura, ventos e irradiação solar que favorecem a evaporação [14, 39, 36, 26].
No Estado do Rio de Janeiro esta técnica de recirculação foi implantada no Aterro
Metropolitano de Gramacho desde 1997 com grande eficácia, atualmente são recirculados
cerca de 600 /dia de chorume, e o aterro ainda conta com um sistema de 10 aspersores
com vazão de 1 /h, recirculando por volta de 110
/dia, contribuindo para a redução
do volume do chorume a ser tratado. [36].
Verifica-se que nos aterros que empregam esta técnica, os mecanismos de remoção
primária de metais são a precipitação como sulfeto e hidróxido. Observa-se também
uma maior produção de gás. A geração de gás pode ser vista como um ponto positivo,
contribuindo para minimizar o impacto ambiental se o gás produzido for empregado de
maneira adequada.
Estudos mostraram que esta técnica aumentou a eficiência de compactação do aterro,
facilitando o reaproveitamento posterior do terreno, e a recirculação é capaz de reduzir
o tempo necessário para estabilização do aterro desde algumas décadas para 2 a 3 anos
(REINHART & AL-YOUSFI,1996, apud [36]).
2.4.7 Neutralização
A neutralização é um método de tratamento mais simples e comum para contaminantes inorgânicos, que envolve a adição de ácidos ou bases para ajustar o pH em nı́veis
aceitáveis entre 6-9 [39, 23]. É uma reação que produz sais solúveis e insolúveis, sendo
usada no tratamento de chorume, para acondicioná-lo para outras etapas de tratamento
[46].
2.4.8 Eletroquı́mico
O processo eletrolı́tico é mais usado para recuperação de metais, e consiste na passagem de uma corrente elétrica entre dois eletrodos [46].
22
TSAI et al. apud [36] utilizaram em seu estudo dois pares de eletrodos para remover a
matéria orgânica do chorume, conseguindo remover moléculas pequenas e grandes, utilizando placas de eletrodo de aço carbono, positivas e negativas, Fe-Cu e Al-Cu alcançando
para ambos os casos remoções na faixa de 30-50% para a DQO.
2.4.9 Wetlands
Os Wetlands são descritos como sistemas artificiais, que têm como princı́pio básico a
modificação da qualidade da água que ocorre nos Wetlands naturais como várzeas dos rios, igapós da Amazônia, banhados, pântanos, manguezais etc.. Estes sistemas apresentam
uma ação depuradora devido à absorção de partı́culas pelo sistema radicular das plantas,
pela absorção de nutrientes e metais pelas plantas, pela ação de microorganismos associados à rizosfera. Neste sistema o fenômeno natural da evapotranspiração também contribui
para a redução do volume produzido. É um sistema considerado economicamente viável
pois apresenta baixo custo de implantação, alta eficiência de melhoria dos parâmetros que
caracterizam os recursos hı́dricos, alta produção de biomassa, que pode ser utilizada na
produção de ração animal, energia e biofertilizantes [36, 47]. Segundo FERREIRA et al.
[36] alguns autores destacam o uso deste sistema de Wetlands como um polimento final,
após um tratamento biológico, para promover a remoção adicional da matéria orgânica
e da amônia, além de promover a desnitrificação. O alto teor de amônia encontrado no
chorume pode prejudicar o sucesso desta técnica quando empregada como a única forma
de tratamento.
2.4.10 Remoção de Voláteis e Amônia
Resultante dos processos bioquı́micos, o nitrogênio contribui muito para a poluição
das águas, podendo ser encontrado na água residuária sob a forma de nitrogênio orgânico,
amônia ou ainda na forma de nitritos e nitratos. A amônia apresenta-se na forma livre
(
) e/ou ionizada (
).
A amônia livre (
) dissolvida na água, pode ser tóxica aos peixes, mesmo em baixas concentrações. Segundo SEIFFERT (2000) a agência americana de proteção ambiental estabelece um limite de 0,02 ppm de N na forma de (
) em águas, para proteção
da vida aquática.
O nitrogênio amoniacal pode ser removido das águas residuárias por volatilização.
Este processo de arraste da amônia envolve a elevação do pH para nı́veis altos, usualmente
na ordem de 10,5 a 11,5 [47, 48].
23
A amônia pode ser removida por arraste (stripping), por cloração ou ainda por outros
métodos prévios de remoção de metais [23].
Arraste com ar consiste em um processo fı́sico de transferência dos compostos
orgânicos voláteis com a injeção de ar na água através de difusores ou outros mecanismos
de aeração.
Segundo alguns autores, os fatores responsáveis pela eficiência de remoção dos compostos orgânicos voláteis envolve a área de contato (gás de arraste - lı́quido), a solubilidade do contaminante na fase aquosa, a difusividade do contaminante no ar e na água, a
turbulência das fases e a temperatura ambiente de operação.
O processo de arraste é simples, mas a literatura apresenta algumas vantagens e desvantagens [47]. As desvantagens podem ser relacionadas como:
elevado custo de operação e manutenção, pois requer cal para o controle do pH;
é limitado para um caso especial que requer o pH elevado para outras reações;
o processo é sensı́vel à temperatura, pois a solubilidade da amônia com a
diminuição da temperatura;
acumulação do carbonato de cálcio causando entupimento na tubulação; potencial
problemas com ruı́do e estético.
Algumas vantagens consideradas:
o processo pode ser controlado para se obter uma determinada remoção da amônia;
a maioria da aplicabilidade é requerida em combinação estacinária com sistema de
cal para remoção de fósforo;
o processo pode ser alcançar o padrão necessário para lançamento;
não é sensı́vel para substâncias tóxicas.
A preocupação com aumento da poluição do ar, liberando amônia para atmosfera e
o aumento de carbonato de cálcio pela adição de cal para elevar o pH, levaram alguns
autores a buscarem outras alternativas para remover a alta concentração de amônia do
chorume, usando a técnica fosfato/ amônia/ magnésio (MAP) para precipitação da amônia
formando compostos insolúveis que podem ser facilmente separados da água. O emprego
desse precipitante (MAP), demonstrou uma remoção muito satisfatória para amônia, para
uma concentração inicial de 5618 mg/L de amônia contida no chorume bruto foi reduzida
rapidamente para 112mg/L em um perı́odo de 15 minutos com pH controlado entre 8,5 e
9,0 [49].
24
2.5 Remoção de Metais
A precipitação quı́mica é a técnica mais comumente usada para a remoção de metais pesados de águas residuárias. Uma remoção mais eficiente pode ser obtida com a
precipitação na forma de sulfetos, mas a precipitação na forma de hidróxidos, usando cal
ou soda caústica, é a mais usada. Isto se deve ao fato da precipitação com sulfeto ser
de maior custo e poder gerar gás sulfı́drico, enquanto que a precipitação com hidróxido
apresenta menor custo e é menos perigosa.
No caso dos chorumes, a concentração de metais depende do tipo de lixo depositado
no aterro, sendo relativamente baixas para o lixo doméstico, podendo aumentar para os
despejos industriais e variar de acordo com o estágio de decomposição do lixo, sendo
maiores durante a fase de fermentação ácida, quando estes elementos estão mais solúveis
e menores nas últimas fases de estabilização, quando o pH normalmente é mais alcalino
[50].
Empregando somente o tratamento fı́sico-quı́mico, não se consegue alcançar grande
eficiência na redução da carga orgânica poluidora e da toxicidade do chorume, mas seu
emprego não deixa de ser necessário para remover os metais e hidrolisar alguns compostos
orgânicos.
Os metais pesados encontrados estão presentes tanto na forma dissolvida, mais facilmente incorporada pela fauna e a flora, quanto na forma particulada associados a
partı́culas em suspensão.
Cada compartimento ambiental apresenta uma limitada capacidade de suportar a ação
dos metais, que ameaçam o ecossistema e conseqüentemente podem atingir o homem pelo
acúmulo na cadeia alimentar [50].
A desvantagem do emprego da precipitação quı́mica é a produção de lodo, que deve
ser tratado como resı́duo perigoso devido ao seu conteúdo de metais pesados.
2.6 Considerações sobre as técnicas de tratamento de
chorume
A Tabela 2.3 apresenta um resumo das várias técnicas utilizadas para o tratamento do
chorume produzido em aterro sanitário.
25
Tabela 2.3: Sumário das técnicas de tratamento empregadas para tratar chorume
Processo de Tratamento
Aplicação
Observação
Processos Biológicos
Remoção de substâncias
Podem ser necessários aditivos
(Lodos ativados)
orgânicas biodegradáveis
(anti-espumantes)
Processos Biológicos
Remoção de substâncias
Similar a lodos ativados,
(Reator Batelada
orgânicas biodegradáveis
somente é aplicável para vazões
Sequencial-RBS)
de operação não muito elevadas
Processos Biológicos
Remoção de substâncias
Requer uma grande área
(Aeração prolongada)
orgânicas biodegradáveis
Processos Biológicos
Remoção de substâncias
Freqüentemente utilizado para
(filtros percoladores,
orgânicas biodegradáveis
efluentes industriais similares
contactores biológicos
ao lixiviado, porém não muito
rotativos)
testados com lixiviados
de aterros
Processos Biológicos
Remoção de substâncias
Requer menor energia e produz
(Lagoas anaeróbias)
orgânicas biodegradáveis
menos lodo que os sistemas
aeróbios; possui maior potencial
para a instabilização do processo;
mais lento que os sistemas
aeróbios
Processos Biológicos
Remoção de nitrogênio
A nitrificação/desnitrificação
(Nitrificação/
pode ocorrer simultâneamente
desnitrificação)
com a degradação da matéria
orgânica
Processos quı́micos
Controle de pH
(Neutralização)
De aplicação limitada para a
maioria dos lixiviados
Processos fı́sico-
Remoção de metais e
Produz um lodo, que pode
quı́micos (Precipitação)
alguns ânions
requerer descarte como
resı́duo perigoso
26
Tabela 2.3 - Continuação
Processos Quı́micos
Remoção de compostos
Funciona melhor com resı́-
(Oxidação)
orgânicos;detoxificação e
duos diluı́dos; o uso de cloro
remoção de algumas
pode provocar a formação
espécies inorgânicas
de organo-clorados
Processos Quı́micos
Degradação de compostos
De alto custo; funciona bem
(Oxidação por ar úmido)
orgânicos
com poluentes orgânicos
resistentes
Processos Fı́sicos
Separação do material
Tem aplicação limitada;
(sedimentação/flotação)
em suspensão
pode ser utilizado conjuntamente com outros processos de tratamento
Processos Fı́sico-
Separação do material
Quı́micos (Filtração)
Arraste por ar
Separação por vapor
Somente útil como processo
de refino
Separação de amônia e
Pode requerer equipamento
compostos orgânicos
de controle da contaminação
voláteis
atmosférica
Separação de compostos
Alto custo energético;
orgânicos voláteis
o vapor condensado requer
tratamento adicional
Absorção
Remoção de compostos
Tecnologia aprovada; custos
orgânicos
variáveis de acordo com
lixiviado
Troca iônica
Ultrafiltração
Evapotranspiração
Remoção de substâncias e
Útil somente como processo
ı́ons inorgânicos dissolvidos
de polimento
Separação de bactérias e de
Propenso a entupimento;
compostos orgânicos com
aplicação limitada para
alta massa molar
alguns lixiviados
Quando não se permite a
O lodo resultante pode ser
descarga de lixiviados
perigoso; é viável normalmente
apenas em regiões áridas
Osmose reversa
Remoção de substâncias
Custo elevado; é necessário
orgânicas e dessalinização
pré-tratamento extensivo
Fonte: TCHOBANOGLOUS et al. [45]
27
2.7 Toxicidade: Conceitos e Métodos
Devido à complexibilidade e à variabilidade apresentada pelos compostos orgânicos
e inorgânicos que podem estar presentes num efluente ou no corpo hı́drico, recomenda-se
que a caracterização dessas águas seja complementada por testes biológicos para obter
informações não reveladas pela simples caracterização fı́sica e quı́mica. Esta necessidade tem estimulado a realização de testes de toxicidade, atualmente considerados como
análises indispensáveis para se obter um controle mais abrangente das fontes de poluição
das águas. Através desses testes determina-se o potencial tóxico de um agente quı́mico
ou de uma mistura complexa, sendo os efeitos desses poluentes mensurados através da
resposta de organismos vivos.
Nem sempre as técnicas de tratamento empregadas asseguram que o efluente é desprovido de toxicidade. Impõe-se, portanto, o controle da toxicidade do efluente lı́quido,
tornando compatı́vel seu lançamento com as caracterı́sticas do corpo receptor, de tal forma que este não cause efeitos tóxicos de natureza aguda ou crônica à biota aquática,
principalmente, quando um dos seus principais usos se referir a proteção da flora e da
fauna.
A contaminação quı́mica, indubitavelmente, tem merecido maior atenção em nossa
sociedade, devido ao aumento, quase exponencial, do número de substâncias sintetizadas
pelo homem no último século. Para que se tenha uma idéia, das 6 milhões de substâncias
conhecidas, 63 mil são de uso cotidiano, e ainda é importante citar que apenas 2 mil
foram bem estudadas do ponto de vista ecotoxicológico. Tomando como base 118 agentes
quı́micos, 103 orgânicos e 15 inorgânicos, considerados mundialmente como prioritários
para efeito de controle, verifica-se que a maioria deles é persistente e acumulativa no meio
aquático, sendo assim pode-se constatar que a bióta aquática pode estar sujeita aos efeitos
dessas substâncias por prolongados perı́odos de tempo em diferentes locais [51].
O grau da toxicidade pode ser avaliado através do efeito que a dose ou concentração
de uma certa substância causará a determinado organismo num dado intervalo de tempo.
Esses efeitos podem ser classificados em agudos e crônicos.
2.7.1 Toxicidade aguda
A toxicidade aguda corresponde a uma resposta severa e rápida dos organismos
aquáticos a um estı́mulo, que se manifesta, em geral, num intervalo de 0 a 96 horas.
A letalidade é um dos indicadores utilizados para avaliar a resposta dos organismos à
toxicidade aguda provocada por um composto ou um efluente. Pode ser expressa através
28
do parâmetro CL50 que corresponde à concentração que causa o efeito (letalidade) a 50%
da população testada [52].
Quando se observa o efeito do agente tóxico sobre as funções vitais ou funcionais
dos organismos teste, utiliza-se o ı́ndice de toxicidade CE50 ou DE50, que corresponde a
concentração ou dose efetiva que causa efeito em 50% dos organismos testados [53].
A DL50 por sua vez é a dose letal do tóxico administrada diretamente nos experimentos com animais, com efeito letal para 50% da população exposta sob diferentes condições
do teste [54].
2.7.2 Toxicidade crônica
A toxicidade crônica corresponde à resposta a um estı́mulo prolongado ou contı́nuo,
por um longo perı́odo de tempo, podendo abranger parte ou todo ciclo de vida do organismo.
Os testes de toxicidade são bioensaios que consistem na exposição do organismo teste
a diferentes concentrações de uma ou mais substâncias ou fatores ambientais por um determinado perı́odo de tempo, visando observar os efeitos sobre as funções biológicas fundamentais como mudança de apetite, crescimento, metabolismo reprodutivo, diminuição
da taxa de natalidade em decorrência de alterações nas fases meióticas das células reprodutoras e/ou por anomalias no processo de desenvolvimento embrio-larval, bem como
mutações ou morte [55, 52].
Já foi evidenciado na literatura que os organismos-teste reagem de forma diferente
para um mesmo composto, em testes realizados em laboratório ou em meio natural, portanto, a utilização de métodos de ensaio, que se aproximem das condições reais, pode
trazer respostas mais precisas do efeito causado ao ecossistema.
O lançamento de efluentes lı́quidos, mesmo que tratados, de forma contı́nua no ambiente aquático, pode causar efeitos crônicos, uma vez que os organismos são expostos a baixas concentrações de determinados poluentes durante longos perı́odos de tempo. Se estes poluentes forem degradáveis, ocorrerá equilı́brio a uma certa distância
do ponto de lançamento, mas, no trecho ou área em que esse fenômeno se processa, os organismos poderão enfrentar impedimentos ou dificuldades para se manter no
ambiente, levando a alterações na estrutura e funcionamento do ecossistema aquático.
O lançamento de substâncias persistentes ou bioacumuláveis poderas causar efeitos
drásticos nas populações expostas [56, 57, 52].
O efeito crônico deve ser objeto de verificação quando os testes de toxicidade aguda
não forem suficientes para caracterizar um efeito tóxico mensurável.
29
Tem aumentado o emprego dos testes de toxicidade nos últimos anos, que encontramse padronizados e podem detectar a toxicidade de efluentes lı́quidos em organismos
aquáticos vivos, permitindo inclusive ações de controle. Desta forma é possı́vel exercer o mesmo nı́vel de controle para diferentes efluentes lı́quidos e para diferentes corpos
d’água [52].
Os organismos aquáticos apresentam sensibilidade diferentes às propriedades tóxicas
das substâncias quı́micas. Essas diferenças de uma espécie para outra, ocorrem justamente pela especificidade de seus metabolismo e pela natureza de seus “habitats”, que
depende das caracterı́sticas particulares de cada ecossistema aquático. É recomendável,
sempre que possı́vel, avaliar o efeito agudo e crônico em sistemas de fluxos contı́nuos,
com mais de uma espécie representativa da biota aquática, atendendo diferentes nı́veis
tróficos, para que se possa, através do resultado obtido com o organismo mais sensı́vel,
estimar com maior segurança o impacto desse efluente no corpo receptor [58, 56, 57, 52].
Além das informações sobre os efeitos causados a diferentes organismos, estes testes
podem prever um impacto ambiental, fornecendo informações referentes à ocorrência ou
não de bioacumulação e ao transporte e bioamplificação do agente nas cadeias alimentares
[59].
2.7.3 Organismos Padronizados
Os testes de toxicidade são realizados com diversos organismos e as metodologias
já estão padronizadas pelos órgãos ou institutos ambientais. Abaixo estão relacionados
alguns organismos pertencentes a diferentes nı́veis tróficos, mais utilizados em testes de
toxicidade, que foram avaliados neste trabalho.
Os microcrustáceos Daphnia e Artemia são considerados consumidores primários ou
secundários, e constituem um importante elo entre os nı́veis inferiores e superiores da
cadeia alimentar de um ecossistema [51].
Daphnia similis
Segundo DAMATO [60] Daphnia similis é uma espécie de microcrustáceo da famı́lia
Daphnidae, pertence à ordem Cladocera (Crustacea-Branchiopoda) e exerce um papel
fundamental na comunidade zooplanctônica.
Este microcrustáceo está presente em todos ambientes de água doce, é facilmente
encontrado em lagos, represas, rios e planı́cies inundadas. Conhecido popularmente como
pulga d’água, mede cerca de 0,5 a 5,0 mm de comprimento e alimenta-se basicamente de
algas, bactérias, protozoários e detritos orgânicos, os quais são capturados por processo de
filtração (comum nos microcrustáceos). A natação é feita pela movimentação das longas
30
antenas, que funcionam como remos.
O ciclo de vida deste organismo, pode variar de três a cinco semanas, sua população
é composta de fêmeas, porque a forma de reprodução é partenogênese, isto é, assexuada.
As fêmeas produzem células diplóides que originam fêmeas com o mesmo genótipo. A
Figura 2.1 ilustra as diversas fases da vida desses organismos.
Figura 2.1: Daphnia Similis: diversas fases da vida do organismo
Daphnia é um organismo muito sensı́vel. Alteração no manuseio da cultura, não disponibilidade de nutrientes, mudanças de temperatura, na qualidade da água etc., podem
influenciar a reprodução deste organismo, provocando o surgimento de machos e fêmeas
com óvulos constituı́dos de células haplóides. Com a presença de machos, esses óvulos
são fecundados, e posteriormente recobertos com uma carapaça quitinosa escura, visı́veis
no saco embrionário das fêmeas adultas, resultante então de reprodução sexuada, denominada efı́pio [61, 62, 63, 64].
Artemia
Artemia salina é um pequeno crustáceo marinho caracterı́stico de poços e pequenos
lagos de água salgada. Este organismo apresenta uma grande adaptação às variações de
salinidade (igual ou maior que 5 g/kg). Os nauplius da Artemia salina são utilizados
31
internacionalmente em testes de toxicidade por apresentarem caracterı́sticas significativas
como: os seus organismos adultos têm um grande potencial reprodutivo; são de fácil
aquisição no mercado e manutenção em laboratório; os cistos (ovos) são de fácil eclosão
e os testes apresentam uma boa reprodutividade [65, 66, 55, 67].
Para determinar a faixa de concentração que será utilizada no teste, deve-se verificar as
concentrações de uso do produto e as observadas em campo. Em se tratando de efluentes,
amostras ambientais e extratos são normalmente avaliados nas concentrações de 1%, 10%,
30%, 50%, 70%, e 100% v/v. Na realização dos testes, as análises fı́sico-quı́micas para
determinação de pH, cloretos, oxigênio dissolvido (OD), devem ser feitas para controlar
as condições básicas de exposição dos organismos-teste e subsidiar a interpretação dos
resultados.
Peixes
São organismos consumidores, componentes da comunidade nectônica, constituem
o nı́vel superior na cadeia alimentar de um ecossistema aquático e têm grande interesse
econômico [51].
Com base nos estudos desenvolvidos pela FEEMA, a fim de estabelecer limites de
toxicidade para o lançamento de efluentes industriais em corpos receptores, o peixe zebra
(Brachydanio rerio) foi considerado o organismo mais resistente e, portanto padronizado
pelo órgão ambiental para testes de toxicidade aguda. Os resultados dos testes são expressos em Unidade de Toxicidade (UT) “considerando-se como seu limite superior o valor 8
(oito) e inferior o valor 2 (dois)” , conforme a NT 213 - Critérios e Padrões para Controle
da Toxicidade de Efluentes Lı́quidos Industriais [68].
(2.2)
Os peixes por serem considerados como importante recurso alimentı́cio, podem ser a
principal via de contaminação de metais pesados para o homem, donde a sua importância
como organismos indicadores, utilizados em bioensaios para verificar a presença ou a
ausência de efeitos aparentes dos contaminantes sobre os organismos vivos.
O aumento da contaminação nos ambientes aquáticos evidencia-se pela redução da
população de animais residentes e espécies migratórias de peixes.
32
Bactérias
As bactérias são microorganismos que podem transformar substâncias orgânicas complexas em elementos dissociados na forma oxidada (mineralização). Esses organismos
podem estar presentes em todas as partes de um corpo d’água [51].
Vibrio fisheri é uma bactéria bioluminescente de origem marinha, anaeróbia, Grannegativa, pertencente a famı́lia das Vibrinaceae, que emite luz e apresenta vida livre ou
associada com outros organismos superiores [69, 70, 67, 71].
Nestas bactérias, a enzima luciferase catalisa a reação da flavina (mononucleotı́deo)
com um aldeı́do e o oxigênio, obtendo-se um ácido orgânico, água e a emissão de luz. A
reação em questão faz parte da cadeia transportadora de elétrons e a emissão de luz está
associada ao metabolismo celular. A ação de um tóxico em qualquer nı́vel celular afetará
a bioluminescência. A inibição de uma enzima qualquer deste processo irá causar uma
diminuição na taxa de emissão de luz, que pode ser quantificada em um sistema com um
fotomultiplicador e um fotômetro [72, 73, 74, 75].
O teste de toxicidade com bactérias luminescentes mais difundido é o Microtox, considerado simples e reprodutivo. Segundo REIS [73], MUNKITTRICK et al. [76], ARGESE
et al. [77], STEVENS [78] os ensaios são bastante rápidos, pois, após a exposição a uma
pequena amostra, o organismo responde rapidamente a um vasto número de substâncias,
podendo o efeito ser determinado num tempo de 5 a 15 minutos.
Algumas desvantagens citadas na literatura (REIS [73]) para este teste são:
a necessidade do aumento da salinidade de algumas amostras, para um nı́vel compatı́vel com as exigências da bactéria utilizada, pode favorecer a precipitação de
metais pesados;
a bio-luminescência das bactérias diminui com o tempo, requerendo um controle preciso da duração do teste e limitando o número de amostras que podem ser
processadas simultaneamente;
a cor do efluente a ser testado influencia na medida da luz emitida pelas bactérias
marinhas.
Segundo MUNKITTRICK et al. [76] a U.S. Agência de Proteção Ambiental tem
recomendado os testes com Microtox, para avaliar a toxicidade de águas residuárias e
chorumes gerados em aterros sanitários.
No teste Microtox a CE50 é obtida pela razão corrigida entre a redução da quantidade de luz e a quantidade de luz remanescente expressa em um gráfico, em função
da concentração da amostra. A partir de então, pode-se obter a concentração efetiva da
33
amostra que causa uma redução de 50% na quantidade de luz emitida após os perı́odos
de exposição determinados para o teste. A não ocorrência de decréscimo na produção de
luz, pelo organismo teste, significa ausência de efeito tóxico. 4
Existe um grande interesse no teste com bactérias luminescentes, devido a rapidez de
resposta. As principais bactérias são: Photobacterium fisheri, Photobacterium phosphoreum, Spirillum volutans e Beneckea harveyi [69, 73].
É comum encontrar-se na literatura testes utilizando Photobacterium phosphoreum,
mas a partir de dois anos para cá, foi introduzida no mercado a bactéria Vibrio fisheri que
apresenta maior sensibilidade. Ambas são bactérias marinhas pertencentes a famı́lia dos
Vibrionaceae [79].
A toxicidade é inversamente proporcional ao valor de ou , ou seja, quanto menor o valor da ou , mais tóxica é a amostra. A maior
concentração do efeito não observado é designada como CENO, e o parâmetro CEO corresponde a menor concentração de efeito observado.
A cada série das amostras testadas é realizado um teste de toxicidade com um padrão,
com o objetivo de verificar se os organismos estão respondendo na faixa de toxicidade
previamente estabelecida para as condições de laboratório. Considera-se que:
i) amostras que apresentam 0 a 10% de mortalidade na concentração de 100% do produto
bruto testado são consideradas não tóxicas;
ii) para valores entre 11% e 29%, considera-se baixo indı́cio de toxicidade;
iii) entre 30% e 49%, alto indı́cio;
iv) as amostras que apresentam entre 50% e 79% são consideradas tóxicas;
v) são muito tóxicas as amostras cujos ı́ndices estão entre 80% e 100%.
LAMBOLEZ et al. [80] estudaram o efeito tóxico em 15 amostras de chorume de
vários aterros, avaliando a toxicidade aguda com o Microtox e o microcrustáceo Daphnia
e também a realizando testes crônicos com microalgas. Os resultados foram distintos para
as diferentes amostras testadas e em muitos casos não foi possı́vel correlacionar os resultados dos testes de toxicidade com os parâmetros fı́sico-quı́micos. Também foi verificado
que quatro amostras apresentavam produtos mutagênicos. A presença desses produtos
nos resultados, evidencia a importância do monitoramento utilizando testes de toxicidade
em conjunto com análises fı́sico-quı́mas no gerenciamento dos resı́duos sólidos.
4
Efeito tóxico observado: é a razão entre o total de organismos afetados pelo total de organismos testa-
dos
34
2.7.4 Leis Federais e Estaduais Para Avaliação da Toxicidade
Legislação Federal
Está fundamentado para águas de classe 2 e 3 que a “ Resolução CONAMA
20
[81] permite, como uso preponderante, a preservação de peixes em geral e outros elementos da fauna e flora, bem como a proteção de comunidades aquáticas”. Nos artigos 18 e
23 da mesma resolução está estabelecido “que os efluentes, não obstante atenderem aos
limites fixados para substâncias especı́ficas, não poderão conferir ao corpo receptor caracterı́sticas em desacordo com o enquadramento do mesmo na classificação das águas”.
E o seu artigo 12 reforça as argumentações ligadas à classificação dos corpos d’água,
estabelecendo que as eventuais ações sinérgicas entre substâncias especı́ficas de um efluente, citadas ou não na legislação, não poderão conferir às águas caracterı́sticas capazes
de causar efeitos letais ou alterações de comportamento, reprodução ou filosofia de vida”.
Verifica-se portanto, que os ensaios de toxicidade não são exatamente mencionados, mas
não deixam de ser contemplados [82].
Para efeito de enquadramento de um lançamento, que causa efeito tóxico em um corpo
receptor, deve-se considerar as legislações estaduais.
Estado de São Paulo
A Legislação Ambiental do Estado de São Paulo (Regulamentada da Lei
997,
31/5/76, aprovado pelo Decreto
8468, de 8/9/76) é similar à Lei Federal (Resolução
CONAMA
20), na qual os ensaios de toxicidade não são citados textualmente. Desta forma, a Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental (CETESB) continua
a controlar os agentes tóxicos nos efluentes lı́quidos, através dos padrões de emissão e
de qualidade das águas, como também, através do controle da toxicidade mesmo sem
exigência legal [82, 73]. Segundo ZIOLLI e JARDIM [83] o Estado de São Paulo iniciou
em 1996 uma revisão na Lei
997 de 1976, objetivando contemplar os testes de toxicidade no controle dos poluentes, a qual entraria em vigor em junho de 1998. A revisão
desta lei significa um ganho importante na preservação do meio ambiente.
Estado do Rio de Janeiro
A NT 202 R10, Critérios e Padrões para Lançamento de Efluentes Lı́quidos, da
Fundação Estadual de Engenharia do Meio Ambiente (FEEMA), publicada em 12/12/86,
35
indica no Item 3.6: “A FEEMA poderá estabelecer exigências quanto à redução de toxicidade dos efluentes lı́quidos, ainda que os mesmos estejam dentro dos padrões preconizados por esta Norma Técnica”. Na NT 213 R4, publicada em 18/10/90, o órgão
ainda estabelece Critérios e Padrões para Controle da Toxicidade em Efluentes Lı́quidos
Industriais, utilizando testes de toxicidade com organismos vivos, de modo a proteger os
corpos d’água da ocorrência de toxicidade aguda ou crônica. A NT 213 estabelece um
limite máximo de toxicidade para efluentes industriais e considera ainda que esse valor
pode ser restrito, conforme o potencial de diluição do efluente no corpo receptor.
36
Capı́tulo 3
Materiais e Métodos
Neste capı́tulo é descrita toda a parte experimental desenvolvida neste trabalho, as
formas de tratamento estudada, os testes de toxicidade e as demais metodologias analı́ticas
empregadas.
3.1 Procedimentos de Coleta e Preservaç ão das Amostras
de Chorume
A coleta foi realizada no Aterro Metropolitano de Gramacho - Duque de Caxias RJ.
No perı́odo estudado foram realizadas duas coletas de amostras nos meses de maio e outubro de 2001. As amostras utilizadas neste estudo foram coletadas em um valão próximo
a canaleta lateral. As amostras foram armazenadas em bombonas de plásticos e preservadas abaixo de assim que transferidas para o laboratório, para posterior utilização. A
figura 3.1 ilustra o local de amostragem no referido aterro.
Figura 3.1: Local de Amostragem do Chorume
3.2 Caracterização do Chorume
A caracterização do chorume foi feita com base nos seguintes parâmetros: pH, demanda quı́mica de oxigênio (DQO), carbono orgânico (dissolvido) total (COT), cor, nitrogênio
amoniacal (N-NH4+), metais pesados e cloreto. Os teores de metais pesados foram determinados por espectrofotometria de absorção atômica. Todos os procedimentos analı́ticos
utilizados se basearam no AWWA (APHA[84]). Foram realizados bioensaios de toxicidade para avaliar a toxicidade aguda do chorume aos organismos aquáticos Daphnia similis,
Artemia salina, Brachydanio rerio e bactérias luminescente Vibrio fisheri (Sistema Microtox).
38
3.3 Tratamento Prim ário
A primeira abordagem usada para o tratamento do chorume consistiu da utilização
da técnica fı́sico-quı́mica. Os testes de coagulação/floculação foram realizados em um
aparelho Jar Test, marca Digimed, modelo Módulo Floculador MF-01. Este equipamento tem a capacidade de realização de 6 ensaios simultâneos, podendo tratar 1000mL da
amostra em bécheres de 2 litros,como mostra a Figura 3.2, com controle individual de
rotação (agitação mecânica) ajustável de 0 a 150 rpm. Estes testes foram realizados no
Laboratório de Controle de Poluição de Águas (LABPOL) do PEQ/COPPE/UFRJ. Com
base em um estudo de BILA [4], foi utilizado neste trabalho o coagulante (
- Sulfato de Alumı́nio), com uma dosagem ótima de 700 mg/L, sob agitação rápida de
aproximadamente 150 rpm por 5 minutos, acarretando a formação de pequenos flocos.
Em seguida ocorre a floculação, que promove a aglomeração das partı́culas, facilitando
a sua sedimentação. Nesta etapa aplicou-se agitação branda de 15 rpm por 15 minutos,
acompanhada da adição de polieletrólito catiônico em uma concentração de 3,0 mg/L. As
amostras de chorume bruto submetidas a este teste tiveram o pH ajustado para 4,5, considerado ótimo. O tempo de decantação do efluente, após o perı́odo de agitação, foi de 30
minutos. A descrição do material utilizado neste ensaio encontra-se na tabela 3.1.
Tabela 3.1: Descrição do Coagulante e do Polieletrólito utilizados nos testes de
coagulação/floculação
Nome do Produto
Descrição
Procedência
Sulfato de Alumı́nio Coagulante Inorgânico
VETEC
Nalco 7128
Polı́mero Catiônico Nalco Brasil Ltda
39
Figura 3.2: Teste de Coagulação/Floculação
Foram realizados vários experimentos para obter-se o volume necessário para
realização dos tratamentos posteriores. As amostras do sobrenadante foram armazena, cor, cloretos, metais e
das, sendo submetidas às seguintes análises: DQO, COT, Ntestes de toxicidade.
3.4 Ozonização do Efluente Pré-tratado
3.4.1 Planta Piloto de Ozonização
Utilizou-se a ozonização por ser uma técnica de oxidação quı́mica que promove a
decomposição parcial ou completa de poluentes orgânicos de difı́cil degradação. Os testes de ozonização do chorume foram realizados no CTR - Centro de Tecnologia da White Martins, localizado em Duque de Caxias/RJ. A empresa possui uma planta piloto de
ozonização para realizar ensaios com efluentes. A planta piloto utilizada é composta de
4 partes principais: um gerador de ozônio, dois analizadores de ozônio, uma unidade de
distribuição de ozônio e uma coluna de contato, ilustradas nas Figuras 3.3 e 3.4
40
Figura 3.3: Planta Piloto instalada na White Martins
Figura 3.4: Coluna de Contato
Gerador de Ozônio: O gerador de ozônio usado foi do tipo PCI, no qual são gerados
até 40g/h de ozônio, sendo usado oxigênio comercial como gás de alimentação. O processo de geração de ozônio ocorre através de descargas elétricas no gás de alimentação,
que quebram as ligações duplas das moléculas de oxigênio e, assim, os átomos gerados
reagem com outras molécula de oxigênio formando o ozônio.
Analisadores de Ozônio: As quantidades de ozônio na alimentação e na corrente de
saı́da da coluna de contato foram medidas através de um monitor PCI, esse instrumento
41
é controlado por um computador e baseia-se na absorção de ozônio na faixa do UV. A
absorção de UV na amostra gasosa é medida e a concentração de ozônio é calculada
utilizando a lei de Beer.
Coluna de Contato: No ensaio utilizou-se uma coluna de acrı́lico de 1,0 m de altura
por 0,1 m de diâmetro. O difusor localizado na parte inferior da coluna constitui-se de um
disco poroso de aço inox 316 L com 10 micrômetros de diâmetro de poro, gerando bolhas
da ordem de 3 mm de diâmetro.
Unidade de Destruição de Ozônio: Tanto os gases que saem da coluna de contato
como dos analisadores de ozônio passam através de uma unidade catalı́tica de destruição
de ozônio, a qual contém dióxido de manganês, dióxido de cobre e dióxido de alumı́nio.
Somente após a sua destruição, os gases são lançados na atmosfera.
Unidade de
destruição
Ozônio
Célula
de
Contato
Unidade de
O2
Monitoramento
AT 286
Gerador de
O2
Ozônio
Figura 3.5: Diagrama esquemático da unidade piloto de ôzonio da White Martins
42
3.4.2 Procedimento experimental
Foram realizados ensaios de ozonização com o chorume previamente submetido à etapa de coagulação/floculação. Com base nos experimentos realizados por BILA [4], foram
empregadas quatro dosagens de ozônio (0,1; 0,5; 1,5 e 3,0 g de ozônio absorvido/litro
de efluente) em ensaios que tiveram duração de 15 a 150 min. Foram ozonizados 5,5
litros de amostra para cada concentração de ozônio absorvido e durante a realização do
teste o chorume promoveu a geração de espumas. Para eliminá-la adicionou-se 2mL de
anti-espumante (Nalco718) na amostra de efluente antes de ser introduzida na coluna de
contato. A Figura 3.6 mostra o efluente na coluna de contato em operação em dois ensaios
tı́picos. Todos os ensaios de ozonização foram realizados na temperatura ambiente com
pH do efluente corrigido para valores da ordem de 4,5.
Figura 3.6: Coluna de Contato
As amostras de chorume ozonizadas foram monitoradas pelos seguintes parâmetros:
DQO, COT, cor e toxicidade.
3.5 Fracionamento com Membranas
Os processos de separação por membranas são utilizados quando se deseja separar
moléculas com diferentes tamanhos de uma dada solução. Neste estudo, o chorume pré43
tratado (coagulação/floculação) foi filtrado previamente em papel de filtro e posteriormente filtrado em membrana de microfiltração de 0,22
(Osmonics) ou 0,45
(Milipore), com objetivo de remover materiais em suspensão. Em seguida, com pH o
ajustado em 7,0 foi realizado o processo de ultra filtração de membranas com diferentes
cortes (cutoff ), a saber: 50.000, 20.000 e 5.000 Da, conforme indicado na Tabela 3.2. As
amostras de efluente ultrafiltrado (permeado) tiveram as suas caracterı́sticas determinadas
(toxicidade e parâmetros fı́sico-quı́micos).
Tabela 3.2: Relação de membranas usadas para microfiltração(MF) e ultrafiltração(UF).
Membrana
Material Corte nominal
MF éster de celulose
0,22
Procedência
m
Osmonics
UF
polisulfona
5 kDa
Osmonics
UF
polisulfona
20 kDa
Osmonics
UF
polisulfana
50 kDa
Osmonics
3.5.1 Procedimento Experimental
O sistema de separação por membranas usado neste trabalho foi de fluxo cruzado
onde a unidade de permeação era constituı́da basicamente de um vaso de alimentação,
bomba de engrenagem, rotâmetro, manômetros e célula de permeação como ilustrada
na Figura 3.7 . Os experimentos foram efetuados a temperatura ambiente e o efluente
que não era permeado pela membrana, retornava ao vaso de alimentação. A célula de
permeação foi construı́da em acrı́lico, e possuı́a uma área útil de membrana de 0,004738
. A alimentação era efetuada por um orifı́cio ligado à uma canaleta para distribuição
uniforme no interior do módulo. No outro extremo da célula uma canaleta semelhante
coletava o efluente conduzindo-o ao orifı́cio de saı́da, como ilustra a Figura 3.8.
44
Figura 3.7: Esquema da unidade empregada nos ensaios de micro e ultrafiltração.
Figura 3.8: Representação Esquemática da Célula de Permeação
45
Após o efluente pré-tratado ter sido submetido ao processo de ultrafiltração com uma
dada membrana, os seguintes parâmetros eram monitorados: DQO, COT,cor,Ne
toxicidade.
3.6 Arraste da Amônia com Ar das Frações Percoladas
Com o intuito de reduzir o alto teor de nitrogênio amoniacal presente no chorume
bruto e no chorume tratado, foram feitos ensaios de remoção da amônia por arraste com
ar. O arraste consiste na transferência da amônia da fase lı́quida para a fase gasosa por
injeção de ar no efluente. Este processo só ocorre em altos pH, entre 10,5 e 11,5. O
volume de amostra submetido ao arraste foi de aproximadamente 600 mL com uma perda
entre 100 e 150 mL, a amostra de chorume foi colocada em um recipiente com capacidade
de 10 litros, devido a grande produção de espuma durante a aeração. A Figura 3.9 mostra
o esquema do sistema utilizado para arraste da amônia. O pH foi corrigido para 11 a
cada 24 horas, juntamente com avaliação do teor de amônia, até alcançar nı́veis abaixo de
5ppm, cada teste teve uma duração de até 7 dias.
Frasco
Bolhas de Ar
Pedra Porosa
Figura 3.9: Esquema do Sistema Utilizado para o Arraste da Amônia
46
3.7 Bioensaios para determinaç ão da toxicidade
Foram realizados bioensaios de toxicidade para avaliar a potência relativa de agentes quı́micos sobre organismos vivos, observada através de efeito agudo (exposição do
organismo-teste ao efluente por perı́odo de 48 ou 96 horas). Estes testes foram aplicados
para o efluente bruto, pré-tratado, ozonizados, fracionado por membranas e submetido ao
arraste para remoção da amônia.
3.7.1 Organismos testados
Levando em consideração os efeitos que um agente pode causar à biota aquática,
atingindo uma comunidade em diferentes nı́veis e maneiras, recomenda-se realizar testes
com organismos representativos de diferentes nı́veis tróficos (produtores, consumidores
primários e consumidores secundários). Os organismos utilizados neste estudo foram: Artemia salina, Daphnia similis, Brachydanio rerio e a bactéria luminescente Vibrio fisheri.
3.7.2 Procedimento dos Testes
Todos os testes foram realizados em uma sala aclimatada com uma temperatura de
C.
i) Artemia salina Os testes de toxicidade foram realizados com organismos jovens de Artemia também conhecido como camarão duende, microcrustáceo de água salgada,
provenientes de cistos liofilizados (ovos) comprados no mercado MACAU/RN, que
quando colocados para eclodir, após 24 horas de eclosão em fase larvar obtém-se os
náuplios II-III, para serem usados nos testes. A exposição destes organismos foram
realizadas diferentes diluições da amostra com água do mar sintética e expostos
em cinco concentrações, foram separados 10 mL e transferidos para os bécheres, e
para cada concentração foram montadas cinco réplicas, onde 10 organismos foram
introduzidos com auxı́lio de uma pipeta Pauster, tendo ainda um grupo controle
executado com cinco réplicas contendo apenas água do mar. Os testes foramrealizados num sistema estático por um perı́odo de 24 e 48 horas. A toxicidade é medida em termos de efeitos sobre a mortalidade, através dos seguintes parâmetros:
- Concentração inicial de amostra que causou letalidade a 50 dos organismos expostos; - CENO-Maior concentração de efeito não observado; - CEO-Menor
47
concentração de efeito observado. A Figura 3.13 apresenta uma fotografia do microcrustáceo Artemia salina.
Figura 3.10: Artemia salina
ii) Daphnia Similis: Nos testes de toxicidade foram utilizadas jovens de Daphnia similis,
microcrustáceo de água doce, com idade entre 6 e 24 horas. Para realização dos
testes as amostras foram submetidas a diferentes diluições da amostra com água
reconstituı́da e expostos em cinco concentrações, 10 mL foram transferidos para
os bécheres, e para cada concentração foram montadas cinco réplicas, onde 5 organismos foram introduzidos em cada replicação, e um grupo controle executado
com cinco réplicas contendo apenas água reconstituı́da, num sistema estático, ou
seja, um sistema fechado no qual não ocorre a renovação da solução teste por um
perı́odo de 24 e 48 horas. A toxicidade é medida em termos de efeitos sobre a
mobilidade, onde a -Concentração inicial que causou efeito adverso a 50 %
dos organismos expostos, CENO-Maior concentração de efeito não foi observado
eCEO-Menor concentração de efeito observado . A Figura3.13 apresenta uma fotografia do microcrustáceo Daphnia similis.
48
Figura 3.11: Daphnia similis
iii) Brachydanio rerio: Os peixes de água doce,Brachydanio rerio mais conhecido como
paulistinha ou peixe zebra, submetidos ao teste, tinham um comprimento de 30
a 35 mm e peso de 0,1 a 0,3g, foram adquiridos em piscicultura e aclimatados
em laboratório, o fornecedor está localizado no bairro Vista Alegre (RJ), e possui
capacitação técnica para fornecer estes organismos. Foram realizados testes com
diferentes concentrações da amostra diluı́das com água reconstituı́da a um volume
total de 3000 mL em bécheres de 4000 mL. Em cada bécher foram adicionados 10
organismos e os efeitos foram observados por um perı́odo de 24 a 96 horas, num
sistema estático. A toxicidade foi medida em termos de efeitos sobre a letalidade
, e CENO. Foram realizados testes com grupos controle com apenas água
reconstituı́da. A Figura 3.13 apresenta uma fotografia do peixe Brachydanio rerio.
Figura 3.12: Brachydanio rerio
49
iv) Microtox: O sistema Microtox é um fotômetro de precisão, especialmente desenvolvido para realização deste bioensaio. O organismo usado neste teste é a Vibrio
fisheri, bactéria de origem marinha que emite luz naturalmente. Neste teste uma
pequena quantidade de amostra exposta ao teste com as bactérias bioluminescente,
as quais emitem luminosidade proporcional às suas reações. A avaliação do efeito
é dada em 5 e 15 minutos onde se observa uma conseqüente redução na emissão
de luz, indicando assim a quantidade de organismos que podem estar afetados pela
carga tóxica. O teste de referência foi conduzido com sulfato de cobre com quatro
diluições (0,9; 0,45; 0,225 e 0,112 mg/L de Cu) e mais um grupo controle. A toxicidade é medida em CE50, observando a redução da luminescência das bactérias.
Caso não haja decréscimo na produção de luz pelo microorganismo teste, significa
ausência de efeito tóxico. A Figura 3.13 apresenta uma fotografia do Vibrio fisheri
Figura 3.13: Vibrio fisheri
3.7.3 Tratamento Estatı́stico dos Dados
Para obter o valor da CL 50 e da CE 50 determinados na avaliação da toxicidade aguda,
os resultados obtidos foram submetidos a testes estatı́sticos, empregando-se o método de
ajuste Sperman-Karber, que fornece também o intervalo de 95 % de confiança [85]. Os
resultados dos testes com peixe, também podem ser expressos em UT, que corresponde
ao fator de diluição da amostra, em número inteiro.
50
3.8 Metodologia Analı́tica
3.8.1 DQO
As determinações da demanda quı́mica de oxigênio(DQO) foram feitas segundo o
método 5220 D (método colorimétrico) descrito pela AWWA (APHA [58]), empregandose equipamento da HACH, modelo 45600, para a digestão das amostras e um espectrofotômetro visı́vel, modelo DR/2000 da HACH.
3.8.2 COT
O teor de carbono orgânico foi determinado por técnica instrumental, empregando-se
um analisador de COT Shimadzu, modelo 5000 A. Todas as amostras foram previamente
filtradas através de membranas com diâmetro de poro igual a de 0,45 m (Milipore),
obtendo-se desta maneira, o teor de carbono orgânico dissolvido.
3.8.3 pH
A determinação do pH foi feita pelo método potenciométrico em um medidor de pH
da marca Digimed, modelo DMPH-2, previamente calibrado com solução tampão de pH
7,0 e pH 4,0.
3.8.4 Cor
A cor foi determinada de acordo com o método padrão Platium-Cobalt seção 2120 C,
AWWA (APHA [58]). Este método se baseia na determinação da absorbância de uma uma
solução e sua correlação com absorbância de uma solução padrão de platina e cobalto. As
absorbâncias foram determinadas em um espectrofotômetro HACH, modelo DR/2000, em
um comprimento de onda de 455 nm. O pH das amostras foram previamente corrigidos
para 7,0. O resultado é expresso em unidades de cor (UNITS PtCo COLOR).
51
3.8.5 Cloreto
O teor de cloretos foi determinado pelo o método argentométrico,seção 4500-Cl- B
AWWA (APHA [58]).
3.8.6 Amônia
Para determinar a concentração de N, utilizou-se um eletrodo de ı́on seletivo
(Orion Model 720).Antes de realizar o teste, foi necessário fazer uma curva de calibração,
para isso foram preparados padrões de concentrações 1ppm, 10ppm, 100ppm de amônia,
e no momento da leitura adicionou-se 0,2ml de solução ISA(Ionic Strengh Adjustor) e
manteve-se em agitação moderada. Introduziu-se o eletrodo tomando cuidado de evitar
a formação de bolhas na parte inferior do mesmo. A leitura dos padrões determinou os
coeficientes A e B da equação 3.1 para calcular a concentração (em ppm) de amônia das
amostras.
(3.1)
3.8.7 Metais
De acordo com os levantamentos bibliográficos feitos com o chorume de Gramacho,
verificou-se a importância da analisar a concentração de metais pesados, visto que eles
podem contribuir para a toxicidade deste efluente. Os metais Al, Ba, Cu, Pb, Cu, Cr,
Sn, Fe, Mn, Hg, Ni, K, S, Zn, Ca e Mg foram avaliados nos chorume bruto e prétratado (coagulação/floculação), pelo método de Espectrometria de Absorção Atômica
com chama de Ar-Acetileno e Óxido Nitroso. Essas determinações foram realizadas em
laboratórios externos como o da FEEMA (Fundação Estadual de Engenharia do Meio
Ambiente) e o da Petroflex S.A.
52
Capı́tulo 4
RESULTADOS e DISCUSSÃO
Os resultados experimentais obtidos serão apresentados a seguir, de acordo com as
técnicas de tratamento empregadas neste estudo, bem como o comportamento da toxicidade do chorume bruto e tratado pelas técnicas investigadas.
4.1 Caracterização do efluente
Neste estudo, realizado com o chorume proveniente do aterro Metropolitano de Gramacho coletado em duas amostragens em diferentes épocas do ano, foi evidenciada elevada concentração de material orgânico recalcitrante, metais pesados, bem como elevados
teores de amônia. Os resultados da caracterização dos parâmetros fı́sico-quı́micos das
amostras do chorume estão apresentados de uma forma resumida na Tabela 4.1.
Tabela 4.1: Caracterização do Chorume: valores médios dos parâmetros fı́sico-quı́micos
de duas amostras distintas.
Parâmetros
Amostragem
pH
DQO ( )
Cor ( )
Cloretos ( )
Amostragem
8,16
8,25
3455
3470
150*
150*
23,03
23,13
0,04
0,04
815
1001
0,24
0,29
5250
6925
802
754
4129
5142
- Resultado de outra amostragem, reportado por BILA [4]
A recalcitrância do material orgânico, pode ser ilustrada pela alta razão tı́pica de aterro velho, a qual indica o nı́vel de biodegradabilidade de um determinado
efluente. Quanto maior for esta razão, menos biodegradável é o efluente. Infelizmente não
foi possı́vel, no ambito deste trabalho realizar determinações de DBO com as amostras
coletadas. No entanto, mesmo para alguns valores mais elevados reportados na literatura
(Tabela 4.2), da ordem de 500 mg L, ainda assim fica evidenciada a recalcitrância.
De acordo com os resultados obtidos, verificou-se que o pH do chorume foi praticamente o mesmo nas duas amostragens.
Na realidade um aterro sanitário funciona como um grande reator biológico, dentro
dele ocorrem processos de conversão anaeróbia, caracterizados por várias reações seqüenciais.
Cada conjunto de reações ocorre pela ação de uma população bacteriana especı́fica,
distinguindo-se quatro etapas diferentes: hidrólise, acidogênese, acetogênese e a metanogênese [86].
Com o conhecimento dos contaminantes potenciais que pode conter o chorume, é
possı́vel entender os resultados obtidos neste estudo, relacionando-os com os processos
54
descritos acima.
Abaixo encontram-se relacionados tipos de contaminantes potenciais encontrados no
chorume, tal como relatado por BARBOSA et al.[87]:
i) Matéria orgânica dissolvida: medida pela Demanda Quı́mica de Oxigênio (DQO) e
pela Demanda Bioquı́mica de Oxigênio (DBO), ou pelo Carbono Orgânico Total
(COT), incluindo o metano, os Ácidos Graxos Voláteis (AGV) e outros compostos
orgânicos;
ii) Componentes Orgânicos Antrópicos (COA):hidrocarbonetos aromáticos, fenóis, compostos alifáticos clorados, entre outros;
, , , , , , iv) Ânions: , , ;
iii) Cátions:
;
v) Metais pesados: cádmio, cromo, cobre, chumbo, nı́quel e o zinco.
Embora existam compostos tóxicos de várias naturezas no chorume, como por exemplo metais pesados e alguns compostos orgânicos, a amônia é também preocupante, pois
está presente em nı́veis altos.
CLÉMENT et al. [88] relataram que nos trabalhos realizados por vários autores, em
89 amostras de chorume testadas o nı́vel de amônia encontrava-se alto, em média 404
mgN/L, nı́vel este considerado tóxico.
Ainda que os parâmetros alcalinidade, condutividade e amônia não estejam mencionados no regulamento de descarte de chorume na França, CLÉMENT, desde 1993,
vem estudando a contribuição destes parâmetros, e através de cálculos utilizando regressão matemática aplicada aos parâmetros fı́sico-quı́micos e toxicológicos, foi obtida
a confirmação de que esses parâmetros podem ser os principais contribuintes à toxicidade desses despejos. Portanto, os seus resultados indicaram que o pH e a alcalinidade
do chorume, que será lançado no corpo receptor, devem ser controlados, para não criar
condições favoráveis para o surgimento de amônia na forma tóxica, pois a alcalinidade
e o pH afetam o equilı́brio da amônia (ionizada ou não). O controle do lançamento no
tocante à amônia pode evitar também os riscos de eutrofização [88].
Altas concentrações de nitrogênio amoniacal presentes no percolado podem ser consequência da degração biológica de aminoácidos e outros compostos orgânicos nitrogenados, durante a fase acetogênica, podendo ocorrer elevadas concentrações de amônia
[3, 34, 21].
55
BAIG et al. [89]., verificaram que o chorume de um aterro pode ser considerado esta
bilizado quando apresenta valores de , razão
e para razão COT/DQO igual a 0,4.
Conforme indicado na Tabela 4.1, a matéria orgânica medida através dos parâmetros
DQO e COT, apresenta valores similares em ambas amostragens. Os resultados indicam que a razão encontra-se em torno de 23, cerca de 0,04 para razão
e uma média de 0,27 para a relação COT/DQO, evidenciando assim, a
baixa biodegradabilidade do chorume. Portanto, este efluente precisa ser submetido a
tratamentos que diminuam a sua recalcitrância, tornando-o mais biodegradável.
O valor da DBO registrado na Tabela 4.1 e usado para o cálculo das razões acima
foi obtido do trabalho anterior conduzido no laboratório com o chorume do Aterro de
Gramacho [4].
Os dados obtidos nesta caracterização evidenciaram que os fatores climáticos não interferiram nas caracterı́sticas do chorume para as amostras coletadas em diferentes épocas
do ano.
A caracterização revela também a presença de altas concentrações de cloretos e de
intensa cor no chorume.
Os resultados apresentados na Tabela 4.2, revelam as caracterı́sticas do chorume do
aterro de Gramacho/RJ analisados em perı́odos diferentes em nosso laboratório e por
empresas de tecnologia ambiental.
56
Tabela 4.2: Caracterização do chorume do Aterro de Gramacho feita em diferentes
perı́odos por pesquisadores e técnicas distintas
Amostras
Parâmetros
pH
)
DQO (
Cloretos
(
CAMMAROTA
GEOPROJETOS
HIDROQUÍMICA
TECMA
BILA
1991
1994
1995
1997
1998
2000
8,3
8,3
7,9
8,2
8,0
8,2
9590
6924
8805
3792
2694
3096
360
468
3232
857
494
150
26,64
14,79
2,72
4,42
5,45
20
15540
8169
-
-
3534
3700
2200
1871
-
-
500
-
)
Sulfatos
(
COPPE-UFRJ
)
Pode-se observar dos resultados da Tabela 4.2 que parece haver uma tendência de
decréscimo dos valores de DQO, a medida que a idade do aterro foi aumentando. Para
a DBO não se observa esta mesma tendência, isso pode ter acontecido devido à maneira
como foram realizadas as determinações deste parâmetro.
Os dados da Tabela4.2 mostram que para três dos estudos efetuados, a relação
foi muito elevada (superior a 14) e para apenas um deles foi encontrada
uma relação baixa (2,7). Os dados deste trabalho apresentados na Tabela 4.1 também
confirmam a alta razão obtida para esse parâmetro, que é indicativo de um efluente de
baixa biodegradabilidade.
No Brasil não existe uma legislação que forneça os limites de lançamento para este tipo especı́fico efluente, devendo-se obedecer às normas estaduais e a legislação federal. O
valor de lançamento para efluentes de qualquer fonte poluidora estabelecido pelo CONAMA N 20 [81] é de 5,0 mg/L para amônia, e a legislação Estadual (FEEMA) estabelece
lançamento de 250mg/L para DQO para efluentes de natureza industrial.
Para ilustrar a variabilidade de composição e caracterı́sticas dos chorumes, são apresentados na Tabela 4.3 alguns dados recentes referentes a percolados de diversas pro-
57
cedências. Observa-se que mesmo para os percolados que se encontram em processo de
degradação anaeróbia (fase metanogênica) há uma apreciável diferença nas suas caracterı́sticas.
Tabela 4.3: Dados recentes sobre parâmetros caracterı́sticos dos chorumes gerados em
aterros de diferentes regiões brasileiras
Parâmetros
pH
DQO
( Médias na fase
)
( )
( )
Cloretos
( )
7,5-9,0
500-4500
20-550
30-3000
100-5000
8,0
3275
494
934
3534
Metanogênica
Chorume de
Gramacho-RJ
Chorume do
Jockey Club-DF
7,4-7,7
955
Chorume do
Jangurussu-CE
8,5
6027
409
Chorume de
7,7-8,7
5200-1150
2800-4000
5,57-8,4
588-49680
99-26799
0,6-1258
7,6
298
61
47,3
Nitéroi-RJ
Chorume de São
Giácomo-RS
Chorume de
526
4204
22-42
Porto Alegre-RS
Chorume de
Biguaçu-SC
7,43-7,57 2370-8480
- Não foi avaliado
,1997) apud OLIVEIRA et al.[3]; FERREIRA et al.[36]; (SANTOS,
1996)apudOLIVEIRA et al.[3]; OLIVEIRAet al.[3]; SISINO et al. [90]; PESSIN et al. [91]; KUAJARA et al. [92]; Fonte: EHRIG (apud
LUZ [53].
Para os chorumes de Gramacho, Jangurussu e Porto Alegre fica evidenciada a alta
58
relação . Ademais, os nı́veis de nitrogênio amoniacal são bastante elevados.
Os teores de metais medido neste trabalho para as duas coletas efetivadas no Aterro
de Gramacho encontra-se na Tabela 4.4, que também apresenta os limites de descarte
determinados pela legislação.
Tabela 4.4: Resultados das análises de metais presentes nas amostras de chorume do
Aterro de Gramacho e limites de lançamento de alguns poluentes
Amostras de Chorume Bruto
Parâmetros
Amostra1
(mg L)
(mg L)
Al
Ba
Cd
Pb
Co
Amostra2
(mg L)
VMP
(mg L)
VMP
(mg L)
1,5
5
0,2
0,1
0,5
0,5
Cu
0,08
0,1
1
0,5
Cr
0,2
0,1
0,5
0,5
Sn
4
Fe
5,5
8
15
Mn
0,2
0,05
1
2
1,2
0,01
0,01
Ni
0,1
0,25
2
1
K
1700
1900
Na
2700
3200
Zn
0,35
0,25
5
1
Ca
320
240
Mg
97,2
72,9
Hg
- Concentrações determinadas nolaboratório da FEEMA em ( Hg( )
59
), exceto o
- Valores Máximos Permissı́veis por Lei - Fonte: Resolução CONAMA - Valores Máximos Permissı́veis por Lei - Fonte:NT-202 (FEEMA) [93]
[81]
Observa-se na Tabela 4.4 que o teor de metais presentes no chorume bruto é inferior
ao limite estabelecido para todos os metais.
Segundo BAIG et al. [94] em chorumes velhos que apresentam caracterı́sticas de estar
estabilizados, geralmente podem ser observadas concentrações elevadas de cálcio, ferro,
magnésio, metais pesados, sódio e potássio. No presente trabalho observou-se para ambas
as amostras analisadas teores elevados de Na, K, Ca e Mg.
Foram feitas determinações de metais da primeira coleta, logo após a amostragem,
usando a mesma técnica analı́tica, porém realizadas no laboratório da Petroflex S.A. Os
resultados mostrados na Tabela 4.5 são distintos daqueles apresentados na Tabela 4.4, é
importante considerar que as análises foram realizadas em laboratórios diferentes, por
material e pessoas diferentes. Cabe ressaltar que os teores de Al, Cu, Fe, Mn, Ni e Zn
encontram-se abaixo do limite de descarte. Entretanto, os metais Cr e Sn apresentaram-se
em teores superiores ao padrão de lançamento.
60
Tabela 4.5: Resultados das análises de metais presentes na amostra de chorume do Aterro
de Gramacho e limites de lançamento de alguns poluentes
Amostras de Chorume Bruto
Parâmetros Amostra1
VMP
VMP
(mg L)
(mg L)
(mg L)
(mg L)
Al
1,32
1,5
Co
0,25
Cu
0,15
1
0,5
Cr
0,83
0,5
0,5
Sn
6,98
4
Fe
4,63
15
Mn
0,21
0,5
Ni
0,78
2
1
K
1962
Na
1839
Zn
0,21
5
1
Ca
18,7
Mg
87,5
2
1
- Concentrações determinadas na Petroflex
- Valores Máximos Permissı́veis por Lei - Fonte: Resolução CONAMA [81]
- Valores Máximos Permissı́veis por Lei - Fonte:NT-202 (FEEMA) [93]
Os resultados das Tabelas 4.5 e 4.4 apontam que para a maioria dos metais analisados, os teores encontrados no chorume estão aquém do padrão de descarte. Há uma
preocupação com o cromo e com estanho, posto que esses dois últimos mostraram-se elevados em uma das amostras analisadas. É também recomendável que um maior número
de amostras seja coletada para que possam ser tiradas conclusões mais definitivas.
61
4.2 Tratamento prim ário
No teste de coagulação/floculação ocorreu uma apreciável remoção da maioria dos
parâmetros analisados, conforme indicado nas Tabelas 4.6 e 4.7 .
O principal objetivo do tratamento primário é a remoção do material orgânico recalcitrante do chorume, que está diretamente relacionado com as condições fı́sicas e quı́micas
do chorume e com as condições operacionais. Este tratamento também pode remover
alguns metais presentes no chorume bruto.
Segundo KANG e HWANG [95] os processos fı́sico-quı́micos têm sido ideais para
tratar chorumes velhos. Em seus estudos os autores conseguiram remoção de DQO do
chorume através da coagulação em pH ótimo na faixa entre 3 a 6.
A escolha do coagulante utilizado neste trabalho, foi ditada pelos resultados obtidos
por BILA [4], em cujo trabalho ficou também determinado o ponto ótimo da coagulação
(pH=4,5).
Naquele trabalho, o (
) foi utilizado em pHs baixos, resultando assim na
formação de um meio com predominância de cátions multivalentes. A natureza das
partı́culas presentes no chorume, propiciou a formação de complexos com esses cátions,
resultando na neutralização das cargas elétricas das partı́culas e conseqüentemente na
diminuição das forças de repulsão, favorecendo a formação de flocos. Boas remoções
foram alcançadas também com a utilização do polieletrólito catiônico.
Tabela 4.6: Resultados do processo de coagulação/floculação aplicado à primeira amostra
do chorume: remoção de matéria orgânica, cor e cloreto
Coagulação-Floculação
Concentração
Inicial
*
Remoção
Final
(%)
3455
2670
23
815
690
15
5250
1550
70
4129
3599
13
concentrações em ( concentrações em (
)
62
)
Tabela 4.7: Resultados do processo de coagulação/floculação aplicado à segunda amostra
do chorume: remoção de matéria orgânica, cor e cloreto
Coagulação-Floculação
Concentração
Inicial
*
Remoção
Final
(%)
3470
2530
27
1001
757
24
6925
2225
69
5142
4906
5
concentrações em ( concentrações em (
)
)
Com base nos dados encontrados na literatura, a percentagem de remoção para DQO
e COT obtidos na coagulação/floculação está geralmente compreendidas entre 10-25%
para chorume do tipo estabilizado, isto é, proveniente de aterros que apresentam idade
superior a 10 anos [44].
Levando em consideração as caracteristicas do chorume, a coagulação/floculação
apresentou uma boa remoção da matéria orgânica, expressa como DQO e COT. Os nı́veis
de remoção da DQO variaram de 23 a 27% e os de COT de 15 a 24% para as amostras 1
e 2 , respectivamente.
Devido ao volume de amostra tratada no laboratório, o teor de amônia não foi determinado nesta etapa de tratamento, pelo fato de poder apresentar um valor incorreto.
A remoção de cloretos foi muito pequena, como era de se esperar, ficando próxima da
faixa de erro do método.
A remoção de cor foi elevada no pré-tratamento, cerca de 70%. A Figura 4.1 ilustra a
remoção de cor obtida nesse processo. Os dados gerais de remoção de DQO, COT, cor e
cloretos estão representados na forma de gráfico de barras na Figura 4.2
63
Figura 4.1: Fotografia ilustrativa da remoção de cor do chorume promovida pelo processo
de coagulação/floculação
Figura 4.2: Remoção dos parâmetros analisados no processo de coagulação/floculação do
chorume
64
Tal como ilustrado nas Figuras 4.1 e 4.2, verifica-se que o parâmetro fı́sico cor, foi o
que alcançou maiores remoções, na faixa de 69 a 70%.
As concentrações de metais presentes no chorume, após o tratamento primário estão
mostradas na Tabela 4.8 , juntamente com os valores máximos de descarte permissı́veis.
Observa-se que o tratamento com o coagulante (
) promoveu um elevado aumento do teor de Al no efluente tratado em comparação com o chorume bruto.
A coagulação/floculação proporcionou alguma remoção para vários metais analisados (Cu, Fe, Mn, K, Na, Zn e Ca), em ambas as amostragens, como se depreende da
comparação dos dados das Tabelas 4.8 e 4.4. Observou-se também que para Hg, Mg,
Ni e Cr não foram observadas remoções consistentes. Para Ba, Cd, Pb, Co os teores foram idênticos aos encontrados no chorume bruto e estão abaixo do limite de detecção do
método.
65
Tabela 4.8: Resultados das análises de metais presentes nas amostras de chorume prétratado e limites de lançamento de alguns poluentes.
Amostras de Chorume Pré-Tratado
(Coagulação Floculação)
(mg L)
(mg L)
(mg L)
(mg L)
Al
28
40
1,5
Cd
Pb
Co
VMP
Amostra1
Ba
Amostra1
Parâmetros
VMP
(mg L)
5
0,2
0,1
0,5
0,5
Cu
0,04
0,06
1
0,5
Cr
0,15
0,2
0,5
0,5
Sn
Fe
4
15
0,05
1
1,6
2
0,01
0,01
Ni
0,15
0,1
2
1
K
1500
1700
Na
2700
2900
Zn
0,1
0,3
5
1
Ca
240
200
Mg
24,3
97,2
Mn
Hg
2,8
4
), exceto
- Concentrações determinadas no laboratório da FEEMA em ( Hg( )
- Valores Máximos Permissı́veis por Lei - Fonte: Resolução CONAMA [81]
- Valores Máximos Permissı́veis por Lei - Fonte:NT-202 (FEEMA)
66
4.3 Ozonização
A ozonização foi empregada com o objetivo de aumentar a biodegradabilidade do
chorume. Esta técnica tem-se mostrado eficiente para degradar poluentes orgânicos, muitas vezes presentes no chorume, como os hidrocarbonetos poli-aromáticos e clorofenóis,
contribuindo para a redução da toxicidade do efluente [42, 95, 94, 30].
Os resultados relativos à remoção de DQO do chorume pré-tratado no processo de
ozonização estão apresentados na Figura 4.3. Neste gráfico pode-se observar que houve
uma redução nos nı́veis de DQO à medida que foi aumentanda a dosagen de ozônio.
Figura 4.3: Remoção de DQO obtida nos testes para diferentes dosagens de ozônio
Observa-se também que praticamente não houve remoção da DQO para as dosagens
de ozônio iguais ou inferiores a 0,5 g/L.
Segundo BILA [4] as baixas remoções e até remoções negativas (aumento da DQO)
observadas para baixas dosagens de
podem ser atribuı́das à rápida mudança na estrutura dos compostos orgânicos como conseqüência de reações de formação de intermediários
de curta duração, que são mais prontamente oxidáveis pelos reagentes de DQO (aumento da DQO detectável). Quando maiores dosagens são aplicadas esses compostos são
oxidados, promovendo uma efetiva redução de DQO.
KANG e HWANG [95] observaram em seus estudos uma eficiente remoção da DQO
na oxidação de acordo com o pH da reação. A oxidação mais completa foi observada em
pH de aproximadamente 4,0.
67
Antes da amostra de chorume pré-tratado pelo processo de coagulação/floculação ser
submetida ao processo de ozonização, a ela foi adicionado um anti-espumante, afim de
reduzir a formação de espuma na coluna de contato. Observou-se que após a adição
deste produto houve um aumento no valor da DQO, medida em ambas as amostragens
realizadas, de 2700 para cerca de 3000 mg/L. A Figura 4.4 mostra os valores de DQO do
efluente tratado com diferentes dosagens de ozônio.
Figura 4.4: Comportamento da DQO do chorume pré-tratado e ozonizado em diferentes
condições
Quanto ao COT, pode-se observar na Figura 4.5, que praticamente não houve redução
desse parâmetro para todas as dosagens de ozônio investigadas, havendo em algumas
condições (dosagens intermediárias) até aumento do seu valor.
68
Figura 4.5: Variação do COT do chorume pré-tratado e ozonizado em diferentes
condições
O aumento de COT na ozonização também foi observado por LIMA [96] e RIBEIRO
[29]. Esses autores explicam que o aumento do COT pode ser atribuı́do à presença de
compostos recalcitrantes que só são oxidados durante a ozonização, e que não são oxidados na análise instrumental. Ao serem modificados na ozonização, esses compostos
tornam-se menos recalcitrantes e passam a ser quantificados, gerando valores de COT
maiores do que o inicial.
Embora neste trabalho não tenham sido observadas remoções de COT na ozonização,
na literatura há relato de apreciável remoção de COT de chorume, quando combinou-se
com UV [97].
O chorume ozonizado, pré-tratado por processo de coagulação/floculação, apresentou
um menor nı́vel de cor. A remoção de cor aumentou com a dosagem de ozônio, tal como
indicado nas Figuras 4.6 e 4.7.
69
Figura 4.6: Remoção de cor no processo de ozonização do efluente pré-tratado para diferentes dosagens de ozônio.
CHORUME
BRUTO
CHORUME
PRE−
TRATADO
CHORUME
CHORUME
OZONIZADO OZONIZADO
0,1gO3/L
0,5 gO3/L
CHORUME
OZONIZADO
1,5g O3/L
CHORUME
OZONIZADO
3,0g O3/L
Figura 4.7: Variação da cor do efluente com o pré-tratamento e posterior ozonização com
diferentes dosagens de ozônio
ZHOU e SMITH [98] observaram que a ozonização foi eficiente no tratamento de eflu70
entes de uma fábrica de polpa de papel, pré-tratado por processos biológicos, alcançando
80% de remoção para cor e 50% de remoção para AOX (haletos orgânicos adsorvı́veis).
A ozonização tem se mostrado eficiente para diferentes águas residuárias inclusive para
chorumes, que possuem matrizes orgânicas constituı́das por diversos tipos de compostos
altamente complexos.
4.4 Fracionamento com membranas
Os resultados obtidos no fracionamento apresentaram apreciáveis remoções para os
parâmetros DQO, COT e cor. Esta remoção pode ser observada à medida que o efluente
foi permeando por membranas de poros mais fechados, como ilustrado nas Figuras 4.8 e
4.9.
Para que haja remoção da amônia no chorume, que foi insignificante por essa técnica,
deve-se levar em conta alguns fatores que interferem na composição do chorume, (pH,
temperatura entre outros). Em função do tamanho molecular da amônia não era esperada a
sua remoção, a não ser que ocorresse complexação desse ı́on ou interação com compostos
de maior massa molecular.
Efluente
50.000
Permeado − PM < 50.000
DQO= 1850 mg/L
COT= 845 mg/L
cor= 1520
N−NH 4 + =1679ppm
20.000
Permeado − PM < 20.000
DQO= 1310 mg/L
COT= 492 mg/L
cor= 630
N−NH +4=1296ppm
5.000
Permeado − PM < 5.000
DQO= 1250 mg/L
COT= 485 mg/L
cor= 540
N−NH 4 += 1515 ppm
Figura 4.8: Esquema e resultados do fracionamento do efluente em membranas com diferentes cortes (primeira amostragem)
71
Efluente
50.000
Permeado − PM < 50.000
DQO= 1900 mg/L
COT= 898 mg/L
cor= 2160
N−NH 4+ =1451ppm
20.000
DQO= 1670 mg/L
COT= 629 mg/L
cor= 2040
N−NH 4+= 1394ppm
Permeado − PM < 20.000
5.000
Permeado − PM < 5.000
DQO= 1480 mg/L
COT= 576 mg/L
cor= 790
N−NH 4 + = 1591 ppm
Figura 4.9: Esquema e resultados do fracionamento do efluente em membranas com diferentes cortes (segunda amostragem)
A técnica empregada não se caracteriza como um método de determinação de massa molecular. Pode-se com essa técnica ter uma estimativa não muito precisa da faixa
de massa molecular dos poluentes presentes no efluente. Fenômenos como a adsorção de
moléculas na membrana e na camada de ultrafiltração formada ao longo da operação (fouling) e possı́veis interações moleculares durante o processo de concentração fazem com
que a separação por massa molecular não seja absoluta com relação ao tamanho de corte
da membrana. De todo modo, a técnica é útil para previsões e estimativas relacionadas ao
tamanho molecular dos compostos presentes no efluente.
Admitindo-se uma alimentação (chorume pré-tratado) com DQO da ordem de 2600
mg/L, COT de 750 mg/L e cor de 1550 (amostra 1) e 2225 mg PtCo/L (amostra 2),
observam-se as remoções mostradas na Tabela 4.9
72
Tabela 4.9: Remoção percentual de parâmetros fı́sico-quı́micos de interesse observados
no processo de fracionamento por membranas
Parâmetro
DQO
(mg/L)
COT
(mg/L)
Cor (mg
PtCo/L)
Permeado (50.000 Da)
Amostra1
Amostra2
Permeado (20.000 Da)
Amostra1
Amostra2
Permeado (5.000 Da)
Amostra1
Amostra2
29
27
50
36
52
43
34
16
35
23
2
3
59
8
65
64
- Não foi calculado (não houve remoção)
Dos resultados infere-se que cerca de 50% da DQO do efluente provem da
contribuição de compostos com massa molecular superior a 5.000Da. Para o COT essa contribuição é menor, da ordem de 30%. No entanto, para a cor, a contribuição dos
compostos de alta massa molecular, acima de 5.000 Da, é significativa, da ordem de
65%. A massa molecular de 5.000 Da, a menor investigada no fracionamento, corresponde a moléculas orgânicas grandes, para exemplificar, essa massa corresponde a cerca de
28 moléculas de glicose agrupadas. Talvez, se utilizada uma membrana de corte menor
(2.000 Da), a ultrafiltração poderia ser uma boa técnica para o tratamento do chorume,
desde que fluxos adequados de permeado fossem obtidos.
De acordo com alguns trabalhos da literatura é importante considerar o tipo de material da membrana, para obter melhor desempenho no processo. BOHDZIEWICZ et al. [99]
empregaram três tipos de membranas: cloreto de polivinila, polisulfona e acetato de celulose no processo de ultrafiltração, utilizando chorume com caracterı́sticas recalcitrantes.
Após o tratamento biológico o melhor resultado quanto a fluxo de permeação do chorume
foi obtido com uma membrana de polisulfona.
A experiência com o tratamento biológico não foi boa para BOHDZIEWICZ et al.[99]
pois apresentou uma pequena remoção de 6,7% de DQO, apresentando valores elevados
para todos os outros parâmetros analisados. Empregando o processo de ultrafiltração
na seqüencia do tratamento, observou-se melhora nos resultados, mas o pH e o teor de
matéria orgânica dissolvida continuaram elevados. Somente com a posterior aplicação de
um tratamento de oxidação quı́mica foi obtida a remoção da DQO.
Os dados apresentados na literatura sugerem que os processos com membranas, podem ser muito eficientes para o tratamento de chorumes com caracterı́sticas recalcitrantes.
73
Conforme já comentado, neste trabalho foram obtidas apreciáveis remoções de cor e
DQO para a permeação em membrana de 5.000Da.
4.5 Arraste da amônia das amostras fracionadas em
membranas
O método fı́sico-quı́mico mais comum para remoção de amônia do chorume é o arraste
por ar.
O objetivo principal do emprego deste processo de tratamento foi remover a amônia
presente no chorume após o tratamento primário, visto que o teor de nitrogênio amoniacal
ainda apresentava-se muito elevado, podendo contribuir para a alta toxicidade do efluente.
O arraste com ar aplicado às amostras do chorume fracionado por membranas contribuiu
para uma significativa remoção da amônia, enquanto os demais parâmetros permaneceram
praticamente inalterados, conforme se constata da comparação dos resultados expressos
nas Figuras 4.8 e 4.9 com dados da Tabela 4.10. Cabe ressaltar que durante o arraste
ocorre evaporação da água e concentração da amostra. Os valores constantes da Tabela
4.10 foram corrigidos em função da variação de volume da amostra durante o teste.
Tabela 4.10: Valores dos parâmetros fı́sico-quı́micos analisados nos permeados após o
arraste da amônia
Parâmetro
DQO (mg/L)
COT (mg/L)
(mg/L)
Cor (mg PtCo/L)
Amostra 1
Amostra 2
50.000 Da
20.000 Da
5.000 Da
50.000 Da
20.000 Da
5.000 Da
1840
607
5,0
1430
1080
442
2,9
608
1420
562
1,2
NC
1750
860
1,5
1292
1590
416
0,8
580
1430
570
2,0
730
NC - Não foi calculado
Conforme anteriormente comentado, praticamente não houve remoção de DQO e
COT no processo de arraste (Tabela 4.10 e Figuras 4.8 e 4.9). Alguma remoção de cor foi
observada para o chorume permeado proveniente da segunda amostragem, em particular,
para os permeados das membranas de maior corte (50.000 e 20.000 Da).
MARTTINEN et al. [42] alcançaram 93% de remoção de amônia para um chorume
que apresentava alta concentração inicial. Esta remoção significativa ocorreu em pH 11.
74
A remoção de DQO foi muito baixa, entre 4-21% indicando assim pouca volatilização de
compostos orgânicos.
Experimentos de arraste com ar feitos por LIAO et al. [100] apresentaram remoção de
90,3% de amônia, em 7h de operação com pH 11,5 a
C com efluente de suinocultura.
A fim de eliminar a possibilidade da amônia estar contribuindo para a toxicidade
do chorume, ela foi reduzida a valores abaixo de 5mg/L, limite este determinado pela
Resolução CONAMA
20 [81] para que um efluente industrial possa ser lançado no
corpo receptor. O comportamento, ou ainda, a cinética de remoção da amônia observada
experimentalmente encontra-se ilustrada na Figura 4.10.
b) Permeado-Membrana de 50.000Da
a) Pré-Tratado
c) Permeado-Membrana de 20.000Da
d) Permeado-Membrana de 5.000Da
Figura 4.10: Variação do teor de amônia no decorrer do ensaio de arraste com ar para o
chorume pré-tratado e posteriormente fracionado em membranas com diferentes cortes
Dos gráficos da Figura 4.10 observa-se uma tendência de se atingir o limite de descarte de amônia mais rapidamente para os permeados das membranas, o que ocorre em
praticamente 48 horas.
75
4.6 Toxicidade
A concentração de componentes inorgânicos do chorume é muito alta, sendo talvez a
principal responsável pela toxicidade. Levando em consideração as condições do corpo
receptor, esta toxicidade irá afetar organismos que são produtores primários, componentes
do fitoplâncton, que constituem o elemento básico da cadeia alimentar, transformando a
matéria inorgânica em orgânica, para alimentar outros organismos.
Um grande ecologista (Elton, 1927) instituiu o ”princı́pio do tamanho trófico”que define o conceito da pirâmide dos números, onde os organismos se dispõem em quantidade
e classes, estando os animais maiores próximos do fim da cadeia. A cadeia alimentar ou
cadeia trófica é formada por uma série de organismos desde os produtores até os consumidores finais [101, 102]. Portanto, pode ocorrer a concentração de tóxicos ao longo da
cadeia, fenômeno denominado bioacumulação.
Os representantes da cadeia trófica empregados neste estudo estão representados na
Figura 4.11.
NÉCTON
(Consumidores terciários)
PLANCTON
(Consumidores secundários)
FITOPLANCTON
(Produtores primários)
Figura 4.11: Pirâmide representativa dos organismos em determinados nı́veis tróficos,
destacando-se aqueles utilizados neste trabalho
Na literatura há poucos trabalhos que correlacionam a tratabilidade dos efluentes com
a sua toxicidade, a grande maioria dos trabalhos aborda principalmente a toxicidade do
efluente final e seu possı́vel impacto no corpo receptor.
É importante ressaltar que este estudo não produziu resultados suficientes para avaliar
a cadeia trófica do corpo receptor que recebe o chorume, porque para obter essas impor76
tantes informações seria necessário avaliar tanto a toxicidade aguda como a toxicidade
crônica por um certo perı́odo de tempo no corpo receptor. No entanto, este estudo pode
contribuir para a escolha dos organismos que poderiam dar uma resposta adequada num
trabalho futuro mais completo, que poderá informar as reais condições da poluição gerada
por este efluente.
Estudos têm demonstrado que nem sempre os resultados obtidos das análises fı́sico
quı́micas podem ser comparados com os dados apresentados nos testes de toxicidade. Os
resultados obtidos neste trabalho procuram levar em conta tanto dados fı́sico-quı́micos
como os resultados dos bioensaios de toxicidade.
4.6.1 Efluente Bruto
A toxicidade do chorume bruto retrata as condições em que se encontrava o percolado gerado no aterro de Gramacho durante os perı́odos de amostragem. Na Tabela 4.11
encontram-se os resultados obtidos nos testes de toxicidade realizados em laboratório.
Tabela 4.11: Resultados dos testes de toxicidade aplicados às amostras de chorume bruto
Amostra
Microtox
Daphnia
Artemia
B.rerio
CE50(%)
CE50(%)
CL50(%)
CL50(%)
Coleta
15,02
2,26
11,89
2,24
Coleta
11,27
2,04
25,58
2,24
A fase metanogênica propicia condições, para redução do oxigênio a nı́veis muito
baixos, favorecendo o aparecimento dos microorganismos anaeróbios responsáveis pela
e
, sendo que o
tem um poder muito tóxico para quase todos
produção de os animais superiores [103].
Dentre os inúmeros compostos presentes no chorume que podem causar toxicidade, a
amônia merece destaque, porque apresenta-se em altas concentrações.
Em alguns estudos foi verificado o aumento da toxicidade causada pela amônia, que
na forma livre é mais tóxica, enquanto que na forma iônica
é levemente tóxica para
maioria dos organismos [88, 76, 104].
A amônia e a alcalinidade são fatores importantes que contribuem para a toxicidade
do chorume como evidenciam alguns resultados encontrados na literatura ( CL ÉMENT
et al., 1996 apud PIRBAZARI et al. [105]).
77
Os dados da Tabela 4.11 evidenciam a elevada toxicidade do chorume para todos os
organismos testados, após 48 h de exposição. No que se refere ao organismo Brachydanio
rerio a toxicidade foi muito elevada, o teste é expresso em 48 h, porém, podendo ser
estendido até 96h, e vale ressaltar que os organismos morreram nas primeiras horas de
exposição. Embora seja um organismo dulcı́cula, este peixe pode ser considerado também
como um organismo estuarino. Os testes com este organismo foram padronizados pela
FEEMA, com salinidade determinada em 5g/L.
Uma outra resposta muito tóxica apresentada por este percolado foi observada para o organismo Daphnia similis, o que já era esperado, pois trata-se de um organismo
dulcı́cula, muito sensı́vel, que não suporta alta salinidade.
Vale ressaltar que esse teste foi realizado para se ter uma idéia das conseqüências que
o chorume pode trazer para os rios, levando-se em conta que no Brasil os rios são os
cursos que mais recebem este tipo de efluente. Cabe também alertar para o impacto que
o percolado gerado em Gramacho possa ter causado, antes da construção de uma barreira
de contenção de argila, para os dois rios mais próximos ao aterro que são o Iguaçu e o
Sarapuı́.
Para confirmar se o efeito tóxico causado com o organismo Daphnia similis foi provocado pela salinidade, foram realizados novos testes com correção da salinidade. Surpreendentemente os resultados foram idênticos aos obtidos sem a correção, como ilustrado
na Tabela 4.12. Portanto, comprovou-se que a toxicidade do chorume bruto para Daphnia
não foi causada somente pela salinidade. A norma da FEEMA estabelece que a sensibilidade deste organismo permanece até 5g/L (salinidade). Nos testes efetivados trabalhou-se
com concentração máxima de 3g/L, para não atingir o limite máximo de tolerância do organismo teste.
Tabela 4.12: Resultados de toxicidade por Daphnia similis empregando-se correção de
salinidade para o chorume bruto
CE50%
CENO (%)
2,05
1
CEO (%)
2
Efeito (%)
100
GRAU DE (%)
CLASSIFICAÇ ÃO
TOXICIDADE
DA AMOSTRA
MT*
Péssimo
* - Muito Tóxica
Estudos já realizados revelaram que o organismo Daphnia foi mais sensı́vel aos compostos inorgânicos presentes no chorume, do que bactérias e peixe, exceto para mercúrio,
arsênio e cobalto que foram muito tóxicos para todos os organismos testados [76, 80].
78
Alguns autores relatam que a presença de nı́veis elevados de cloretos, potássio, cálcio,
magnésio, sódio e metais pesados tornam os efluentes potencialmente tóxicos [88, 71].
SVENSON et al. [106] observaram que os metais Zn,Pb e Cu, e elementos como
o enxofre foram indicados como causadores do efeito tóxico nos testes realizados com
Microtox.
O organismo Artemia salina que também é um microcrustáceo, só que de origem
marinha, não apresenta valor limite para salinidade, exigindo um mı́nimo de 6g/L . Este
organismo teve uma melhor resposta à toxicidade do chorume, apresentando na segunda
coleta um resultado cerca de duas vezes melhor do que na primeira Tabela 4.11.
Para o sistema Microtox foram obtidos resultados similares em ambas as coletas. Este
teste foi realizado com bactérias bioluminescentes de origem marinha, portanto resistente
a salinidades entre 10 e 40 g/L. Porém, é sabido que essas bactérias são muito sensı́veis
às variações (muito pequenas) na salinidade no efluente.
A matriz orgânica, constituı́da por inúmeros compostos distintos, pode contribuir para a toxicidade. PIRBAZARI et al. [105] observaram um marcante efeito da matéria
orgânica na toxicidade do chorume.
Esta consideração pode ser perfeitamente válida para este efluente, pois ele está constituı́do de matéria orgânica altamente recalcitrante.
A Figura 4.12 ilustra os resultados mostrados na Tabela 4.11 . Os organismos de água
doce, evidentemente, foram os mais afetados, mas pode-se afirmar que o efeito tóxico do
efluente foi forte para todos os organismos testados para os dois perı́odos amostrados.
79
Figura 4.12: Resultados de toxicidade do chorume bruto para os diferentes organismos
testados.
4.6.2 Efluente Pré-tratado
Os testes de coagulação/floculação promoveram uma diminuição da toxicidade para
os organismos Daphnia, Artemia e Brachydanio rerio. Entretanto, um resultado inverso
foi observado para o Microtox, como mostrado na Tabela 4.13. A Figura 4.13 ilustra os
resultados obtidos para os diferentes organismos testados.
80
Tabela 4.13: Resultados dos testes de toxicidade aplicados às amostras de chorume prétratado
Amostra
Coleta
Coleta
Microtox
Daphnia
Artemia
B.rerio
CE50(%)
CE50(%)
CL50(%)
CL50(%)
0,3
6,42
17,44
7,07
2,78
32,21
7,07
- Toxicidade muito elevada (não passı́vel de cálculo)
Figura 4.13: Comportamento da toxicidade do chorume pré-tratado para os diferentes
organismos
O organismo Daphnia similis foi ainda muito afetado pelo chorume, mesmo prétratado. A correção de salinidade também foi feita neste caso, observando-se uma redução
da toxicidade. Para o chorume pré-tratado observou-se CE50 de 6,42%, no entanto, quando corrigida a salinidade a melhora foi tão significativa que impediu a expressão dos resultados através desse parâmetro. Empregou-se, então, o efeito tóxico observado, que no
caso foi de 40%, indicativo de um alto grau de toxicidade, conforme indicado na Tabela
4.14.
81
Tabela 4.14: Resultado de toxicidade para Daphnia similis com correção da salinidade do
chorume pré-tratado
CE50%
CENO (%)
CEO (%)
3
4
Efeito (%)
40
GRAU DE (%)
CLASSIFICAÇ ÃO
TOXICIDADE
DA AMOSTRA
AIT*
Regular
* - Alto Indı́cio de Toxicidade
Cabe ressaltar que, em geral, o efluente pré-tratado apresentou-se menos tóxico do que
o bruto e que a melhora alcançada neste tratamento, ressaltada pelos parâmetros fı́sicosquı́micos, também se refletiu nos resultados de toxicidade. O confronto dos resultados de
toxicidade para o chorume bruto e o pré-tratado encontra-se ilustrado nas Figuras 4.14 e
4.15.
Figura 4.14: Variação da toxicidade para primeira amostragem
82
Figura 4.15: Variação da toxicidade para segunda amostragem
BERTOLETTI [107] relatou que pode-se esperar uma variação na toxicidade de efluentes industriais com a mudança do pH, particularmente se uma substância tóxica está
sujeita à ionização. Os resultados para amostras com diferentes pHs originais, foram
ajustadas para o pH neutro antes de serem submetidas ao teste de toxicidade e verificouse que, em 38% dos casos a toxicidade manteve-se inalterada após o ajuste do pH; em
52% dos casos houve uma redução, no entanto, duas amostras mostraram-se mais tóxicas
do que as amostras originais, para o organismo teste Daphnia similis. Vale ressaltar que
o pH padronizado para os testes de toxicidade deve obdecer os limites impostos pela
legislação, e se o ajuste conferir maior toxicidade outras maneiras para solucionar o problema deverão ser estudadas.
Substâncias que têm a sua toxicidade alterada pelo pH podem se apresentar em elevados teores à medida que o pH diminui. Isto é verificado para certos metais como Al, Hg
e Mg, que se apresentaram com teores muito elevados após o tratamento primário, que
promoveu alteração no pH do efluente.
É possı́vel, segundo MUNKITTRICK et al. [76], SWEET e MEIER [108] que a
bactéria usada nos teste Microtox, estando na forma liofilizada, mostre um aumento de
sensibilidade, podendo apresentar facilidade para que certos compostos tóxicos penetrem
em sua parede celular.
O teste utilizando o sistema Microtox apresentou resultado altamente tóxico para o
efluente, isto pode ter ocorrido devido ao aumento dos teores de alguns metais (Al, prin-
83
cipalmente) observado no efluente após o processo de coagulação/floculação.
4.6.3 Efluente Ozonizado
Métodos de tratamento, nos quais o chorume é modificado quimicamente por ajuste
de pH ou uso de reagente oxidante, podem causar mudanças inesperadas na toxicidade.
Relacionar a toxicidade do chorume com a medida da DQO é mais difı́cil do que com
o teor de amônia, que como já se sabe é tóxica para a maioria dos organismos. O valor
da DQO reflete a presença de diferentes substâncias, que podem ser responsáveis pela
diferença na sensibilidade apresentada pelas diferentes espécies de organismos testados.
A excessiva adição de produtos quı́micos, por métodos padronizados como a oxidação
e a coagulação, promove a clarificação do efluente, mas contribui para o aumento da
toxicidade [75].
Apesar da diferença de sensibilidade dos organismos, os resultados obtidos após a
ozonização apresentaram uma melhora considerável na toxicidade, de acordo com os valores apresentados na Tabela 4.15.
Tabela 4.15: Resultados de toxicidade obtidos com o chorume pré-tratado e ozonizado
em diferentes condições
Dosagens de
Microtox CE50%
Daphnia CE50%
Artemia CL50%
B. rerio CL50%
0,1
0,5
1,5
3,0
Am1
Am2
Am1
Am2
Am1
Am2
Am1
Am2
1,18
3,35
7,88
2,45
19,6
29,8
9,25
13,24
1,33
2,15
6,13
2,58
26,0
37,35
11,07
10,79
0,41
1,95
6,30
3,60
29,46
32,77
11,07
14,48
0,37
1,56
6,30
4,46
43,04
33,36
15,87
14,48
Ozônio
Para as diferentes dosagens de ozônio aplicadas neste trabalho, as bactérias foram
os organismos mais sensı́veis quanto à toxicidade. Houve um decréscimo da CE50 nos
testes com Microtox, apresentando-se o efluente mais tóxico quando maiores dosagens de
ozônio foram empregadas (1,5 e 3,0 g /L), como indicado na Tabela 4.15.
Para Daphnia, Artemia e Brachydanio rerio observou-se um resultado inverso. O
acompanhamento da toxicidade revelou uma tendência de diminuição com o aumento na
dosagem de ozônio, com certa estabilidade para as maiores dosagens aplicadas.
84
Os resultados obtidos com as amostras ozonizadas para Daphnia similis mostrados
na Tabela 4.16, comprovaram uma melhora obtida com este tratamento quando houve
ajuste da salinidade. Neste caso as dosagens de ozônio referentes a 1,5 e 3,0 g /L só
apresentaram indı́cios de toxicidade. Os resultados relativos ao parâmetro efeito tóxico
encontram-se ilustrados na Figura 4.16.
Tabela 4.16: Avaliação global da toxicidade do chorume pré-tratado e ozonizado (diferentes dosagens) para Daphinia similis. Amostras com salinidade corrigida (
Amostra-
gem).
Amostra
0,1
0,5
1,5
3,0
CE50%
CENO
(%)
CEO
(%)
Efeito (%)
GRAU DE
(%)
TOXICIDADE
CLASSIFICAÇÃO
DA AMOSTRA
4,6
3
4
68
T*
Péssimo
3,7
1
2
68
T*
Péssimo
4
5
12
BIT**
Bom
3
4
36
AIT*
Regular
* - Tóxica
* - Baixo Indı́cio de Toxicidade
** - Alto Indı́cio de Toxicidade
85
Figura 4.16: Resposta do parâmetro efeito tóxico para amostras ozonizadas em diferentes
condições (
amostragem)
Nos testes com peixe, a mortalidade foi observada antes mesmo de 24 horas, as demais
leituras mantiveram o resultado, ou seja, o efeito resulta nas primeiras horas.
A ozonização do chorume contribuiu para uma certa redução de sua toxicidade em
relação ao chorume simplesmente pré-tratado. Para os organismos B.rerio e Artemia a
ozonização, mesmo com baixa dosagem (0,1 ), promoveu redução da toxicidade.
Os valores da CE50% se alteraram de 7,07 para 9,25, de 17,44 para 19,60 (amostra 1),
para B.rerio e Artemia, respectivamente.
Para Daphnia o parâmetro efeito tóxicoobservado foi de 40% para o chorume pré , indicando um aumento da toxicidade
tratado e 68% para o ozonizado com 0,1 com a ozonização. No entanto, para as maiores dosagens o efeito observado caiu para 12
e 36% Figura 4.16.
Como comentado, é difı́cil saber que compostos orgânicos contribuem para a toxicidade do chorume. Estudos feitos por BÖHME et al. [89] e MARTTINEM et al. [42]
empregando cromatografia, revelaram que a ozonização foi efetiva para degradar hidrocarbonetos poli-aromáticos e clorofenóis presentes no chorume.
4.6.4 Efluente Fracionado
Os permeados obtidos por fracionamento em membranas apresentaram menor efeito
tóxico observado nos testes com Microtox e com o microcrustáceo Artemia salina.
86
Para a bactéria do teste Microtox, os dados da Tabela 4.17 indicam que os compostos
de menor massa molecular contribuem mais para a toxicidade do que os de maior massa.
Para Artemia, os resultados de CL50% são próximos em todas as frações permeadas,
no entanto, o simples fracionamento na membrana de corte 50.000 Da já proporcionou
uma redução da toxicidade em relação ao chorume pré-tratado (CL50 passou de 17,44
(Amostra1) e 32,21 (Amostra2) para 39.06 (Amostras 1 e 2)). Portanto, pode-se supor
que há compostos de alto peso molecular (
) conferindo alguma toxicidade ao
chorume.
Para Daphnia os resultados foram inesperadamente piores, ou seja, os valores de CE50
das diversas frações diminuı́ram muito em relação aos valores obtidos para o efluente
pré-tratado. Esses resultados, de difı́cil interpretação, mostram como efeitos antagônicos
podem ser observados, dependendo do organismo empregado no teste de toxicidade.
Tabela 4.17: Toxicidade avaliada nos permeados obtidos nos processos de permeação
com membranas
Permeado
Microtox CE50%
Daphnia CE50%
Artemia CL50%
Am1
Am2
Am1
Am2
Am1
Am2
50.000 Da
15,51
13,24
7,04
0,51
39,06
39,06
20.000 Da
6,82
8,85
0,32
0,32
41,91
39,85
5.000 Da
5,35
5,71
0,32
0,32
35,93
28,42
A complexidade do chorume, dificulta uma análise conclusiva dos resultados, tendo
em vista que efeitos sinérgicos poderam estar presentes.
LAGE [38] evidenciou que membranas com corte de 50.000 e 20.000 Da, removem
praticamente todos os compostos que possuem alto peso molecular, mas os cloretos, que
afetam particularmente Daphnias, permeiam livremente pela membrana.
Segundo CARLSON-EKVALL e MORRISON [71] a presença de ı́ons cloreto contribui para o aumento da toxicidade, determinada no teste com Microtox, pois ocorre
diminuição de emissão de luz quando este ı́on está presente em grande quantidade na
amostra, devido à formação de complexos com ı́ons de metais dissolvidos.
De acordo com a literatura o cloreto pode ser um dos causadores da toxicidade no
permeado obtido neste processo de tratamento.
MUNKITTRICK et al. [76] verificaram que os testes realizados com Microtox apresentaram maior sensibilidade para certas formulações comerciais, como os herbicidas e
87
pesticidas do que para substâncias quı́micas isoladas. Análises com Microtox apresentaram maior toxicidade para o chorume do que para compostos quı́micos puros.
O mesmo comportamento se repetiu para o organismo Daphnia similis quando submetida, ao ajuste de salinidade, conforme mostrado na Tabela 4.18. Os resultados de
CE50 nela apresentados, quando confrontados com os da Tabela 4.17 ( amostragem),
evidenciam que a toxicidade é alta e persiste mesmo após o ajuste da salinidade.
Tabela 4.18: Toxicidade para Daphnia similis das diferentes frações permeadas após o
ajuste da salinidade (
Amostra
CE50%
amostragem)
CENO
(%)
CEO
(%)
Efeito (%)
GRAU DE
(%)
TOXICIDADE
CLASSIFICAÇÃO
DA AMOSTRA
50.000 Da
0,29
0,01
0,1
100
T*
Péssimo
20.000 Da
0,32
0,1
1
100
T*
Péssimo
5.000 Da
0,34
0,1
1
100
T*
Péssimo
* - Tóxica
4.6.5 Permeados submetidos ao arraste com ar para remoç ão de
amônia
Na Tabela 4.19 encontram-se os resultados obtidos nos ensaios de toxicidade realizados com os efluentes que passaram pelo processo de arraste da amônia, para os organismos: bactéria Vibrio fisheri (Sistema Microtox) e microcrustáceos Daphnia similis e
Artemia salina. Cabem as seguintes observações:
i) houve significativa redução da toxicidade para Artemia, com drástica redução do efeito
tóxico para os permeados;
ii) para Daphnia similis praticamente não houve redução de toxicidade em relação às
amostras não submetidas ao arraste;
iii) para o Microtox também quase não houve alteração nos nı́veis de toxicidade.
Não foram feitos testes com B.rerio por insuficiência de volume de amostra.
88
Tabela 4.19: Resultados de toxicidade para amostras permeadas e submetidas ao arraste
com ar (primeira e segunda amostragens)
Permeado
Microtox CE50%
Daphnia CE50%
Artemia Efeito%
Am1
Am2
Am1
Am2
Am1
Am2
50.000 Da
18,2
5,57
7,75
3,05
11
0
20.000 Da
6,7,67
6,57
0,32
1,36
24
0
5.000 Da
6,57
3,95
0,29
0,33
53
15
Apesar dos efluentes fracionados apresentarem valores de amônia que se enquadram
20 [81] (5,0 mg/L), estes não foram suficientes para eliminar
na legislação CONAMA
a toxicidade das amostras, com exceção da ação tóxica para o organismo Artemia salina.
Os efeitos da salinidade sobre o organismo Daphnia similis, não foram significativos
neste tratamento, como mostram os resultados na Tabela 4.20.
Tabela 4.20: Toxicidade dos permeados para Daphnia similis após o ajuste de salinidade
Amostra
CE50%
CENO
(%)
CEO
(%)
Efeito (%)
GRAU DE
(%)
TOXICIDADE
CLASSIFICAÇÃO
DA AMOSTRA
50.000 Da
3,8
2
3
88
T*
Péssimo
20.000 Da
0,65
0,1
1
100
T*
Péssimo
5.000 Da
0,32
0,1
1
100
T*
Péssimo
* - Tóxica
De todos os ensaios evidencia-se que não se pode atribuir à amônia, isoladamente, a
causa da toxicidade do efluente. A toxicidade do chorume tem sido pouco correlacionada
com a concentração de amônia e a DQO, no entanto, a remoção conjunta destes dois
parâmetros parece reduzir a toxicidade do chorume.
Esta hipótese orientou o trabalho desenvolvido por MARTTINEN et al. [42], que em
seu experimento para remoção da amônia por arraste com ar, verificou que o chorume
apresentou uma toxicidade mais elevada para Daphnia, mesmo quando cerca de 89% de
amônia havia sido removida. A justificativa para o efeito tóxico observado nesse experimento foi atribuı́da ao ajuste de pH, que foi aumentado para 11. Esta variação pode ter
89
causado alguma mudança reversı́vel no conteúdo orgânico do chorume e com isso rendido
alguns constituintes no chorume mais tóxicos para Daphnia.
No presente trabalho os resultados foram diferentes dos obtidos por alguns autores,
mas a justificativa citada acima pode ser perfeitamente plausı́vel, visto que a alteração de
pH pode provocar mudanças na matriz orgânica e inorgânica do efluente.
Os resultados para o microcrustáceo Artemia salina após o fracionamento (efeito
tóxico) são absolutamente menores do que para as amostras fracionadas sem remoção
da amônia, mostrando que o arraste fez com que houvesse uma diminuição considerável
nos valores de toxicidade. Houve redução relevante nos valores de CL50, principalmente
na amostra fracionada em uma membrana de 50.000Da, como mostra a Tabela 4.21, cujos
resultados estão expressos em relação ao efeito tóxico observado (em porcentagem), ou
seja, a razão entre o total de organismos afetados pelo total de organismos testados. Baixo
indı́cio de toxicidade foi obtido para o permeado da membrana com corte equivalente a
20.000Da. O permeado da membrana com corte de 5.000Da mostrou-se tóxico para Artemia salina, mas ainda assim, o arraste da amônia promoveu uma redução do efeito tóxico
para esse efluente.
Tabela 4.21: Resultados de toxicidade para Artemia salina expressos em termos de diversos parâmetros
Artemia salina
Amostra
CE50%
CENO
(%)
CEO
Amostragem
(%)
Efeito (%)
GRAU DE
(%)
TOXICIDADE
50.000 Da
20.000 Da
5.000 Da
66,71
CE50%
NT*
DA AMOSTRA
Excelente
30
50
23
BIT**
Bom
10
30
53
T***
Ruim
Artemia salina
Amostra
0
CLASSIFICAÇÃO
CENO
(%)
CEO
(%)
Amostragem
Efeito (%)
GRAU DE
(%)
TOXICIDADE
CLASSIFICAÇÃO
DA AMOSTRA
50.000 Da
0
NT*
20.000 Da
0
NT*
Excelente
15
BIT**
Bom
5.000 Da
50
70
* - Não Tóxica
* - Baixo Indı́cio de Toxicidade
** - Tóxica
90
Excelente
4.6.6 Efluente pré-tratado submetido ao arraste com ar para
remoção de amônia
Os melhores resultados com relação à toxicidade, com o emprego da técnica de arraste, foram obtidos para o efluente pré-tratado por coagulação/floculação, para o qual a
toxicidade foi totalmente eliminada para certos organismos, conforme indicam os resultados apresentados na Tabela 4.22.
Tabela 4.22: Resultados da toxicidade para o efluente pré-tratado e submetido ao arraste
com ar.
Microtox CE50%
Am1
Am2
Daphnia CE50%
Am1
Am2
Artemia Efeito%
Am1
Am2
29,67
13,97
0
36,21
11,35
4
Esses resultados, obtidos para o efluente pré-tratado, podem ser considerados surpreendentes, pois a remoção de toxicidade foi significativa. A CE50 para Daphnia praticamente dobrou e houve também um aumento muito expressivo deste parâmetro para
o ensaio Microtox. Para Artemia salina os resultados foram muito bons, só tendo sido
possı́vel calcular o efeito observado. Os resultados para este organismo encontram-se
detalhados na Tabela 4.23.
Tabela 4.23: Resultados da toxicidade para Artemia salina determinados para o chorume
pré-tratado e submetido ao arraste com ar.
CE50%
CENO
(%)
Artemia salina Amostragem
CEO (%)
Efeito (%) GRAU DE (%)
TOXICIDADE
0
NT*
Artemia salina Amostragem
CEO (%)
Efeito (%) GRAU DE (%)
CLASSIFICAÇÃO
DA AMOSTRA
Excelente
CE50%
CENO
(%)
TOXICIDADE
50
70
4
NT*
CLASSIFICAÇÃO
DA AMOSTRA
Excelente
*- Não Tóxico
Os resultados obtidos para Daphnia similis, quando efetivada a correção de salinidade,
foram excelentes, conforme indicado na Tabela 4.24.
91
Tabela 4.24: Resultados de toxicidade para Daphnia similis com amostras do efluente
pré-tratado e submetido ao arraste com ar. Amostras com salinidade corrigida.
CE50%
CENO (%)
5
CEO (%)
Efeito (%)
0
GRAU DE (%)
CLASSIFICAÇ ÃO
TOXICIDADE
DA AMOSTRA
NT*
Excelente
*- Não Tóxico
Neste caso (chorume pré-tratado), a contribuição da amônia para a toxicidade parece evidente. O mesmo efeito, porém não foi observado para os permeados do efluente
pré-tratado submetidos ao arraste. É difı́cil encontrar explicações para esses resultados
somente com base nos dados experimentais coletados. No entanto, pode-se refletir sobre
algumas causas para essa diferença de resultados.
O fracionamento removeu substâncias de alta massa molecular, que poderiam interagir
com ı́ons presentes no chorume (inclusive o ı́on amônio), alterando o equilı́brio iônico da
fase lı́quida, com consequente efeito na toxicidade.
Outra possı́vel influência, refere-se ao efeito de consecutivas alterações do pH das
amostras, o que pode provocar alterações na matriz dos componentes do efluente. Assim,
o chorume pré-tratado e submetido ao arraste teve o seu pH ajustado três vezes até o ajuste
para o teste de toxicidade. Para os permeados do pré-tratado submetidos ao arraste, esse
ajuste teve quatro etapas. A variação do pH prévia ao teste de toxicidade pode alterar o
efeito da amônia e, consequentemente, o efeito tóxico do chorume para os organismos
teste, como citado na literatura [88, 104].
4.7 Comentários finais sobre os tratamentos realizados
Com a finalidade de sumarizar os resultados obtidos no conjunto amplo de testes efetuados, encontram-se nas Tabelas 4.25 e 4.26 os principais parâmetros monitorados e os
respectivos valores, para as amostragens 1 e 2, respectivamente.
92
Tabela 4.25: Sumário dos principais parâmetros monitorados nos diversos tratamentos(
amostragem)
Parâmetros Monitorados (Amostra1)
Efluentes
DQO
(
COT
)
(
)
(
Cor
)
(
Microtox
)
CE50(%)
Daphnia
CE50(%)
Artemia
CL50(%)
B.rerio
CL50(%)
(Efeito)
Ch.Bruto
3455
815
802
5250
15,02
2,26
11,89
2,24
Ch.Pré-Tratado
2670
690
*
1550
0,3
6,42
17,44
7,07
Ch.Ozonizado
3025
647
*
930
1,18
7,88
19,55
9,25
2955
686
*
500
1,33
6,13
26,02
11,07
2630
856
*
300
0,41
6,3
29,46
11,07
1970
762
*
250
0,37
6,3
43,04
15,87
1850
845
1679
1520
15,51
7,04
39,06
*
1310
492
1296
630
6,82
0,32
41,91
*
1250
485
1515
540
5,35
0,32
35,93
*
1840
807
4,94
1430
18,15
7,75
(0 100)
*
1080
442
2,91
608
7,67
0,32
(23 100)
*
1420
560
1,19
*
6,57
0,29
66,71
*
2480
841
1,0
2275
29,97
13,97
(0 100)
(0,1
)
Ch.Ozonizado
(0,5
)
Ch.Ozonizado
(1,5
)
Ch.Ozonizado
(3,0
)
Permeado
50.000Da
Permeado
20.000Da
Permeado
5.000Da
Arraste c/ ar
50.000Da
Arraste c/ ar
20.000Da
Arraste c/ ar
5.000Da
Arraste c/ ar
e Pré-Tratado
* - Não Calculado
93
*
Tabela 4.26: Sumário dos principais parâmetros monitorados nos diversos tratamentos(
amostragem)
Parâmetros Monitorados (Amostra2)
Efluentes
DQO
(
COT
)
(
Cor
)
(
(
Microtox
)
CE50(%)
Daphnia
CE50(%)
)
Artemia
CL50(%)
B.rerio
CL50(%)
(Efeito)
Ch.Bruto
3470
1001
754
6925
11,27
2,04
25,58
2,24
Ch.Pré-Tratado
2530
757
*
2225
0
2,78
32,21
7,07
Ch.Ozonizado
2900
898
*
1480
3,35
2,45
29,80
13,24
3310
957
*
890
2,15
2,58
37,35
10,79
2710
968
*
540
1,95
3,6
32,77
14,48
1190
845
*
200
1,56
4,46
33,36
14,48
1900
898
1451
2160
13,24
0,51
39,06
*
1670
629
1394
2040
8,85
0,32
39,85
*
1480
576
1591
790
0,32
28,42
*
c/ ar
1750
860
1,45
1292
5,57
3,05
0 100
c/ ar
1590
416
0,80
580
6,57
1,36
0 100
c/ ar
1430
570
1,96
730
3,95
0,33
15 100
Arraste c/ ar e
2990
1084
3,91
3100
36,21
11,35
2 100
(0,1
)
Ch.Ozonizado
(0,5
)
Ch.Ozonizado
(1,5
)
Ch.Ozonizado
(3,0
)
Permeado
50.000Da
Permeado
20.000Da
Permeado
5.000Da
Arraste
50.000Da
Arraste
20.000Da
Arraste
5.000Da
Pré-Tratado
* - Não Calculado
94
*
*
*
*
Alguns comentários podem ser feitos relativamente aos processos de tratamento investigados.
No tocante à remoção de matéria orgânica (DQO e COT) houve uma pequena, mas
apreciável, contribuição do pré-tratamento (coagulação floculação). A ozonização,
por sua vez, contribuiu pouco para a redução da matéria orgânica, obtendo-se resultados mais expressivos para a DQO quando condições mais elevadas de dosagem de
ozônio foram empregadas (3,0 ). A técnica de ultrafiltração foi a mais efetiva
para a remoção da matéria orgânica, obtendo-se bons resultados quando utilizada
uma membrana de 20.000Da, que assegura um bom compromisso em termos de
fluxo de permeado e eficiência. Na Figura 4.17 estão mostrados os valores de DQO
dos efluentes obtidos com diversas técnicas de tratamento.
Figura 4.17: Valores da DQO do chorume submetido a diferentes tratamentos
Chorume Bruto; Chorume Pré-tratado; Chorume Ozonizado (3,0
); Permeado na
membrana de 50.000Da; Permeado na membrana de 20.000Da; Permeado na membrana de
5.000Da
A amônia foi removida de modo muito intenso com a técnica de arraste por ar, que
assegurou, no efluente tratado, nı́veis sempre inferiores a 5 . No entanto, o
emprego desta técnica exige aumento significativo do pH e um tempo de operação
95
razoável. Ademais, essa técnica transfere o poluente para a atmosfera, podendo ser
exigido tratamento da fase gasosa.
A cor foi removida em nı́veis elevados por todas as técnicas testadas. Evidentemente, a ozonização e o fracionamento por membranas foram muito efetivos para
tal finalidade.
Para a remoção da toxicidade, os melhores resultados foram obtidos para o chorume
pré-tratado (coagulação floculação) e submetido ao arraste com ar para a remoção
da amônia. De um modo geral, os organismos testados tiveram respostas diferentes
em relação à toxicidade do chorume tratado de diversas formas. Entretanto, todos os
tratamentos investigados contribuı́ram de algum modo para redução da toxicidade,
como mostram as Figuras 4.18 a 4.20.
Figura 4.18: Resultados da Toxicidade nos diferentes tratamentos investigados na
amostragem
Chorume Bruto; Chorume Pré-tratado; Chorume Ozonizado (3,0
membrana de 50.000Da (B.rerio não testado nessa avaliação)
96
); Permeado na
Figura 4.19: Resultados da toxicidade nos diferentes tratamentos investigados na
tragem
Chorume Bruto; Chorume Pré-tratado; Chorume Ozonizado (3,0
amos-
); Permeado na
membrana de 50.000Da (B.rerio não testado nessa avaliação)
Figura 4.20: Resultados da toxicidade para os efluentes submetidos ao arraste de amônia
com ar em ambas as amostragens
PA50.000-Permeado e submetido ao arraste com ar na membrana de 50.000Da; PA20.000-
Permeado e submetido ao arraste com ar na membrana de 20.000Da; PA5.000-Permeado e
submetido ao arraste com ar na membrana de 5.000Da; PTA- Pré-Tratado e submetido ao arraste
97
com ar
Figura 4.21: Resultados do Efeito observado no teste de toxicidade para Artemia Salina
para os efluentes submetidos ao arraste de amônia nas duas amostragens
PA50.000-Permeado e submetido ao arraste com ar na membrana de 50.000Da; PA20.000-
Permeado e submetido ao arraste com ar na membrana de 20.000Da; PA5.000-Permeado e
submetido ao arraste com ar na membrana de 5.000Da; PTA- Pré-Tratado e submetido ao arraste
com ar
98
Capı́tulo 5
CONCLUSÕES E SUGESTÕES
Como conclusões deste trabalho, podemos observar as seguintes constatações:
Os dados obtidos neste trabalho revelaram que o chorume gerado no Aterro Metropolitano de Gramacho apresenta um elevado teor de compostos recalcitrantes e
elevada toxicidade para todos os organismos testados.
O pré-tratamento do chorume pelo processo de coagulação/floculação promoveu
uma certa remoção da matéria orgânica (de 23 a 27% da DQO e de 15 a 24% do
COT) e uma elevada remoção da cor desse efluente (da ordem de 70%). Como
era esperado, não houve remoção significativa dos metais presentes no chorume.
Porém, a utilização de sulfato de alumı́nio no processo levou a um expressivo aumento do teor de Al no efluente tratado, que atingiu nı́veis muito superiores ao
padrão de lançamento.
O pré-tratamento promoveu uma certa redução da toxicidade do efluente para os
organismos Artemia salina e Brachydanio rerio.
A ozonização do chorume pré-tratado não foi efetiva para remoção da matéria
orgânica. Somente quando elevadas dosagens de ozônio foram empregadas (3 )
observou-se alguma remoção desses poluentes em termos de DQO (de 36 a 60%).
A remoção de cor foi muito efetiva nesse processo, atingindo-se nı́veis de 80 a 90%
para as maiores dosagens de ozônio. Quanto à toxicidade foram observados efeitos
distintos para os diversos organismos testados. Para as dosagens elevadas de ozônio
houve redução da toxicidade para Daphnia similis, Artemia salina e Brachydanio
rerio. No entanto, a toxicidade determinada no teste Microtox, em contraste com
as demais, aumentou no efluente ozonizado.
Observou-se apreciável remoção de matéria orgânica para o efluente permeado,
obtendo-se, em termos de DQO reduções na faixa de 27 a 52%, com tendência
crescente para as membranas de menor tamanho de corte. A remoção de cor foi
bastante efetiva para a membrana com corte de 5.000. Esses resultados indicam que
os composto de massa molar maior do que 5.000 Da contribuem significativamente
para o conteúdo de matéria orgânica e para a cor do efluente. No que se refere à
toxicidade, este parâmetro não mostra uma tendência clara de variação nas diversas
frações de permeado testadas. Para os organismos Daphnia similis e para a bactéria
Vibrio fisheri (Microtox) houve uma aumento da toxicidade nas frações permeadas. Para Artemia salina houve uma redução da toxicidade em relação ao chorume
pré-tratado, no entanto para os diferentes permeados houve uma leve tendência de
aumento desse parâmetro com a diminuição do tamanho de corte da membrana.
Para remover o alto teor de amônia presente no chorume, empregou-se a técnica
do arraste com ar em pH elevado, visando a redução da toxicidade do efluente.
Essa técnica permitiu reduzir a concentração de amônia para nı́veis inferiores a 5
mg/L. O efluente pré-tratado submetido ao arraste com ar teve a sua toxicidade significativamente reduzida. Observou-se que o efeito tóxico para Artemia salina foi
nulo e para os demais organismos testados (Daphnia similis e Vibrio fisheri) houve
sensı́vel aumento do parâmetro CE50. Para o chorume pré-tratado e posteriormente
fracionado em membranas, observou-se uma redução marcante da toxicidade para
Artemia salina, em especial para o fracionado na membrana de 50.000 Da. Entretanto, para Daphnia similis e Vibrio fisheri não foi observada apreciável redução da
toxicidade.
Dos organismos testados para avaliar a toxicidade do chorume bruto ou tratado por
diversas técnicas, a bactéria Vibrio fisheri (Microtox) mostrou-se o mais sensı́vel.
Daphnia similis também mostrou-se muito sensı́vel aos efluentes testados, mesmo quando houve a necessária correção de salinidade. O peixe Brachydanio rerio
foi menos afetado nos testes em que foi empregado. Trata-se de um organismo
muito adequado para o trabalho de laboratório e representativo dos ecossistemas
aquáticos. O microcrustáceo Artemia salina foi o organismo menos afetado e permitiu indicar que alguns dos tratamentos efetuados levaram a redução total do efeito
tóxico do efluente. Esses resultados evidenciam a importância de se trabalhar com
100
diferentes organismos representativos da cadeia trófica, que podem apresentar respostas diferentes quanto à toxicidade dos efluentes.
Com vistas à continuidade deste trabalho, são feitas as seguintes sugestões:
Quanto ao tratamento do chorume sugere-se investigar uma combinação das
técnicas de precipitação de metais, na forma de hidróxidos, conjugada com a
operação de arraste da amônia com ar, visto que esses processos ocorrem em valores
elevados de pH. Evidentemente, o tratamento dos gases deverá ser considerado.
Como foi observado, os compostos de alta massa molar presentes no chorume são
responsáveis por grande parte da cor e da DQO ou COT desse efluente. Assim, a
técnica de ultrafiltração pode ser investigada mais detalhadamente, procurando-se
selecionar uma membrana adequada que permita obter remoções apreciáveis dos
poluentes com um bom fluxo operacional.
A forte presença de compostos de alta massa molar no chorume não permitiu que
elevadas eficiências de mineralização fossem obtidas no processo de ozonização.
Assim, recomenda-se a utilização combinada de ozônio e UV para incrementar as
taxas de oxidação desses compostos.
A toxicidade do chorume, revelada neste estudo, deve ser melhor avaliada através de
monitoramento periódico do chorume, que contemple não apenas os efeitos tóxicos
agudos como também aqueles crônicos.
Deve-se estimular os estudos de levantamento de vazões de efluente e do corpo receptor, para melhor estimar os efeitos de diluição. A importância dos testes de toxicidade, ressaltada neste trabalho, deve ser levada em conta no âmbito da legislação
estadual, de forma clara e regulamentada para prevenir a constante agressão aos
ecossistemas aquáticos e estabelecer critérios de lançamento de efluentes mais seguros.
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