PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM TECNOLOGIA AMBIENTAL –
MESTRADO
ÁREA DE CONCENTRAÇÃO EM GESTÃO E TECNOLOGIA
AMBIENTAL
Rômulo de Oliveira Schwaickhardt
REATORES FOTOQUÍMICOS UVV E UVC COMBINADOS PARA
TRATAMENTO DE EFLUENTE DE LAVANDERIA HOSPITALAR
Santa Cruz do Sul, Fevereiro de 2015
Rômulo de Oliveira Schwaickhardt
REATORES FOTOQUÍMICOS UVV E UVC COMBINADOS PARA
TRATAMENTO DE EFLUENTE DE LAVANDERIA HOSPITALAR
Dissertação apresentada ao Programa
de Pós-Graduação em Tecnologia
Ambiental – Mestrado, Área de
Concentração em Gestão e Tecnologia
Ambiental, Universidade de Santa Cruz
do Sul – UNISC, como requisito parcial
para obtenção do título de Mestre em
Tecnologia Ambiental.
Orientador: Ênio Leandro Machado
Santa Cruz do Sul, Fevereiro de 2015
Dedico esta dissertação à minha família,
meus pais Antenor Schwaickhardt e
Mazilda de Oliveira Schwaickhardt e meus
irmãos Diogo de Oliveira Schwaickhardt e
Tiago de Oliveira Schwaickhardt, pelo
apoio e incentivo durante toda esta
trajetória.
AGRADECIMENTOS
Agradeço a Deus por esta oportunidade, por manter minhas forças nos
momentos de dificuldade e por me dar uma família incrível que me propicia
uma ótima vida.
À minha família pelo apoio e incentivo durante todos os momentos, além
da calma e da compreensão.
Ao meu orientador Dr. Ênio Leandro Machado, uma pessoa incrível que
sempre me incentivou e que tive o prazer de conviver durante vários anos
adquirindo conhecimentos e experiências que vou levar para minha vida.
À profª. Drª. Lourdes Teresinha Kist pela dedicação e pela atenção, além
dos conselhos e das sugestões sempre muito construtivos.
À profª. Drª. Rosana de Cássia de Souza Schneider pelos ensinamentos,
principalmente nas análises de cromatografia além das sugestões para o
trabalho.
À prof. Drª. Marla Azário Lansarin e ao Prof. Dr. Renato Zanella por
aceitar o convite para participar da banca e pelas valiosas sugestões para a
melhoria do trabalho.
À secretária Raquel e a todos os colegas e professores do Programa de
Pós-Graduação em Tecnologia Ambiental, pelos ensinamentos e ajudas
prestadas.
Aos colegas do LATTAE: Matheus Wink (brow), Jonas John (djow djow),
Carlos Alexandre Lutterbeck, Filipe Vargas Zerves e Alexandre Straatmann
(Xandok), pela amizade e pela ajuda.
A Priscila M. do lab. de Engenharia Ambiental, ao Carlos E. F. do lab. de
Ensino de Química e a Michele J. R. do lab. de Cromatografia, sempre muito
prestativos e atenciosos.
Aos meus amigos em especial ao Vinícius (Flint) e a Fernanda S. C. por
todos esses anos de convivência.
A Geani Mohr pelos ensaios de Ecotoxicidade aguda.
A Rosi e a toda equipe do setor de lavanderia do Hospital Santa Cruz
pela disposição e ajuda durante as coletas.
A Sandra Stets pelos conselhos e dicas para melhorar o trabalho além
dos incentivos durante a execução da pesquisa.
A todos que de alguma forma contribuíram com este trabalho.
RESUMO
REATORES FOTOQUÍMICOS UVV E UVC COMBINADOS PARA
TRATAMENTO DE EFLUENTE DE LAVANDERIA HOSPITALAR
Autor: Rômulo de Oliveira Schwaickhardt
Orientador: Ênio Leandro Machado
Mesmo com a evolução das tecnologias limpas a partir da década de 90,
sempre será necessário o desenvolvimento de remediação na etapa chamada
de fim de tubo. Isto se aplica a carga poluente dos efluentes de uma lavanderia
hospitalar, a qual se configura como um dos problemas ambientais mais
críticos em um hospital. Este trabalho investigou processos fotoquímicos
advindos da combinação de reatores fotoquímicos, emerso (UVV) e imerso
(UVC), incluindo avaliação da redução dos parâmetros poluentes da etapa de
enxágue da lavanderia hospitalar associado à aplicação de Análise de Ciclo de
Vida (ACV). A caracterização dos efluentes da lavanderia hospitalar foi feita
através dos parâmetros: DQO, DBO5, NTK, Ptotal, pH, turbidez e condutividade,
além da análise biológica de ecotoxicidade aguda com Daphnia magna.
Também foi realizada espectroscopia na região do ultravioleta-visível (UV-Vis)
para determinação da fração orgânica, além de cromatografia gasosa acoplada
ao espectrômetro de massas (CG-EM) para caracterização qualitativa de
poluentes prioritários. Os testes de caracterização demonstraram uma matriz
muito complexa, com a presença de fármacos como Lidocaína e Dipirona, além
de carga orgânica elevada, pouco biodegradável e de ecotoxicidade aguda
com EC50 de 6,7%. O processo de ozonização (geração principal do reator
emerso UVV) foi o que apresentou melhores resultados na relação kWh/DQO
removido, assim como o processo UVC, o de menor impactos ambientais para
os parâmetros de Caracterização e Normalização da ACV. A Normalização
revelou maiores intensidades de impactos ambientais para: a toxicidade
humana, a ecotoxicidade das águas de superfície epara a eutrofização.
Também foi determinado que o uso de energia elétrica de baixa tensão foi à
causa da maioria dos 14 impactos ambientais avaliados, bem como para o
efluente
foi
detoxificação
UVV/UVC/O3.
associada
aguda
principalmente
mostrou
a
melhores
eutrofização.
resultados
No
para
entanto,
o
a
processo
Palavras-chave: ACV; efluentes de lavanderia hospitalar e processos de
tratamento de efluentes, POAs.
ABSTRACT
COMBINED PHOTOCHEMICAL REACTORS UVV AND UVC FOR
TREATMENT OF HOSPITAL LAUNDRY WASTEWATER
Author: Rômulo de Oliveira Schwaickhardt
Orientador: Ênio Leandro Machado
Even with the development of clean technologies from the 90s, always need
remediation in the development stage called end-of-pipe. This applies to
pollution load of effluents from a hospital laundry, which is configured as one of
the most critical environmental problems in a hospital. This study investigated
photochemical processes a rising from the combination of photochemical
reactors, emerged (UVV) and immersed (UVC), including evaluation of the
reduction of pollutant parameters of the rinsing step of hospital laundry
associated
with
the
application
of
Life
Cycle
Analysis
(LCA).
The
characterization of the hospital laundry effluent was made by parameters: COD,
BOD5, TKN, Ptotal, pH, turbidity and conductivity, in addition to biological testing
of acute ecotoxicity with Daphnia magna. It was also performed spectroscopy in
the region of the ultraviolet-visible (UV-Vis) for determination of the organic
fraction, and gas chromatography coupled with mass spectrometry (GC-MS) for
the qualitative characterization of priority pollutants. The characterization tests
have shown a very complex matrix, the presence of drugs such as lidocaine
and dipyrone, and high organic load, poorly biodegradable and eco-toxicity in
acute EC50 of 6.7%. The ozonation process (main generation from VUV reactor)
showed the best results in relation kWh/COD removed, and the UV process to
lower environmental impacts for the parameters of characterization and
standardization of LCA. Standardization revealed higher intensities of
environmental impacts on: human toxicity, ecotoxicity of surface water and to
eutrophication. It was also determined that the use of electricity low voltage was
the cause of most of the 14 environmental impacts evaluated, as well as for the
effluent
was
mainly
associated
with
eutrophication.
However,
detoxification showed better results for the VUV/UVC/O3 process.
acute
Keywords: LCA; hospital laundry wastewaters; wastewater process treatment,
AOPs.
LISTA DE ILUSTRAÇÕES
Figura 1: Reator emerso (horizontal) e imerso (vertical) e bombas peristálticas
utilizados nos tratamentos do efluente da lavanderia hospitalar. ...... 34
Figura 2: Reator emerso (horizontal) e imerso (vertical) e bombas peristálticas
utilizados nos tratamentos do efluente da lavanderia hospitalar. ...... 36
Figura 3: Representação simplificada dos sistemas resultantes das
combinações UVV e UVC. A = Afluente; B = Recursos (energia e
produtos químicos) e C = Efluente tratado. ....................................... 37
Figura 4: Média e valores máximos e mínimos das DQOs encontradas nos
efluente brutos e nas amostras pós tratamentos. .............................. 40
Figura 5: Média e valores máximos e mínimos das DBO5 encontradas nos
efluente brutos e nas amostras pós tratamentos. .............................. 41
Figura 6: Valores de biodegradabilidade (relação DQO/DBO5) para amostra
pré-tratamento (efluente bruto) e cada processo de tratamento........ 42
Figura 7: Resultados das análises de ecotoxicidade aguda para cada uma das
configurações dos processos de tratamento. .................................... 43
Figura 8: Espectro de varredura da amostra bruta comparativamente com todos
os tratamentos. A = Varredura de 190-700nm; B = Intervalo onde
estão as frações orgânicas das amotras λ=190-240nm. ................... 44
Figura 9: Cromatogramas obtidos por CG-EM da amostra bruta extraído em 4
solventes diferentes. .......................................................................... 48
Figura 10: Comparativo entre cromatogramas usando acetona para preparação
das amostras bruta e tratada com o processo UVV/UVC/O3............. 50
Figura 11: Comparativo entre cromatogramas usando hexano para preparação
das amostras bruta e tratada com o processo UVV/UVC/O3 ............ 51
Figura 12: Comparativo entre os cromatogramas usando metanol para
preparação das amostras bruta e tratada com o processo
UVV/UVC/O3. .................................................................................... 52
Figura 13: Consumo de energia por kg de DQO removida nos processos de
tratamento de efluentes estudados em escala de bancada de acordo
com as Configurações 1 e 2. ............................................................. 55
Figura 14: Dados de ACV – Caracterização dos Processos de Tratamento de
Efluentes estudados. ......................................................................... 59
Figura 15 : Dados de ACV da normalização dos processos de tratamento de
efluentes estudados. ......................................................................... 61
Figura 16: Dados de ACV – Caracterização para Avaliação da Contribuição do
Balanço Material e de Energia nos ImpactosAmbientais no Processo
UVC. .................................................................................................. 63
Figura 17: Dados de ACV – Caracterização para Avaliação da Contribuição do
Balanço Material e de Energia nos Impactos Ambientais no Processo
UVV/UVC/O3. .................................................................................... 66
LISTA DE TABELAS
Tabela 1 Parâmetros gerais encontrados em efluentes hospitalares já
estudados. ................................................................................................. 18
Tabela 2 Fármacos encontrados nos efluentes hospitalares e suas
concentrações ........................................................................................... 19
Tabela 3: adaptação da ISO 21348:2007 para definição das categorias de
irradiação solar. ......................................................................................... 26
Tabela 4: Definições dos itens utilizados na aplicação da ACV (VAN OERS et
al., 2001). ................................................................................................... 30
Tabela 5: Caracterização do efluente do enxágue das compressas. ............... 39
Tabela 6: Compostos encontrados a partir da identificação da biblioteca do
espectrômetro de massas com seus respectivos tempos de retenção (tR).
................................................................................................................... 45
Tabela 7: Inventários diretos das etapas de operação dos processos de
tratamento de efluentes da lavanderia hospitalar estudados. Quantidades
equivalentes para 1m3 em 3 h de tratamento com duas configurações de
escalas: Bancada somente extrapolada e Piloto. ...................................... 53
Tabela 8: Dados de caracterização dos afluentes e efluentes estudados para
consideração de cargas poluentes. ........................................................... 54
Tabela 9:Inventário 2 – Dados de adequação ao software SimaPro 7.3.3 (1 m3
em 3 h de tratamento)................................................................................ 57
Tabela 10: Dados da ACV – etapa de caracterização dos processos de
tratamento de efluentes estudados. ........................................................... 60
Tabela 11: Dados de ACV – Caracterização para Avaliação da Contribuição do
Balanço Material e de Energia nos Impactos Ambientais no Processo UVC.
................................................................................................................... 64
Tabela 12: Dados de ACV – Caracterização para Avaliação da Contribuição do
Balanço Material e de Energia nos Impactos Ambientais no Processo
UVV/UVC/O3. ............................................................................................. 67
Tabela 13: Plano de Ação de P+L. ................................................................... 68
LISTA DE ABREVIATURAS
ACV
Análise de Ciclo de Vida
BHT
Butil-hidróxi-tolueno
CG-EM
Cromatógrafo a gás acoplado ao espectrômetro de massa
CLAE-DAD
Cromatografia líquida de alta eficiência com detector de
arranjo de diodos
CLAE-EM/EM
Cromatografia
líquida
de
alta
eficiência
acoplado
espectrômetro de massas em série
CONAMA
Conselho Nacional de Meio Ambiente
COT
Carbono Orgânico Total
DAFA
Digestor Anaeróbio de Fluxo Ascendente
DQO
Demanda Química de oxigênio
DBO5
Demanda Bioquímica de oxigênio
EFS
Extração em Fase Sólida
ETE
Estação de Tratamento de Efluentes
MBR
Biorreator de membrana
N-NH3
Nitrogênio amoniacal
NTK
Nitrogênio Total Kjeldahl
ONU
Organização das Nações Unidas
OMS
Organização Mundial da Saúde
P+L
Produção Mais Limpa
POA
Processos Oxidativos Avançados
PPCP
Contaminantes Farmacêuticos e de Cuidado Pessoal
Ptotal
Fósforo total
SGA
Sistema de Gestão Ambiental
SNIS
Sistema Nacional de Informação sobre Saneamento
STD
Sólidos Totais Dissolvidos
tR
Tempo de Retenção
UFC
Unidade Formadora de Colônia
UV
Ultravioleta
UV-Vis
Ultravioleta-Visível
UVV
Ultravioleta no Vácuo
a
SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO....................................................................................................................... 13
2 OBJETIVOS ........................................................................................................................... 16
2.1 Objetivo Geral................................................................................................................. 16
2.2 Objetivos Específicos .................................................................................................... 16
3 FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA .......................................................................................... 17
3.1 Efluentes Hospitalares .................................................................................................. 17
3.1.1 Toxicidade do Efluente Hospitalar ....................................................................... 20
3.1.2 Caracterização do Efluente Hospitalar................................................................ 21
3.1.3 Tratamentos Convencionais nos Efluentes Hospitalares................................. 22
3.2 Processos Oxidativos Avançados ............................................................................... 23
3.2.1 Processos Fotoquímicos ....................................................................................... 25
3.3 Processos Oxidativos em Efluentes Hospitalares .................................................... 27
3.4 Estudos dos Processos Oxidativos Avançados no Tratamento de Efluentes por
Análise do Ciclo de Vida (ACV).......................................................................................... 29
4. METODOLOGIA................................................................................................................... 32
4.1 Caracterizações Analíticas ........................................................................................... 32
4.1.1 Análise Cromatográfica ......................................................................................... 32
4.1.1.1 Preparação da amostra ...................................................................................... 32
4.1.1.2 Condições cromatográficas ............................................................................... 33
4.2 Ensaios de Tratamento dos Efluentes........................................................................ 33
4.3 Análise do Ciclo de Vida e Prognóstico Ambiental dos Processos de Tratamento
................................................................................................................................................. 36
5 RESULTADOS E DISCUSSÔES ....................................................................................... 39
5.1 Caracterização do efluente da lavanderia hospitalar ............................................... 39
5.2 Comparativo de redução entre os processos de tratamento .................................. 39
5.3 Caracterização do Efluente da lavanderia hospitalar por CG-EM ......................... 44
5.4 Caracterização da amostra pós-tratamento UVV/UVC/O3 ...................................... 50
5.5 Análise de Ciclo de Vida (ACV) dos Processos Estudados.................................... 52
6. CONSIDERAÇÕES FINAIS ............................................................................................... 70
REFERÊNCIAS ........................................................................................................................ 72
1 INTRODUÇÃO
A Organização das Nações Unidas (ONU) estima que no ano de 2014,
cerca de 700 milhões de pessoas não tenham acesso à água potável e
aconteça cerca de 2 milhões de mortes de crianças abaixo dos 5 anos por
doenças causadas pelo consumo de água contaminada ou por doenças como
diarreia e malária. A má gestão dos recursos hídricos é responsável, segundo a
Organização Mundial da Saúde (OMS), por 2,5 bilhões de pessoas sem acesso
a sistema de saneamento básico.
Segundo a OMS, para cada 1 dólar investido em água e saneamento
básico, são economizados 4,3 dólares em saúde global, ou 12 dólares no total
de benefícios econômicos. No Brasil, segundo dados do Sistema Nacional de
Informação sobre Saneamento (SNIS), em 2013 somente 48,6% do esgoto
gerado foi coletado e, desta porção, apenas 69,4% tratados.
Várias são as razões para pesquisar o tratamento de efluentes
hospitalares, especialmente aqueles provenientes da lavanderia. A referência
de ecotoxicidade, fitotoxicidade, genotoxicidade e a presença de compostos
refratários justificam estudos para processos de tratamento de efluentes
considerados avançados, com ênfase em métodos de oxidação ou destes
combinados com processos separadores de fases e de biodegradação.
Sabe-se que os efluentes hospitalares são fontes capazes de aumentar
a toxicidade dos efluentes urbanos de 5 a 15 vezes, quando são descartados
sem o devido tratamento (BOILLOT et al., 2008). A estimativa de consumo de
água em um hospital é de 400 a 1200 litros/leito/dia e na contribuição da
lavanderia há o peso de quase 40% do total da vazão diária de efluentes
gerados (LUTTERBECK, 2010).
Segundo Gautam et al., (2007), efluentes hospitalares são perigosos
tanto para o equilíbrio ecológico quanto para a saúde pública. Podem ser
encontrados poluentes patogênicos, radioativos, resíduos químicos, infecciosos
e medicamentos, que se não tratados, podem levar a surtos de doenças
13
transmissíveis como às epidemias de diarreia, à contaminação da água, e a
poluição radioativa.
Estudos mostram também que a presença de antibióticos como
fluoroquinolonas no efluente hospitalar podem ser responsáveis pelo seu
potencial genotóxico, que pode ser tanto mutagênico como carcinogênico para
bactérias, podendo torná-las mais resistentes a antibióticos (BROWN et al.,
2006).
Os componentes orgânicos presentes nos efluentes hospitalares podem
apresentar impactos ao serem descartados diretamente no meio ambiente, pois
os fármacos residuais presentes são utilizados para exercerem atividade
biológica. A concentração dos fármacos residuais no ambiente aquático varia
na faixa de µg L-1 a ng L-1, sendo que estas concentrações necessitam de
métodos de análises extremamente sensíveis (PAIVA et al., 2011; KÖHLER et
al., 2012).
Entre os setores do hospital estudado, esta pesquisa foi desenvolvida
com os efluentes gerados no setor de lavanderia, onde uma das etapas mais
críticas de limpeza das roupas pode ser considerada a etapa de enxágue das
compressas. Segundo Albrecht (2007), “A nocividade ambiental dos efluentes
da lavanderia hospitalar é uma das mais acentuadas entre os diversos setores
devido à presença dos poluentes em maior concentração e dos produtos
químicos inseridos […]”.
Devido à falta de tratamento mais específico para a degradação destes
compostos antes do descarte do efluente e uma legislação mais rigorosa, é
observado em diversos trabalhos a presença de fármacos, antibióticos e outros
compostos tóxicos nas estações de tratamento de efluentes, que não estão
preparadas para este tipo de matriz, em rios e em águas subterrâneas,
afetando de forma aguda e cronicamente a fauna e flora aquática (BROWN et
al., 2006; LÓPEZ-SERNA et al., 2013; VERLICCHI et al., 2012).
A grande quantidade de fármacos descartados no meio ambiente, pode
chegar até a estar presente em águas para consumo. Além de que, processos
de biomagnificação e bioacumulação poderão tornar o consumo de peixes e
14
outros animais aquáticos inadequados para os seres humanos (ZENKER et al.,
2014).
Como forma de tratamento se verificou a capacidade de algumas
configurações de processos oxidativos avançados, buscando minimizar os
impactos que os efluentes geram, pois este tipo de tratamento tem poder de
degradação, assim como potencial para aumentar a biodegradabilidade dos
efluentes (CHONG e JIN, 2012).
No entanto, as pesquisas com o tratamento dos efluentes hospitalares
mostram a necessidade de continuar investigações de processos que resultem
em um coeficiente de maior sustentabilidade ambiental/eficiência de remoção
da carga poluente. Os trabalhos já realizados, especialmente por Lutterbeck,
(2010), Kern et al., (2013) e Kern et al., (2015), apresentam definições de
condições para detoxificação, porém usando o sistema de ozonização com
efeito Corona e sem a aplicação da Análise do Ciclo de Vida (ACV).
Buscando desenvolver um processo de tratamento para os efluentes
hospitalares oriundos da lavanderia, com maior eficiência e com menor impacto
ambiental este trabalho utilizou uma nova configuração de reatores avaliando
impactos ambientais referentes as diferentes configurações do sistema.
Desta forma, a partir desta nova configuração dos reatores foram
avaliados 7 diferentes processos a partir de análises químicas e biológicas
além de uma análise dos impactos ambientais de cada processo com a
ferramenta de ACV.
15
2 OBJETIVOS
2.1 Objetivo Geral
O principal objetivo do trabalho foi o desenvolvimento de unidade de
fotorreatores para a aplicação dos processos oxidativos avançados no
tratamento de efluente da lavanderia hospitalar, etapa de enxágue das
compressas, buscando iniciar controle com ACV para o mínimo de impacto
ambiental nestes processos de tratamento.
2.2 Objetivos Específicos
- O desenvolvimento de fotorreatores sequenciais com recirculação com
lâmpada UVV emersa e lâmpada UVC imersa com tubo de quartzo;
- Análise qualitativa dos efluentes bruto e tratados por cromatografia gasosa
acoplada a espectrometria de massas (CG-EM);
- Caracterização de parâmetros gerais de avaliação dos efluentes brutos e
tratados,
especialmente
com
a
associação
da
ecotoxicidade
e
da
biodegradabilidade;
- Avaliação dos impactos ambientais em termos de ACV das diferentes
configurações possíveis com o sistema de irradiação mista.
16
3 FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA
3.1Efluentes Hospitalares
Os efluentes hospitalares apresentam grande variabilidade podendo ser
muito tóxicos em determinadas épocas e ter sua toxicidade reduzida a 10% da
mesma em outros períodos. Estas variações podem estar associadas às
estações do ano e alguns trabalhos afirmam que no inverno são maiores que
no verão (MUBEDI et al., 2013; VERLICCHI et al., 2012).
A tabela 1 demonstra bem a variação dos parâmetros gerais dos
efluentes hospitalares estudados sendo que a Demanda Química de Oxigênio
(DQO) mínima encontrada chega a ser 10% e a Demanda Bioquímica de
Oxigênio (DBO5) a 5% do valor da pesquisa que apresentou as maiores
concentrações.
17
Tabela 1 Parâmetros gerais encontrados em efluentes hospitalares já estudados.
Autores
Parâmetros utilizados
Valores Encontrados
Wen et al., (2004)
DQO
186 mg L-1
DBO5
37 mg L-1
N-NH3
17 mg L-1
Turbidez
16 NTU
Escherichia coli
160 UFC mL-1
DQO
1.067 mg L-1
STD
1.540 mg L-1
Escherichia coli
2,5 x 107 UFC mL-1
Gautam et al., (2007)
Kajitvichyanukul
e DQO
Suntronvipart (2006)
Minetto (2009)
Perrodin et al., (2013)
Machado et al., (2012)
1.350 mg L-1
DBO5
410 mg L-1
Turbidez
15 NTU
DQO
420 mg L-1
DBO5
303 mg L-1
N-NH3
52 mg L-1
Ptotal
7,5 mg L-1
DQO
521 – 1.077 mg L-1
DBO5
200 mg L-1
COT
139 – 246 mg L-1
DQO
153 – 858 mg L-1
DBO5
23 – 440 mg L-1
A complexidade do efluente hospitalar pode ser observada pelas
diferentes concentrações e variedades no descarte de analgésicos, fármacos e
antibióticos sendo encontrados até 62 fármacos diferentes na mesma matriz
(VERLICCHI et al., 2012).
Além de encontrar diversos tipos de fármacos nos efluentes estes ainda
são quantificados, onde pode ser observado uma grande variação na
concentração entre as mais diversas especialidades dos hospitais.
18
Tabela 2 Fármacos encontrados nos efluentes hospitalares e suas concentrações
Fármaco
Autores que estudaram
Concentração
Paracetamol
SIM et al., 2011;
1,4 – 329 µg L-1
THOMAS et al., 2007;
Ibuprofeno
SANTOS et al., 2013
0,38 – 38 µg L-1
SIM et al., 2011;
VERLICCHI et al., 2012
Furosemida
LINDBERG et al., 2004;
Até 32 µg L-1
SANTOS et al., 2013;
SIM et al., 2011;
VERLICCHI et al., 2012
Ciprofloxacino
LINDBERG et al., 2004
101 µg L-1
Ofloxacino
VERLICCHI et al., 2012
37 µg L-1
Trimetoprima
VERLICCHI et al., 2012
95 µg L-1
Sulfametoxazol
LINDBERG et al., 2004
12,8 µg L-1
Eritromicina
VERLICCHI et al., 2012
7,5 µg L-1
Codeína
Santos et al., (2013)
2,68 – 2.837 ng L-1
Assim como os efluentes hospitalares descartados mudam conforme sua
localização a legislação pertinente também é modificada. Segundo a resolução
CONAMA nº 430/2011, os efluentes de oriundos de serviços de saúde se
classificam como efluentes sanitários podendo ser lançados em rede coletora
de esgotos que possuam estação de tratamento, ou diretamente após
tratamento especial.
Segundo Kist et al., (2008), os setores de análises clínicas, rádio e
quimioterapia, lavanderias e leitos estão entre os principais setores envolvidos
na geração de efluentes. A lavanderia é um setor que merece atenção, pois, o
efluente gerado possui diversos compostos químicos como detergentes,
tensoativos, desinfetantes e resíduos de fármacos que o caracterizam com alta
carga nitrogenada, alta carga orgânica e toxicidade elevada (MACHADO et al.,
2008).
19
As lavanderias hospitalares se incluem no grupo de lavanderias
industriais e juntas geram 30 mil m3 de efluentes por dia no Brasil, sendo que
cerca de 50% deste volume não possui nenhum tipo de tratamento
(TANIMOTO e SOARES, 2006).
Na avaliação de Kern et al., (2013), o efluente oriundo da lavanderia
hospitalar possui um grande potencial fitotóxico e genotóxico quando
descartado sem nenhum tipo de tratamento no meio ambiente, porém a
ozonização fotocatalítica é um dos processos de tratamentos capazes de
reduzir a toxicidade do efluente.
3.1.1Toxicidade do Efluente Hospitalar
A toxicidade dos efluentes hospitalares pode ser associada aos mais
diversos tipos de contaminantes como: metais pesados, drogas, disruptores
endócrinos, surfactantes, desinfetantes e agentes patogênicos (ASKARIAN et
al., 2004; CRUZ-MORATÓ et al., 2014; KÜMMERER, 2001; MUBEDI et al.,
2013; VERLICCHI et al., 2012).
A variabilidade da carga de produtos químicos do efluente hospitalar
também é observada nos testes de toxicidade crônica, no caso estudado por
Perrodin
et
al.,
(2013),
as
análises
realizadas
com
a
microalga
Pseudokirchneriella subcapitata e com o crustáceo Heterocypris incongruens
não apresentaram toxicidade para um efluente altamente carregado com
fármacos. Já Magdaleno et al., (2014), utilizando a mesma microalga
Pseudokirchneriella subcapitata e sementes de Allium cepa obtiveram
resultados que demonstraram o efeito tóxico em 55% das amostras analisadas
e genotoxicidade em 40% das amostras do efluente hospitalar e associaram
estes resultados a presença de desinfetantes e fármacos.
De acordo com Minetto (2009), o fármaco diclofenaco em matriz aquosa
não apresentou toxicidade aguda com o microorganismo Artemia salina, já o
efluente hospitalar apresentou toxicidade superior a 95% para o mesmo
microcrustáceo.
20
3.1.2Caracterização do Efluente Hospitalar
A caracterização dos efluentes hospitalares é feita com base em
parâmetros gerais e específicos.
No caso dos parâmetros gerais são comumente aplicados a DQO,
DBO5, COT, nitrogênio total, a relação DQO/DBO5, bem como a relação
COT/DQO, sendo a primeira uma referência inicial para a biodegradabilidade e
a segunda a chamada extensão de oxidação (LUTTERBECK et al., 2010,
KERN et al.,2013).
Já para determinar os fármacos residuais em efluentes líquidos,
métodos de cromatografia gasosa acoplada ao espectrômetro de massas (CGEM) ou cromatografia líquida de alta eficiência (CLAE) acoplada ao
espectrômetro de massas são utilizados (PAIVA et al.,2011).
De acordo com Brandt et al., (2011) os fármacos e disruptores
endócrinos presentes nos efluentes urbanos podem ser encontrados utilizando
o método de CLAE acoplada ao espectrômetro de massas de alta resolução
híbrido íon-trap – time of flight e analisados compostos na ordem de ng L-1.
Utilizando a técnica de CG-EM/EM, Gómez et al., (2007), analisou
fármacos ácidos e neutros em efluente hospitalar como: nicotina, ibuprofeno,
cafeína e outros, com o uso da extração em fase sólida (EFS) e a
cromatografia, detectando estes compostos na faixa de µg L-1 a ng L-1.
Para analisar compostos ácidos farmacologicamente ativos, Zhang e
Lee (2009), utilizaram a extração dinâmica em fase líquida e realizaram uma
derivatização antes de aplicar a técnica de CG-EM. Foram detectados os
seguintes compostos: Ácido clofíbrico, ibuprofeno, naproxeno e cetoprofeno na
faixa de µg L-1.
Avaliando a degradação do fármaco diclofenaco em efluente hospitalar,
Minetto (2009), realizou uma pré-concentração do efluente, anterior ao método
de CLAE-DAD. A pré-concentração foi capaz de recuperar 96% do fármaco e o
limite de detecção para este fármaco no efluente foi de 8,3 µg L-1.
21
Para avaliar múltiplos micropoluentes pré e pós-tratamento Kovalova et
al., (2013), aplicou a técnica de EFS e em seguida utilizando um CLAE-EM/EM
quantificou 56 compostos orgânicos, além de utilizar outras análises como
DQO, COD e COT, para o controle das amostras.
A eficiência de remoção de princípios ativos de fármacos nas águas
residuárias
analgésicos,
foi
avaliada
analisando
anticonvulsivos,
14
micropoluentes
β-bloqueadores,
citostáticos
(antibióticos,
e
meios
contrastantes de raios-X) por cromatografia líquida acoplada a espectrometria
de massas (CL-EM/EM) (KÖHLER et al., 2012).
Zupanc et al., (2013), avaliaram a degradação de 6 fármacos em
efluente hospitalar a partir do tratamento das amostras com EFS e posterior
injeção no CG-EM com uso de acetato de etila como solvente, alcançando uma
eficiência >81% na validação do método para a EFS.
3.1.3 Tratamentos Convencionais nos Efluentes Hospitalares
Segundo Falcão (2009), a maioria dos hospitais de Portugal não
possuem nenhum tipo de tratamento e nos poucos casos em que há o
tratamento são processos comuns como um pré-tratamento para remover
sólidos, seguido de uma desinfecção.
Os processos mais convencionais para o tratamento de efluentes
hospitalares como os de coagulação e/ou sedimentação, filtração e cloração
em série são capazes de reduzir a DQO e sólidos totais e, com a adição de
hipoclorito de sódio ou luz UV,ocorre a desinfecção do efluente antes do
descarte (GAUTAM et al., 2007).
Outro processo muito utilizado no tratamento de efluentes hospitalares é
o tratamento misto:Um reator anaeróbio (UASB) seguido de um reator aeróbio
(lodos ativados) como no caso descrito por Paiva et al., (2011), com redução
na DBO5, DQO, sólidos suspensos e nitrogênio amoniacal, além de degradar
alguns fármacos.
22
Na pesquisa realizada por Verlicchi et al., (2012), os dois hospitais
estudados não possuíam nenhum tipo de tratamento para o efluente, e
acabavam passando por tratamento somente na planta de tratamento de
esgoto da cidade, onde havia processos de tratamentos simples como filtro de
areia, lodos ativados e desinfecção com NaClO. Em outro caso, Mubedi et al.,
(2013), estudaram os efeitos tóxicos dos efluentes hospitalares descartados
sem tratamento.
Segundo Kovalova et al., (2012), o tratamento biológico convencional de
efluentes hospitalares tem uma boa remoção de DQO e nitrogênio total, no
entanto, é insuficiente para eliminar micropoluentes.
Utilizando o processo de coagulação-floculação seguido de uma
flotação, Suarez et al., (2009), avaliou a degradação de 13 PPCPs, chegando a
90% de remoção para 3 deles, até 50% para outros 3 e uma baixa remoção ou
insignificante para os outros. Ou seja, o uso somente de tratamentos mais
convencionais não é suficiente para a remoção de componentes mais
complexos.
3.2 Processos Oxidativos Avançados (POAs)
De acordo com Teixeira e Jardim (2004), mesmo os oxidantes fortes,
como o ozônio, são utilizados como forma de desinfecção desde 1886, porém a
nomenclatura POAs começou a ser utilizada durante o Simpósio Internacional
em Ozônio para Tratamento de Água e Efluentes em 1973 em que utilizaram a
terminologia “Tecnologias de oxidação avançada” pela primeira vez.
Os POAs são tratamentos adequados para efluentes de alta toxicidade
ou baixa biodegradabilidade, que não são possíveis de tratamentos
convencionais ou biológicos (OLLER et al.,2011). Eles se baseiam na geração
de radicais hidroxilas (HO●) molécula que possui um alto potencial de oxidação
(2,05 eV) e pode oxidar totalmente a matéria orgânica transformando-a em
dióxido de carbono, água e ânions inorgânicos (TEIXEIRA e JARDIM, 2004), a
partir de processos como: UVV (ZOSCHKE et al.,2014); Ultrassom (TEIXEIRA
e JARDIM, 2004); UV/O3 (MEUNIER et al.,2006); UV/TiO2 (JEONG et al., 2004;
23
MONTAGNER et al., 2004); O3/Fe2+ (WILDI et al., 2014); O3/UV/Fe2+ (KERN et
al.,2013); UV/H2O2 (DE LA CRUZ et al., 2013); O3/H2O2 (ROSAL et al., 2009);
Fenton (DE LA CRUZ et al.,2013); Foto-Fenton (GRČIĆ et al., 2014).
Segundo Klavarioti et al., (2009), os POAs podem ser definidos como:
“métodos de oxidação em fase aquosa com base em espécies intermediárias
altamente reativas, tais como os radicais de hidroxila, através de mecanismos
que conduzem à destruição do poluente alvo”. A eficiência deste processo de
tratamento não depende somente da taxa de geração das espécies reativas,
sendo observado também o tempo de contato e o tipo de poluente orgânico
presente (GOGATE e PANDIT, 2004).
Em sua pesquisa Albrecht (2007), colocou como vantagens que podem
ser observadas no POA’s a total degradação dos poluentes levando a sua
mineralização e não a simples troca de fase como os processos tradicionais,
assim como o aumento da biodegradabilidade do efluente, tornando mais
suscetível a processos biológicos.
Apesar de todas as vantagens observadas, os POAs, quando aplicados
sozinhos, podem se tornar inviáveis devido aos altos custos e grandes
quantidades gastas, com reagentes para degradar os poluentes até sua
mineralização. Isto acontece devido aos subprodutos resultantes da oxidação
tenderem a ser mais resistentes ao tratamento. Problema que pode ser
contornado com a utilização de outros processos posterior ao uso dos POAs,
como processos biológicos, pois apresentam baixo custo e alta oxidação
quando em contato com subprodutos mais biodegradáveis (OLLER et al.,
2011).
De acordo com Almeida et al., (2004), a ozonização pode se tornar mais
abrangente, atingir maiores taxas de mineralização e remover maiores
quantidades de compostos orgânicos, para isto a tendência é a utilização da
ozonização catalítica, a nanocatálise heterogênea ou a combinação com
métodos biológicos.
A geração de ozônio pode ser por três processos diferentes: geração por
descarga elétrica com alta voltagem, tanto com correntes de oxigênio ou ar
24
através dos eletrodos; geração em solução aquosa no sítio anódico e via
radiação UV (CHRISTENSEN et al., 2013).
Em seu estudo, Zoschke et al., (2014), afirmam que o processo de
tratamento utilizando (UVV) traz novas possibilidades para a geração de radical
hidroxila in situ, assim como várias vantagens deste tipo de tratamento, como a
degradação da matéria orgânica natural. Porém, afirmam que este tipo de
tratamento ainda não é aplicável em escala real no processo de tratamento de
água, pois há poucos estudos com aplicações práticas.
3.2.1 Processos Fotoquímicos
A radiação ultravioleta pode ser dividida em 5 faixas: UV-A (380 – 315
nm), UV-B (315 – 280 nm), UV-C (280 – 200 nm), UV-Vácuo (200 – 100 nm) e
extremo UV (100 – 1 nm) (OPPENLÄNDER, 2003). Já segundo Gouvêa et
al.,(2014), o espectro eletromagnético da radiação ultravioleta é subdividido
em: Ultravioleta de vácuo (1 – 200 nm), ultravioleta distante (200 – 300 nm) e
ultravioleta próximo (300 – 400 nm).
A tabela 3 foi adaptada para apresentar a definição das categorias das
irradiações solares no espectro do ultravioleta de acordo com a ISO
21348:2007.
25
Tabela 3: adaptação da ISO 21348:2007 para definição das categorias de irradiação
solar.
Categoria
Categoria
Espectral
sub-
Comprimento de onda Nomes
espectral
Ultravioleta
Em
UV
100 ≤ < 400nm
Ultravioleta
UVV
10 ≤ < 200nm
Ultravioleta de vácuo
UVE
10 ≤ < 121nm
Ultravioleta extremo
H Lyman-α
121 ≤ < 122nm
Hidrogênio de Lyman-alfa
UVD
122 ≤ < 200nm
Ultravioleta Distante
UVC
100 ≤ < 280nm
Ultravioleta C
UVM
200 ≤ < 300nm
Ultravioleta médio
UVB
280 ≤ < 315nm
Ultravioleta B
UVP
300 ≤ < 400nm
Ultravioleta próximo
UVA
315 ≤ < 400nm
Ultravioleta A
geral
as
lâmpadas
ultravioletas
de
baixa
pressão
são
monocromáticas, emitindo radiação em 253,7 nm e 184,9 nm, sendo que a
lâmpada de 254 nm é comercialmente mais comum e possui potencial
germicida, enquanto a lâmpada de 185 nm tem o potencial para gerar O3 e
realizar a fotólise da água (ZOSCHKE et al., 2014).
Conforme Jeong et al., (2004), as reações para formação O3 a partir da
incidência de radiação UVV sobre moléculas de O2 são as seguintes:
O2 + hv (< 243 nm) → O(1D) + O(3P)
O(1D) + M → O(3P) + M (M = O2 ou N2)
O(3P) + O2 + M → O3 + M
O3 + hv(< 310 nm) → O(1D) + O2
O(1D) + H2O → 2HO●
26
As moléculas reativas de oxigênio O(1D) e O(3P), são mais facilmente
formadas em ar seco, quando há a irradiação UVV sobre um ar úmido há a
formação de ●OH conforme a reação (JEONG et al., 2004):
H2O + hv → H+ + ●OH
O poder oxidante da luz UV é observado no tratamento de efluentes
contaminados
com
resíduos
tóxicos
como,
por
exemplo:
PPCPs,
micropoluentes e fármacos que não são degradados por sistemas de
tratamento convencionais (DANTAS, 2010; DE LA CRUZ et al., 2013; KIM e
TANAKA, 2009).
Segundo Chen et al., (2009) a radiação UV (λ = 254 nm) é capaz de
degradar uma solução de atrazina em até 90% com 50 min. de tratamento
utilizando uma lâmpada de baixa potência (8 W). Já Wols e Hofman-Caris
(2012), demonstraram que a variação de degradação entre mais de 100
micropoluentes orgânicos pode variar entre 5% até 99% dependendo da
estrutura molecular de cada composto.
O uso da lâmpada UV em conjunto com outros POAs também foi
estudado por Grčić et al., (2014), onde o processo aplicando Fenton em
conjunto com a radiação UV obteve os melhores resultados no descolorimento
e redução de COT para 5 diferentes corantes.
3.3 Processos Oxidativos em Efluentes Hospitalares
Alternativas
para
os
tratamentos
convencionais
dos
efluentes
hospitalares são os POAs, processos de tratamento que podem ser mais
específicos visando à degradação de fármacos ou micropoluentes, como o uso
de doses de ozônio somente ou previamente ao uso de baixas doses de
peróxido de hidrogênio (LEE et al., 2014; DE WITTE et al., 2010). O uso de
ozônio tem sido utilizado tanto para a degradação de fármacos em matrizes
hospitalares, quanto para a degradação de fármacos em plantas de
tratamentos de esgotos (ANTONIOU et al., 2013).
27
De Witte et al., (2010), utilizou a ozonização para degradar a molécula
do fármaco ciprofloxacino, como forma de tratamento do efluente hospitalar, e
após 60 minutos de tratamento, tanto em pH ácido (3) e pH alcalino (10), o
ciprofloxacino não foi mais detectado.
O uso de catalisadores como o íon Fe2+ junto ao ozônio foi estudado por
Wilde et al., (2014), na degradação dos β-bloqueadores atenolol, propranolol e
metoprolol em efluente hospitalar, onde se obteve a degradação dos princípios
ativos, porém não se obteve a total mineralização dos mesmos.
Segundo Dantas et al., (2010), o uso da fotólise por radiação UV direta é
capaz de promover a remoção dos fármacos propranolol e metronidazol em
água além de aumentar a biodegradabilidade e, no caso do propranolol, a
diminuição da toxicidade após o tratamento.
Na pesquisa realizada por Zupanc et al., (2013), o uso de processos
combinados de tratamento biológico, do processo de cavitação hidrodinâmica
com adição de peróxido de hidrogênio e o tratamento com lâmpada UV,
consecutivamente, foram capazes de degradar as moléculas de ibuprofeno,
naproxeno e ketoprofeno, a quantidades abaixo dos níveis de detecção
enquanto que o diclofenaco e a carbamazepina reduziram em mais de 98%.
O uso de membranas de polietileno de baixa porosidade aplicado aos
efluentes hospitalares obtiveram resultados bastante promissores com
reduções maiores que 80% para DQO e reduções de 98% para Escherichia coli
(WEN et al., 2004).
No estudo de Kovalova et al., (2013), a utilização de membranas de
baixa porosidade em conjunto com tratamentos por carvão ativado e métodos
oxidativos avançados como radiação UV e O3 além de métodos combinados de
O3/H2O2 e UV/TiO2, foram testados no tratamento do efluente hospitalar.
Köhler et al., (2012), utilizaram o tratamento com MBR que mostrou alto
potencial para degradação da matéria orgânica, porém baixa capacidade de
degradação de produtos farmacêuticos persistentes. Já a aplicação da
radiação UV e H2O2 demonstraram degradação mais efetiva.
28
Combinações de POAs também foram avaliadas como o uso de ozônio,
luz ultravioleta e íons ferrosos no tratamento de efluentes hospitalares, mais
especificamente no efluente da lavanderia hospitalar com redução de até 59%
da DQO e 86,7% de Nitrogênio Total Kjeldahl (NTK) a partir dos estudos de
KERN et al., (2013).
3.4 Estudos dos Processos Oxidativos Avançados no Tratamento de
Efluentes por Análise do Ciclo de Vida (ACV)
Segundo Van Oers (2001), a ACV estuda aspectos e impactos
ambientais para métodos, processos e produtos a partir da aquisição de dados
de matéria-prima, produção, utilização e disposição final. Os estudos de ACV
integram Recursos, Saúde e Ecossistemas, podendo ser completa ou parcial,
com apenas algumas partes mais críticas de um processo.
As fases dos estudos de ACV envolvem: 1) Objetivos e escopo; 2)
Análise de Inventário; 3) Avaliação de Impacto e 4) Interpretação.
Para indicação quantitativa de impactos ambientais em processos, a
Análise do Ciclo de Vida é uma das ferramentas mais usadas. Vários softwares
foram desenvolvidos para organização do inventário, para avaliação dos
impactos diretos e indiretos, também referenciados como Midpoint e Endpoint,
e para inclusão do destino dos resíduos e potenciais ciclos de reuso de
materiais processados. Os softwares SimaPro e Umberto são os mais
utilizados no Brasil, mas com variações de métodos envolvendo o EDIP, o CML
2001, o Ecoindicator 99 e o ReCiPe.
No caso do software ReCiPe, a combinação do Midpoint, apresenta
quatorze itens de impacto, e o Endpoint, apresenta quinze itens de impacto,
ambos selecionam focos de danos ambientais com estágios chamados de
Imediato (I) – são impactos de até 20 anos; Hierárquico (H) – são impactos de
até 100 anos e finalmente o igualitário (E) – são impactos de até 500 anos. O
SimaPro segue as definições das ISO 14040 e 14044 do ano de 2009. Alguns
itens de definição são importantes para compreensão dos estudos de ACV, os
quais podem ser verificados na Tabela 4.
29
Tabela 4: Definições dos itens utilizados na aplicação da ACV (VAN OERS et al.,
2001).
Item
Definição
Etapa de
Caracterização na ACV
Avaliação em cada um dos parâmetros de impacto em
unidades equivalentes de qual é a contribuição de cada
substância de cada parte do inventário de um
procedimento, método ou processo. Ex.: kg CO2 eq.
Comparativo entre os parâmetros de impacto de valores
adimensionais que estabeleçam um quociente para
estimar o limite tolerável, de acordo com legislações ou
históricos de processos e consumos nas regiões dos
bancos de dados. Ex.: Caracterização de efeito mudanças
Climáticas com o Fator kg CO2 eq./ano para Europa
Ocidental 4,81 x 1012 ( VAN OERS, 2001).
RER U = Banco de dados Europeu do berço ao túmulo;
RER S = Banco de dados Europeu do portão ao túmulo;
BR U = Banco de dados Brasileiro do berço ao túmulo.
Função: descrição do processo;
Unidade Funcional: quantidade de referência a ser
inventariada;
Fluxo de Referência: Composição do inventariado;
Fronteiras do Sistemas: Berço ao túmulo (extração
disposições finais); Berço ao portão (extração e produto
e/ou processo final)
Categoria de Impacto: seleção do método de análise e
de parâmetros de impacto nas etapas I, H ou E.
Etapa de Normalização
na ACV
Legendas
Estruturação da ACV
É neste contexto que vários trabalhos com ACV já foram feitos para
abordagens de tratamento de efluentes. Especificamente para sistemas
combinados envolvendo tecnologia de irradiação UV com biorreator de
membrana (do inglês Membrane Bioreactor - MBR), Köhler et al., (2012),
aplicaram a avaliação de ACV. Os sistemas UV foram de baixa pressão e de
média pressão. A análise das diferentes opções de tecnologia foi avaliada na
relação de custo-benefício tendo em conta o consumo de energia elétrica e a
eficiência de remoção de produtos farmacêuticos, que revelou claramente o
melhor desempenho dos sistemas POAs com lâmpadas de baixa pressão.
No entanto, ainda nas pesquisas desenvolvidas por Köhler et al., (2012),
uma comparação global entre os diferentes cenários foi realizada para avaliar
os seus impactos ambientais utilizando a metodologia de avaliação de ACV
com o método EDIP. O uso do sistema com radiação UVC (baixa pressão com
adição de 1,11 g L-1 de H2O2 no efluente) apareceu como o cenário estudado
de menor impacto em termos de Análise de Ciclo de Vida.
30
Outra abordagem de ACV no tratamento de efluentes foi feita com o
trabalho de Meneses et al., (2010). Neste trabalho os autores utilizaram a ACV
para avaliar diferentes tratamentos de desinfecção com cloração e radiação
ultravioleta,
ozonização
e
ozonização
com
peróxido
de
hidrogênio,
considerando vantagens e desvantagens de reutilização de águas residuais
urbanas em aplicações não-potáveis. O processo de menor impacto foi Cl2/UV.
Foco diferente de aplicação para processos avançados de tratamento de
efluentes com ACV foi investigado por Igos et al., (2012), onde consideraram o
destino de fármacos excretados sem modificações ou metabolizados para uma
estação piloto com MBR seguido dos processos de ozonização, carvão ativado
e radiação UV. A execução da ACV para estes estudos considerou a definição
dos objetivos e escopo com o inventário direto do banco de dados do software
EDIP2003, onde foram aplicadas quatorze categorias de impactos ambientais,
considerando a etapa Endpoint.
Com a sequência de estudos comparativos de ACV feitos por Igos et al.,
(2012) para processos de fotocatálise homogênea (foto-Fenton) e heterogênea
(UV-TiO2) integrados com tratamento biológico, observou-se esta última como
a alternativa mais sustentável para tratamento de substâncias tóxicas e não
biodegradáveis.
Os estudos desenvolvidos por Muñoz et al., (2006), basearam-se em
testes de planta piloto com energia solar, utilizando metil-fenilglicina como uma
substância alvo. O estudo de ACV incluiu a infra-estrutura das plantas,
produtos químicos, energia elétrica, transporte de todos esses materiais para o
local da instalação, gestão do catalisador, descarte de resíduos e os impactos
do uso de uma ETE de lodos ativados. Os resultados da ACV mostraram que
os impactos apresentaram-se de 80-90% mais baixos para o sistema
UV/H2O2/Fe2+.
31
4. METODOLOGIA
4.1 Caracterizações Analíticas
A coleta dos efluentes foi executada semanalmente em dia previamente
determinado na lavanderia de um hospital localizado na região do vale do Rio
Pardo. Este produz em média 150m3 de efluentes diariamente, sendo que 35%
do total são de responsabilidade do setor de lavanderia. Para realizar os
processos de tratamento foi coletada a água de descarte do primeiro enxágue
das compressas, etapa em que não há a adição de produtos químicos para
limpeza, somente a adição de água e agitação mecânica.
O efluente coletado foi levado imediatamente ao laboratório onde foram
realizadas as análises físico-químicas e biológicas e iniciado o processo de
tratamento.
As análises físico-químicas, químicas e biológicas realizadas foram:
DQO, DBO, NTK, N-NH3, Ptotal, segundo o Standard Methods for Water and
Wastewater (2008). A espectrometria de absorção molecular foi realizada
utilizando um espectrofotômetro da marca Genesys com uma varredura no UVVis entre os comprimentos de onda de 190 e 700nm.
As análises de toxicidade aguda foram realizadas segundo ABNT NBR
12713-04 (2004), com o crustáceo Daphnia magna.
4.1.1 Análise Cromatográfica
4.1.1.1 Preparação da amostra
Previamente a cromatografia, as amostras foram tratadas por extração
em fase sólida (EFS) em uma coluna de clean-up Strata C18-E em cartuchos
de 500mg/3mL. Para condicionamento da coluna foram utilizados 4 mL de
metanol, 2 mL de água deionizada. Foram percolados 100 mL de amostra por
cartucho com vazão de 3 mL min-1 e os compostos adsorvidos posteriormente
32
eluídos em 3mL em 4 diferentes solventes: uma mistura metanol/acetonitrila
1:1; metanol; acetona e hexano (DONATO et al., 2012).
4.1.1.2 Condições cromatográficas
As análises cromatográficas foram realizadas em um cromatógrafo a gás
Shimadzu GC-2010 acoplado em espectrômetro de massas Shimadzu GCMSQP 2010 com analisador de massas quadrupolar. O método de injeção
utilizado foi o Splitless (150 µL) a temperatura de 250 ºC e a coluna utilizada foi
a coluna capilar DB-5 (5% diphenyl-95% dimethylpolysiloxane, Ohio Valley, CA,
USA) com 30 m de comprimento 0,25 mm de diâmetro interno e 0,25 µm de
fase estacionária. O forno iniciou com a temperatura de 80°C, aumentando até
200°C nos primeiro 25 min. e chegando aos 270 °C até os 60 min. mantendo
esta temperatura até o fim da análise. O tempo de duração da análise foi de 70
min. sendo utilizado como gás de arraste o hélio (White Martins Gases
Industriais, Canoas, Brasil, 99,999%) a um fluxo de 0,5 mL/min. A identificação
dos compostos presentes no efluente pré e pós-tratamento foi efetuada pela
comparação dos espectros de massas dos compostos desconhecidos com os
espectros da biblioteca do equipamento (Wiley mass spectra library Wiley MS
6th edition)
4.2 Ensaios de Tratamento dos Efluentes
Os ensaios de tratamento foram realizados a partir da recirculação da
amostra durante 180 min. entre dois reatores sendo um horizontal e outro
vertical com capacidade para 1.250 mL de amostra.
O reator horizontal foi confeccionado em acrílico com acoplamento de
lâmpada UV-Vácuo (λmax = 185 nm) de 14 W de potência para a geração de
ozônio e degradação da amostra. Chicanas foram colocadas no interior para
aumentar o tempo de retenção hidráulica da amostra, uma entrada e saída
para o gás e uma entrada e saída de líquidos.
33
O reator vertical foi construído em formato cilíndrico com parede de vidro
e tampa em polietileno, tendo tubo de quartzo no centro para proteção da
lâmpada UVC (λmax = 254 nm) de 11 W. A inserção de ar foi feita para o reator
horizontal a partir de uma pedra porosa, o reator ainda contou com uma saída
de gás, uma entrada e uma saída de líquidos.
Figura 1: Reator emerso (horizontal) e imerso (vertical) e bombas peristálticas
utilizados nos tratamentos do efluente da lavanderia hospitalar.
Como forma de avaliação foram executados 7 diferentes testes a partir
da configuração inicial dos reatores, buscando identificar o melhor processo
(Figura 2). Os testes foram divididos em:
UVC: A lâmpada com radiação UVC que foi fixada no interior do reator
imerso foi ligada, bem como, a bomba peristáltica para injeção de ar (Figura 2A);
UVV: A lâmpada com radiação UVV que no interior do reator emerso foi
ligada, assim como, a bomba peristáltica para recirculação do líquido, mas sem
a injeção de ar (Figura 2-B);
34
O3: A lâmpada com radiação UVV do reator emerso e a bomba
peristáltica para a injeção de ar foram ligadas, porém sem a recirculação do
líquido no reator emerso (Figura 2-C);
UVC/O3: A lâmpada UVC e a lâmpada UVV foram ligadas, assim como,
a bomba peristáltica de injeção de ar, sem a recirculação de líquido no reator
emerso (Figura 2-D);
UVV/O3: A lâmpada UVV e as duas bombas peristálticas foram ligadas,
recirculando o líquido entre os reatores e injetando o ar ozonizado (gerado no
reator emerso) no reator imerso (Figura 2-E);
UVV/UVC: A lâmpada UVV, a lâmpada UVC e a bomba peristáltica de
recirculação do líquido foram ligadas, sem injeção de ar no reator imerso
(Figura 2-F);
UVV/UVC/O3: Todo o sistema foi ligado: as duas lâmpadas ultravioletas
e as duas bombas peristálticas, recirculando o líquido e injetando ar ozonizado
(Figura 2-G).
35
Figura 2: Reator emerso (horizontal) e imerso (vertical) e bombas peristálticas
utilizados
nos
tratamentos
do
efluente
da
lavanderia
hospital
hospitalar.
Bomba
peristáltica
Legenda da Figura 2:: Testes executados, A – UVC; B – UVV; C – O3; D – UVC/O3; E –
UVV/O3; F – UVV/UVC; G – UVV/UVC/O3.
4.3 Análise do Ciclo de Vida e Prognóstico Ambiental dos Processos de
Tratamento
A definição do escopo para o ACV foi a partir dos dados inventariados
para os processos de tratamento dos efluentes da lavanderia hospitalar
referentes à Figura 3.
36
Figura 3: Representação simplificada dos sistemas resultantes das combinações UVV
e UVC. A = Afluente; B = Recursos (energia e produtos químicos) e C = Efluente
tratado.
B
Ar
+
Reator
UVC - Emerso
Ar
A
Bomba
Peristáltica Aeração
Bomba
PeristálticaRecirculação
Reator
UVC - Imerso
C
Limites do escopo para ACV
A proposta metodológica desenvolvida para definição do escopo nos
POAs estudados considerou a avaliação dos seguintes itens: equipamentos, o
consumo de energia elétrica e produtos químicos.
O inventário dos parâmetros de carga poluente dos efluentes gerados foi
associado com as análises de caracterização da DQO, DBO5, Fósforo Total e
NTK.
A energia elétrica consumida foi inventariada a partir das especificações
dos equipamentos.
Os valores diretos foram ajustados para a quantidade equivalente de 1
m3 de efluente tratado como tempo de tratamento de 3 horas (Unidade
Funcional).
A aplicação do software SimaPro 7.3.3 foi feita para os estudos de ACV
levando em conta a aplicação do método ReCiPe (H). A quantidade de
equivalência para o balanço material e energético considerou 1 m3 de efluentes
líquidos gerados como o Fluxo de Referência para parâmetros de carga de kg
m-3 em DQO; kg m-3 em DBO5; kg m-3 em NTK e kg m-3 em Ptotal. Procedimentos
de Caracterização e Normalização foram aplicados na escala Midpoint.
37
Foram considerados os mesmos procedimentos de Muñoz (2003), para
seleção dos parâmetros de análise: extração dos recursos bióticos e abióticos;
uso do solo; aquecimento global; depleção do ozônio estratosférico; emissão
de material particulado; toxicidade humana; ecotoxicidade de água de
superfície; criação de oxidantes fotoquímicos; acidificação; eutrofização e
recursos abióticos.
Visando melhorar a compreensão e aplicações da ACV foram
consideradas as normas ISO 14040 (Gestão Ambiental – Avaliação do Ciclo de
Vida – Princípios e Estrutura) e ISO 14044 (Gestão Ambiental – Avaliação do
Ciclo de Vida – Requisitos e Orientação), ambas de 2009.
O prognóstico ambiental foi considerado com a aplicação da ferramenta
5W2H, tendo como referência os estudos de Ribeiro (2012).
38
5 RESULTADOS E DISCUSSÔES
5.1 Caracterização do efluente da lavanderia hospitalar
Em comparação com outros trabalhos apresentados na literatura
(ALBRECHT, 2007; KERN et al., 2013; LUTTERBECK, 2010) o efluente
oriundo da lavanderia demonstrou algumas diferenças nos fatores de carga.
Valores de DQO e DBO5 ficaram acima dos valores apresentados em outras
pesquisas, enquanto que NTK ficou abaixo e a turbidez praticamente manteve
os mesmos valores.
Tabela 5: Caracterização do efluente do enxágue das compressas.
Parâmetros
Efluente
Limites
Limite
bruto
Resoluções
Vazão
Consema/RS
m³ d- 1
128 e 129/06
-1
DQO (mg L )
6364
360
20≤Q<100
-1
DBO5 (mg L )
2040
150
20≤Q<100
N-NH3 (mg L-1)
4,2
20
Q<100
NTK (mg L-1)
12,88
20
Q<100
pH
7,11
7,0
-
165
-
-
703
-
-
Fósforo total (mg L )
4,8
4
Q<100
Ecotoxicidade Aguda
6,7
100
Q>10.000
Turbidez (NTU)
-1
Condutividade (µS cm )
-1
(EC50 %)
Coliformes Totais
5.2 Comparativo de redução entre os processos de tratamento
Nos tratamentos utilizados o teste somente de ozonização obteve o
melhor resultado em termos de redução de DQO, apresentando 50,8% de
39
redução, o maior percentual entre os testes executados conforme apresentado
na Figura 4.
Figura 4: Média e valores máximos e mínimos das DQOs encontradas nos efluente
brutos e nas amostras pós tratamentos.
DQO
8000
7000
Média
6000
mg L
-1
5000
4000
3000
2000
1000
0
Esta redução maior no teste de ozonização em comparação aos testes
combinados pode ser explicada devido aos tratamentos com a denominação
UVV terem a recirculação entre os reatores, diminuindo a altura de coluna
d’água no reator imerso e, assim, diminuindo o tempo de contato entre o O3 e o
efluente (tempo de residência). Já o teste combinado da lâmpada UVC com o
O3 já foi descrito na literatura como menos eficiente que o teste somente
utilizando O3 (KERN et al., 2013).
Ainda, considerando os estudos efetuado por Kern et al., (2013), é
possível observar o ganho na redução da DQO com este novo reator, pois o
mesmo tratamento (O3) em um reator diferente alcançou 43% de redução. No
entanto, com o uso da combinação UV/O3/Fe2+, foi alcançado o total de
redução de 59%, demonstrando que com adição de catalisador ao tratamento
poderá alcançar valores ainda maiores de oxidação.
Já Albrecht (2007), utilizando O3, radiação UV e TiO2 alcançou 30,19%
na redução da DQO, ainda ficando abaixo dos resultados demonstrados na
Figura 4.
40
O teste de DBO5 apresentou a maior redução no tratamento com todos
os processos combinados, UVV/UVC/O3, chegando a 26,5% de redução,
enquanto que o teste com melhor redução de DQO (somente O3) não
apresentou uma redução significativa (Figura 5).
Figura 5: Média e valores máximos e mínimos das DBO5 encontradas nos efluente
brutos e nas amostras pós tratamentos.
DBO5
3000
2500
mg L-1
Média
2000
1500
1000
500
0
Observa-se que na Figura 5, alguns resultados aparecem com o
percentual negativo, isso é devido ao aumento da DBO5 da amostra póstratamento em relação ao bruto (pré-tratamento). Isto pode acontecer pois as
espécies formadas como subprodutos dos tratamentos apresentam menor
biodegradabilidade em relação as moléculas presentes no efluente bruto.
O percentual de redução alcançado pelo tratamento combinado foi de
26,5%,valor elevado, assim como os 32% encontrados no tratamento de
eletrooxidação realizado por Machado et al., (2012), para o mesmo efluente.
Já, o processo de tratamento mais semelhante ao realizado neste trabalho,
alcançou 50% de redução utilizando a combinação entre O3, UV e Fe2+ (KERN
et al., 2013). O processo aplicado por Albrecht (2007), com o uso de
catalisador também apresentou grande redução na DBO5 alcançando valores
de até 75%.
41
Estes diferentes resultados na redução entre DQO e DBO5, tornam o
efluente tratado no teste de O3 como o de maior biodegradabilidade, enquanto
que o efluente tratado com todos os processos que obteve a maior redução de
DBO5 ficou com a menor biodegradabilidade (Figura 6). Esta diminuição na
biodegradabilidade do efluente pode ser resultado da formação de subprodutos
mais tóxicos ou recalcitrantes nos testes combinados.
Figura 6: Valores de biodegradabilidade (relação DQO/DBO5) para amostra prétratamento (efluente bruto) e cada processo de tratamento.
Biodegradabilidade
3,50
3,00
2,50
2,00
1,50
1,00
0,50
0,00
3,12
1,58
1,80
1,86
2,24
2,53
2,80
3,00
Comparando com os trabalhos que utilizaram o efluente coletado no
mesmo local para os processos de tratamentos (Kern et al., 2012; Lutterbeck,
2010), o efluente atualmente possui a maior carga orgânica com a menor
biodegradabilidade, se tornando assim, o mais complexo para o processo de
tratamento.
Os testes de ecotoxicidade aguda demonstraram que o efluente bruto foi
extremamente tóxico com uma EC50 de 6,7%, enquanto o processo de
tratamento UVV/UVC/O3 apresentou o melhor resultado com uma EC50 de
100%, o que é considerado pouco tóxico. Observaram-se os testes de
UVC/UVV e UVC/O3 com bons resultados ficando classificados como
medianamente tóxicos (Figura 7).
42
Figura 7: Resultados das análises de ecotoxicidade aguda para cada uma das
configurações dos processos de tratamento.
100
% EC50
75
50
25
0
O processo O3 que apresentou maior degradação da matéria orgânica
no teste de DQO (Figura 4), apresentou toxicidade elevada, ficando muito
próximo do efluente bruto, ou seja, o aumento da biodegradabilidade do
efluente não tem relação com a diminuição da toxicidade do mesmo.
No teste
ste de espectro
espectrofotometria UV-Vis, foi possível observar a presença
de compostos orgânicos no efluente
eflue
bruto (EL HAJJOUJI et al., 2007; ZHU et
al., 2011), assim como, a presença decompostos
d
orgânicos após os processos
de tratamento, pois as bandas na região do UV sofrem uma diminuição em
relação ao bruto, mas ainda apresentam elevada absorção (Figura 8).
Porém, mesmo sendo possível ver a diminuição das áreas dos picos do
efluente bruto em relação às amostras tratadas, métodos mais refinados são
necessários como testes de ecotoxicidade e a cromatografia gasosa para
identificar e quantificar compostos mais
mai complexos e de difícil degradação.
43
Figura 8: Espectro de varredura da amostra bruta comparativamente com todos os
tratamentos. A = Varredura de 190-700nm; B = Intervalo onde estão as frações
orgânicas das amotras λ=190-240nm.
A
B
5.3Caracterização do Efluente da lavanderia hospitalar por CG-EM
Para cada solvente utilizado para fazer as extrações dos componentes
das colunas de extração em fase sólida foram encontrados compostos
diferentes (Figura 9). Apesar de haver alguns compostos semelhantes em
geral, a polaridade de cada solvente foi determinante na separação dos
compostos (Tabela 6).
44
Tabela 6: Compostos encontrados a partir da identificação da biblioteca do espectrômetro de massas com seus respectivos
tempos de retenção (tR).
Solv.
tR.
Hexano
S.
Nome
Acetona
S.
Nome
1
4,38
90
1,3,5-trimetil-benzeno
2
5,61
93
Dodecano
3
6,79
93
1,2,3,4-tetrametil-benzeno
4
7,00
87
Ácido octanóico
5
10,70
93
Hidrocarboneto
6
10,94
91
Hidrocarboneto
7
11,11
90
Hidrocarboneto
8
11,19
91
Hidrocarboneto
9
11,39
90
Hidrocarboneto
10
11,63
97
Ácido decanóico
11
12,50
91
Hidrocarboneto
12
14,82
92
Hidrocarboneto
13
15,04
90
Hidrocarboneto
14
15,26
90
BHT (ButilHidroxiTolueno)
15
15,45
16
15,63
90
Hidrocarboneto
17
15,87
93
Hidrocarboneto
18
16,10
92
Hidrocarboneto
19
16,33
92
Hidrocarboneto
96
89
Metanol
S.
Nome
94
Ácido octanóico
Metanol/Acetonitrila 1:1
S.
81
N-(4-aminofenil)-Nmetilacetamida
89
Dodecanoato de metila
BHT (ButilHidroxiTolueno)
Hidrocarboneto
83
Dodecano
45
Solv.
Hexano
20
16,57
92
21
16,63
22
16,87
92
Hidrocarboneto
23
17,22
94
Hidrocarboneto
24
18,46
25
19,71
91
Hidrocarboneto
26
19,89
88
Hidrocarboneto
27
20,63
92
Hidrocarboneto
28
20,82
90
Hidrocarboneto
29
21,02
90
Hidrocarboneto
30
21,57
97
Hidrocarboneto
31
22,04
90
Hidrocarboneto
32
22,30
33
22,98
34
23,70
35
24,13
89
Hidrocarboneto
36
25,00
90
Hidrocarboneto
37
25,55
89
Álcool
38
26,23
39
Acetona
Metanol
Metanol/Acetonitrila 1:1
Hidrocarboneto
96
Ácido láurico
96
Ácido láurico
95
1-iodo-dodecano
84
Fosfato
82
Fosfato
89
Diisobutil Ftalato
93
Diisobutil Ftalato
97
Lidocaína
97
Lidocaína
93
14-metil-pentadecanoato
de metila
93
Dipirona
27,97
94
Oleato de Metila
40
28,63
94
Octanoato de Metila
41
28,94
86
84
Álcool
97
Heneicosano
Ftalato
97
89
92
Lidocaína
Dipirona
86
Dipirona
Ácido Oleico
46
Solv.
42
30,06
43
31,17
44
31,21
45
35,21
46
35,46
47
40,93
Hexano
85
Acetona
Metanol
Tetracosano
89
88
97
Metanol/Acetonitrila 1:1
Ácido 3-nitroftálico
Amida
90
Amida
85
Dipirona
97
Mono(2-etil-hexil) ftalato
Piridina
47
Figura 9: Cromatogramas obtidos por CG-EM da amostra bruta extraído em 4 solventes diferentes.
Hexano
Acetona
Metanol
Metanol/Acetonitrila
min.
48
Somente foram considerados picos que apresentavam compostos com
mais de 80% de similaridade com a biblioteca e espectros, sendo que entre
80% e 90% foram considerados somente os grupos funcionais para fins de
avaliação e acima de 90%, o composto apresentado.
Entre os solventes utilizados observa-se na Tabela 6, que os solventes
de maior polaridade, acetona, metanol e metanol/acetontrila, extraíram
compostos similares com algumas exceções nos mesmos tempos de retenção.
Em hexano, a maioria dos compostos encontrados se deteve a cadeias
orgânicas com grandes números de carbonos, foram extraídos hidrocarbonetos
de 14 a 34 carbonos.
Dos compostos identificados no efluente bruto podemos destacar a
presença de Lidocaína e Dipirona, dois medicamentos muito utilizados no
hospital.
Outro composto que apresentou uma alta similaridade com a biblioteca
foi o BHT. Apesar de ser mais utilizado como um antioxidante para alimentos o
BHT pode ser utilizado como antioxidante em fármacos e ser encontrado em
ETE de hospitais (FERREIRA, 2001; WYASU e KURE, 2012). Há pesquisas
que demonstram que ele é capaz de causar problemas hepáticos diminuindo a
reserva de vitamina A, além de testes em camundongos apresentarem o
aparecimento de tumores nos pulmões e problemas gastrointestinais
(LEDERER, 1991).
A Lidocaíca também é conhecida com Xilocaína® e é um anestésico
muito utilizado em tópicos dermais ou por aplicação percutânea e intravenosa.
É facilmente absorvida pelo fígado e cerca de 10% é excretado pela urina.
Pesquisas demonstram sua presença em ETE tanto no Brasil quanto na
Alemanha (FERREIRA, 2011).
A dipirona é um fármaco anti-inflamatório não-esteróide que é facilmente
absorvido pelo corpo, e pode ser excretado pela urina, motivo pelo qual pode
estar presente a própria dipirona ou algum produto de degradação no efluente
hospitalar (FELDMANN et al., 2008).
49
5.4 Caracterização da amostra pós-tratamento UVV/UVC/O3
Após a realização do tratamento com todos os métodos combinados foi
realizada a caracterização da amostra pós-tratamento para o método que era
considerado o de maior potencial de oxidação. Apesar dos testes físicoquímicos demonstrarem o processo O3, como o de maior poder oxidativo, o
método combinado com a adição de catalisador a base de íons ferrosos poderá
ser o de melhores resultados, conforme estudos realizados por Kern et al.,
(2013).
Para a avaliação cromatográfica do teste de melhor resultado na
ecotoxicidade aguda (UVV/UVC/O3) foi preparada a amostra em 3 solventes:
metanol, acetona e hexano. A Figura 10 apresenta a comparação entre a
amostra bruta e tratada utilizando acetona como solvente.
Figura 10: Comparativo entre cromatogramas usando acetona para preparação das
amostras bruta e tratada com o processo UVV/UVC/O3.
(x1,000,000)
1.75
1.50
1.25
TRATADO
1.00
0.75
0.50
BRUTO
0.25
0.00
10
Observa-se
20
a
30
diminuição
min.
de
40
alguns
50
picos
60
após
o
tratamento
demonstrando uma possível degradação de alguns dos componentes
presentes na amostra bruta como o ácido dodecanóico (tR. 15.26), dipirona (tR.
26.24) Ácido oleico (tR. 28.94), por exemplo, além da formação de outros
50
picos, podendo ser resutado da degradação dos compostos presentes na
matriz real.
A Figura 11 demonstra o comparativo entre amostra bruta e tratada
utilizando um solvente mais apolar.
Figura 11: Comparativo entre cromatogramas usando hexano para preparação das
amostras bruta e tratada com o processo UVV/UVC/O3 .
(x100,000)
4.5
TRATADO
4.0
3.5
3.0
2.5
2.0
BRUTO
1.5
1.0
0.5
10
20
min.
30
40
50
Há algumas diminuições nos picos de tR. 19.89, 20.63, 21.57,30.06 e
40.93 min. mas estas se restringem à cadeias orgânicas compridas. Houve
formação de prováveis produtos de degradação do efluente bruto, sendo
observados
alguns
picos
presentes
somente
na
amostra
tratada,
principalmente nos tR. menores.
A Figura 12 apresenta o comparativo entre bruto e tratado utilizando o
solvente mais polar.
51
Figura 12: Comparativo entre os cromatogramas usando metanol para preparação
das amostras bruta e tratada com o processo UVV/UVC/O3.
(x1,000,000)
1.0
TRATADO
0.9
0.8
0.7
0.6
0.5
0.4
BRUTO
0.3
0.2
0.1
0.0
10
20
30
min.
40
50
60
Neste cromatograma também foi possível observar a diminuição de
alguns picos como os tR. de 26.24 e 31.17 na comparação amostra
bruta/tratada, e a formação de possíveis produtos de degradação provenientes
do tratamento.
5.5Análise de Ciclo de Vida (ACV) dos Processos Estudados
Mesmo que em muitos trabalhos os inventários sejam incluídos na
Metodologia, aqui estes dados serão apresentados como resultado das
atividades experimentais de caracterização. Estes dados são referentes aos
valores de inventários diretos e indiretos, apresentados em duas etapas. Nas
Tabelas 7 e 8 estão os dados do inventário 1. Na Tabela 7 foram considerados
os processos de operação das unidades em escala de bancada.
52
Tabela 7: Inventários diretos das etapas de operação dos processos de tratamento de
efluentes da lavanderia hospitalar estudados. Quantidades equivalentes para 1m3 em
3 h de tratamento com duas configurações de escalas: Bancada somente extrapolada
e Piloto.
Processos
Especificações Unitárias de
Consumo de Energia para a Unidade
de Bancada
Energia (W)
Processo UVV – Reator Emerso*
14W – Lâmpada UVV
50 W – Bomba de Recirculação
Processo UVC – Reator Imerso**
11W – UVC
Valores de Consumo de Energia das
Quantidades Equivalentes por Processo
Configuração 1 Configuração 2 Unidade de Bancada
Perspectiva da Unidade
somente extrapolada.
Piloto.
Energia Total por
Energia (kW)
Processo (kW)
33,6kW – Lâmpada UVV
153,6
0,624 kW – Bomba
Centrífuga de Recirculação
Total = 34,224
146,4
50 W – Bomba de recirculação
Processo UVV/UVC***
25 W das Lâmpadas UVV e UVC
180
50 W – Bomba de recirculação
Processo O3****
14 W – Lâmpada UVV
153,6
50 W – Bomba de aeração
Processo UVV/O3*****
14 W - Lâmpada UVV
50 W – Bomba de recirculação
50 W - Bomba de aeração
Processo UVC/O3******
273,6
25 W das Lâmpadas UVV e UVC
180,0
50 W – Bomba de aeração
Processo UVV/UVC/O3
25 W das Lâmpadas UVV e UVC
26,4 kW – Lâmpada UVC
0,624 kW – Bomba
Centrífuga de Recirculação
Total = 27,024
60 kW – Lâmpadas
UVV/UVC
0,624 kW – Bomba
Centrífuga de Recirculação
Total = 60,624
33,6 kW – Lâmpada UVV
1,2 kW – Compressor radial
Total = 34,8
33,6kW – Lâmpada UVV
1,824 kW – Bomba
Centrífuga de Recirculação
e Compressor radial
Total = 35,424
60 kW – Lâmpadas
UVV/UVC
1,2 kW – Compressor radial
Total = 61,2
60 kW – Lâmpadas
UVV/UVC
1,824 kW – Bomba
Centrífuga de Recirculação
e Compressor radial
Total = 61,8
50 W da Bomba de recirculação
300
50 W da Bomba de aeração
Produtos Químicos
Todos os Processos aplicaram
H2SO4 45% v/v
0,8 L
NaOH 50% m/v
0,2 L
-1
Densidades de consumo de energia (W L – Reatores com Volume total de 1,25 L): *51,2 W
-1
-1
-1
-1
-1
-1
-1
L ;**48,8 WL ; ***60 WL ; ****51,2WL ; *****91,2 WL ; ****** 60 WL ; *******100 WL . Dados
adicionais da unidade de bancada: Vazão da bomba peristáltica para recirculação de efluente=
-1
-1
3,31 L h ; Vazão de ar com uso da bomba peristáltica para aeração= 1,05 L min .
53
Para os valores da Configuração 1, as densidades de consumo de
energia foram simplesmente extrapoladas para 1 m3, considerando aumento da
potência das lâmpadas e das bombas peristálticas. No entanto, para
configuração da unidade de referência nos cálculos de ACV foram
considerados os dados da Configuração 2, propondo a substituição da bomba
peristáltica de aeração de bancada para um compressor com difusor circular de
cerâmica de 180 mm (consumo de 0,5 kWh) com vazão de ar de 1 m3 min-1.
Para o sistema de recirculação pode ser aplicada bomba centrífuga de 1/4 de
CV, com consumo de 0,26 kWh em elevação de até 12 m. O reator imerso
ilustrado na Figura 3 considerou um volume útil de 1.250 L, mesmo formato,
com altura da coluna d’água de 2 m. e diâmetro de 1,4 m. No reator emerso o
volume foi de 250 L.
As configurações para a disposição das lâmpadas também devem
manter as mesmas distribuições com unidades de maior potência.
Já os dados da Tabela 8 constituem os valores do inventário 1 para as
cargas poluentes do afluente e efluentes estudados.
Tabela 8: Dados de caracterização dos afluentes e efluentes estudados para
consideração de cargas poluentes.
Amostras
Bruto
O3
UVV
UVC
UVC + UVV
UVV/O3
UVC/O3
UVV/UVC/O3
6463
2040
4,2
12,8
3130
1980
1,96
11,76
4097
2160
2,52
11,76
4363
2340
2,52
11,76
4830
2160
2,52
10,08
4697
1860
4,2
11,76
4530
1620
4,2
12,88
4497
1500
4,2
11,76
4,8
4,6
4,2
4,6
4,7
5,6
6,5
5,0
Parâmetros
(mg L-1)
DQO
DBO5
N-NH3
NTK
Fósforo
Total
As considerações para o inventário 1 demonstraram que a relação
consumo de energia e eficiência de redução da DQO foram melhores para o
processo O3, isto nas duas configurações extrapoladas a partir dos dados de
bancada, conforme as informações da Figura 13.
54
Figura 13: Consumo de energia por kg de DQO removida nos processos de
tratamento de efluentes estudados em escala de bancada de acordo com as
Configurações 1 e 2.
O3
UVV
UVC
UVV/UVC
UVV/O3
UVC/O3
UVV/UVC/O3
Dados muito próximos também foram obtidos para os processos UVV/O3
e UVC
na Configuração
2, visto que
o consumo
de energia é
significativamente diminuído para o sistema em recirculação.
Dados de energia aplicados foram ainda mantidos em baixa tensão para
extrapolação para a escala piloto (110-430 W), porém muitos estudos de
escala piloto consideram a média tensão como a seleção da pesquisa para os
bancos de dados do ACV (CHONG et al., 2010; MUÑOZ et al., 2006).
Os mecanismos de geração e das reações do ozônio sob as radiações
de max = 185 nm e 254 nm associam que o efeito adicional da radiação UVV
ocorre para geração de O3 no reator emerso, sendo que para o reator imerso a
degradação de O3 dissolvido pode ser o mecanismo prioritário.
Voronov (2008), considerou que somente vazões de ar maiores do que
0,1 m3 seg-1 são capazes de permitir que a destruição fotoquímica do ozônio
não ocorra com o max = 254 nm. Desta forma para o mecanismo UVC/O3 o
efeito de decomposição do ozônio gera O (1D), sendo que o oxigênio singlete
reage com o N2 do ar para formação dos óxidos de nitrogênio e adicionalmente
55
com a água para formação do radical hidroxila. Neste caso, o mecanismo
coadjuvante (gerador exclusivo de HO.) não ocorreria, o que explicaria as
piores condições na Configuração 2 (Figura 13) para os processos UVV/UVC,
UVC/O3 e UVV/UVC/O3, em termos de kWh/kgDQO removida.
Em vários trabalhos pesquisados para ACV de processos de tratamento
de efluentes há referência de dados de transporte para cada um dos insumos,
sendo que em estudos futuros isto deverá ser mais reforçado no inventário 1,
pois são de características locais ou regionais (MUÑOZ et al., 2006; MUÑOZ et
al., 2007).
O inventário 2 apresentado na Tabela 9 resgatou os dados localizáveis
no banco de dados dos Simapro 7.3.3. O estudo constante para a ACV deve
considerar continuidade como em sistemas de gestão ambiental, SGA, ou seja,
agregar mais valores por ampliação das análises e de criação de novos bancos
de dados que os softwares de ACV já permitem.
Porém, criar novos bancos de dados muitas vezes esbarram em obter
informações com fornecedores, especialmente de produtos importados.
Os dados para o inventário 2 podem ser vistos na Tabela 9.
56
Tabela 9: Inventário 2 – Dados de adequação ao software SimaPro 7.3.3 (1m3 em 3 h
de tratamento).
Processos
Especificações Unitárias de
Consumo
Valores das Quantidades Equivalentes
por Processo na Configuração 2
Energia (kW)
Eletricidade de Baixa Voltagem, BR, grau
BR U
Processo UVV – Reator Emerso
Processo UVC – Reator Imerso
Processo UVV/UVC
Processo O3
Processo UVV/O3
Processo UVC/O3
Processo UVV/UVC/O3
Produtos Químicos
Todos os Processos aplicaram
Ácido sulfúrico, RER U
Hidróxido de sódio, 50% em água,
célula da membrana, planta
industrial, RER U
Efluente
Bruto
O3
UVV
UVC
UVC/UVV
UVV/O3
UVC/O3
UVV/UVC/O3
34,2
27,0
60,6
34,8
35,4
61,2
61,8
Valores
1,47 kg
0,1kg
Parâmetros de Carga Poluente (kg m-3)
DQO
DBO5
NTK
PTotal
6,46
2,04
0,013
0,0048
3,13
1,98
0,011
0,0046
4,10
2,16
0,011
0,0042
4,36
2,34
0,011
0,0046
4,83
2,16
0,011
0,0047
4,70
1,86
0,011
0,0056
4,53
1,62
0,012
0,0065
4,50
1,5
0,011
0,005
Os dados observados na tabela anterior mostraram valores de consumo
de energia bem superiores se comparados aos ensaios de fotodegradação
combinados com H2O2 realizado por Köhler et al.,(2012). Os pesquisadores
trabalharam com faixas de consumo de energia de 4 a 10 kWh m-3,
considerando o fluxo contínuo no sistema de tratamento, sem adicionar
portanto,o consumo de energia para o bombeamento de efluentes.
Os valores de NTK foram usados no banco de dados do SimaPro. Os
valores de nitrito e nitrato devem merecer atenção para estudos futuros, para
não serem desconsiderados para o inventário 2 e para possibilitar o uso de
nitrogênio total disponível no banco de dados do software.
57
Os dados de ACV Midpoint podem ser observados nas sequências das
Figuras de 14-15 e da Tabela 10, ressaltando-se os dados de Caracterização e
Normalização.
A Caracterização da Figura 16 demonstra os efeitos de impactos dos 14
itens de danos ambientais diretos relacionados pelo método ReCiPe (H)
revelando que os processos O3, UVC apresentaram as menores relações de
danos ambientais para cada um dos itens. Isto já está também associado com
o menor consumo de energia revelado no inventário 2.
58
Figura 14: Dados de ACV – Caracterização dos Processos de Tratamento de Efluentes estudados.
%
Legenda adicional da Figura 14: CC – Mudanças Climáticas; OD – Depleção da Camada de Ozônio, HT - Ttoxicidade Humana, PO - Formação de
Oxidantes Fotoquímicos, PM - Material Particulado; TA - Acidificação Terrestre, FE – Eutrofização de Água Doce; EF - Ecotoxicidade de Água Doce; AL Ocupação de Terras Agrícolas; UL - Ocupação do Solo Urbano; NL - Transformação da Terra Natural, WD – Depleção de Água; MD - Depleção de Metal;
FD - Depleção Fóssil.
59
Tabela 10: Dados da ACV – etapa de caracterização dos processos de tratamento de efluentes estudados.
Categoria
Unidade
O3
UVV
UVC
UVC/UVV
UVV/O3
UVC/O3
UVV/UVC/O3
CC
kg eq CO2
10,4
10,3
8,16
18
10,6
18,1
18,3
OD
kg eq CFC-11
4,37E-7
4,3
3,45E-7
7,43E-7
4,45E-7
7,50E-7
7,57E-7
HT
kg eq 1,4-DB
3,29
3,24
2,60
5,57
3,35
5,62
5,67
PO
kg NMVOC
0,0158
0,0156
0,0129
0,0253
0,016
0,0255
0,0257
PM
kg eq PM10
0,00908
0,009
0,00801
0,0126
0,00917
0,0127
0,0128
TA
kg eq SO2
0,032
0,0318
0,0293
0,0408
0,0322
0,0411
0,0413
FE
kg eq P
0,00658
0,00615
0,00618
0,008
0,00761
0,00983
0,00836
EF
kg eq 1,4-DB
0,041
0,0404
0,0327
0,0685
0,0417
0,0691
0,0698
AL
2
ma
0,28
0,275
0,220
0,477
0,285
0,482
0,486
UL
2
ma
0,0207
0,0204
0,0167
0,0337
0,021
0,034
0,0343
NL
2
0,00956
0,0094
0,00744
0,0166
0,00973
0,0168
0,0169
0,0987
0,0983
0,0932
0,117
0,0991
0,117
0,118
de Impacto
ma
3
WD
m
MD
kg eq Fe
0,944
0,929
0,747
1,6
0,96
1,61
1,63
FD
kg eq oil
1,34
1,32
1,06
2,27
1,36
2,29
2,31
Legenda adicional da Tabela 10: CC – Mudanças Climáticas; OD – Depleção da Camada de Ozônio, HT - Toxicidade Humana, PO - Formação de
Oxidantes Fotoquímicos, PM - Material Particulado; TA - Acidificação Terrestre, FE – Eutrofização de Água Doce; EF - Ecotoxicidade de Água Doce; AL Ocupação de Terras Agrícolas; UL - Ocupação do Solo Urbano; NL - Transformação da Terra Natural, WD - Depleção de Água; MD - Depleção de Metal;
FD - Depleção Fóssil
60
Figura 15 : Dados de ACV da normalização dos processos de tratamento de efluentes estudados.
Legenda adicional da Figura 15: CC – Mudanças Climáticas; OD – Depleção da Camada de Ozônio, HT - Toxicidade Humana, PO - Formação de
Oxidantes Fotoquímicos, PM - Material Particulado; TA - Acidificação Terrestre, FE – Eutrofização de Água Doce; EF - Ecotoxicidade de Água Doce; AL Ocupação de Terras Agrícolas; UL - Ocupação do Solo Urbano; NL - Transformação da Terra Natural, MD - Depleção de Metal; FD - Depleção Fóssil.
61
Todos os três processos de menor consumo de energia são os de menor
impacto, especialmente na Configuração 2. No entanto, a ozonização
apresenta o melhor desempenho na relação energia consumida/DQO
removida. Estes dados são semelhantes às tendências obtidas por Köhler et
al., (2012), onde sistemas de UVC baixa pressão, UVC, UVB e UVA média
pressão foram aplicados associando o MBR como um pré-tratamento
separador de fases.
A etapa de Caracterização do ACV (Tabela 10) demonstra aspectos
importantes dos parâmetros mais significativos de impactos ambientais dos
sistemas fotoquímicos aplicados em cada parâmetro. As mudanças climáticas,
a toxicidade humana, as depleções de metal e de fósseis são as mais
representativas dos impactos ambientais no comparativo de cada parâmetro,
sendo que especialmente a toxicidade humana é que diretamente pode estar
associada ao uso de energia elétrica (embora,que no Brasil aproximadamente
51% é da matriz hidroelétrica). Mas a matriz energética brasileira usa as
termoelétricas também, com potenciais riscos de emissões atmosféricas que
associam substâncias com potencial de toxicidade.
Quanto às características da Normalização, são ainda mais ressaltados
os impactos mais intensos na comparação entre todos os 14 impactos, com
destaque novamente para a toxicidade humana e para a eutrofização (ação de
carga do NTK e Ptotal) conjuntamente com as ecotoxicidade de água doce.
Ainda que os parâmetros eutrofizantes estejam em acordo com a resolução
Consema/RS 128/06, estes parâmetros contribuem intensivamente no método
ReCiPe (H).
62
Figura
16: Dados de ACV – Caracterização para Avaliação da Contribuição do Balanço Material e de Energia nos Impactos Ambientais no
17.
Processo UVC.
%
100
95
90
85
80
75
70
65
60
55
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
CC
OD
HT
PO
PM
TA
FE
EF
AL
UL
NL
WD
MD
FD
Eletricidade, baixa voltagem, BR, grau BR/U
Hidróxido de Sódio, 50%, meio aquoso, Célula da Membrana, planta industrial/RER U
Efluente Tratado com o Processo UVC, equivalente de 1000 kg
Ácido sulfúrico, líquido, planta industrial/RER U
Legenda da Figura 16:CC – Mudanças Climáticas; OD – Depleção da Camada de Ozônio, HT - Toxicidade Humana, PO - Formação de Oxidantes
Fotoquímicos, PM - Material Particulado; TA - Acidificação Terrestre, FE – Eutrofização de Água Doce; EF - Ecotoxicidade de Água Doce; AL - Ocupação
de Terras Agrícolas; UL - Ocupação do Solo Urbano; NL - Transformação da Terra Natural, MD - Depleção de Metal; FD - Depleção Fóssil
63
Tabela 11: Dados de ACV – Caracterização para Avaliação da Contribuição do Balanço Material e de Energia nos Impactos Ambientais no
Processo UVC.
Categoria
Unidade
Total
de Impacto
Efluente
Ácido Sulfúrico,
Hidróxido de Sódio, 50%,
Eletricidade, baixa
Tratado com
líquido, na planta
meio aquoso, Célula da
voltagem, BR,
o Processo
industrial, RER U
Membrana, planta
grau BR/U
UVC
industrial, RER/U
CC
kg eq CO2
8,16
0
0,182
0,099
7,88
OD
kg eq CFC-11
3,45 E-7
0
1,87E-8
6,27E-9
3,2E-7
HT
kg eq 1,4-DB
2,60
0
0,148
0,0756
2,38
PO
kg NMVOC
0,0129
0
0,00278
0,00023
0,0992
PM
kg eq PM10
0,00801
0
0,00415
0,000142
0,00371
TA
kg eq SO2
0,0293
0
0,0437
0,000432
0,00927
FE
kg eq P
0,00618
0,0046
0,000106
9,82E-5
0,00138
EF
kg eq 1,4-DB
0,0327
0
0,00245
0,00151
0,0287
AL
2
ma
0,220
0
0,0116
0,00277
0,206
UL
2
ma
0,0167
0
0,00247
0,000571
0,0137
NL
2
0,0074
0
7,34E-5
1,28E-5
0,00735
ma
3
WD
m
0,0932
0
0,073
0,00134
0,0189
MD
kg eq Fe
0,747
0
0,0545
0,00847
0,684
FD
kg eq oil
1,06
0
0,0601
0,0288
0,971
Legenda adicional da Tabela 11:CC – Mudanças Climáticas; OD – Depleção da Camada de Ozônio, HT - Toxicidade Humana, PO - Formação de
Oxidantes Fotoquímicos, PM - Material Particulado; TA - Acidificação Terrestre, FE – Eutrofização de Água Doce; EF - Ecotoxicidade de Água Doce; AL Ocupação de Terras Agrícolas; UL - Ocupação do Solo Urbano; NL - Transformação da Terra Natural, WD - Depleção de Água; MD - Depleção de Metal;
FD - Depleção Fóssil.
64
Se fossem consideradas as questões adicionais de materiais de
consumo dos ensaios de fotodegradação, deveriam ser inventariados os dados
pertinentes as lâmpadas de radiação UV, o que modificaria os perfis das
Figuras 15 e 16, bem como as Tabelas 10 e 11.
Com as pesquisas de Köhler et al., (2012) os dados de materiais de
entrada contabilizaram 61,5 kg de aço, 2,71 kg de vidro borossilicato, 0,095 kg
de cobre, 0,0017 kg de molibdênio, 0,12 kg de cerâmica, 0,0015 kg de argônio
(isento para lâmpadas a vácuo) e 0,0001 kg de mercúrio, com 8800 horas de
vida útil para a lâmpada UVC, na referência de 1m3 para o efluente tratado. A
dificuldade de contato com fornecedores das lâmpadas impediram a
contabilidade deste material de consumo para os estudos aqui realizados.
No parâmetro de impacto associado ao efluente, a eutrofização foi o
único parâmetro direto, tanto nos métodos UVC e UVV/UVC/O3. Este resultado
seria esperado devido a carga eutrofizante da Tabela 8.
As referências de Normalização consideram ainda os dados da Figura
16 com valores quocientes adimensionais, associando a posição dos limites
das legislações e/ou banco de dados de comparação para cada parâmetro.
Neste caso, por exemplo, valores de emissão de kg CO2 eq para alguns países
são referendados como dados de controle ou metas, o qual seria o limite dos
dados que o ReCiPe (H) estabelece para as condições européias.
Apesar da influência da energia, não há referência maior dos efeitos de
mudanças climáticas e sim, da infraestrutura para as linhas de transmissão de
energia (metais para as linhas de condução, por exemplo) que associam
toxicidade humana e ecotoxicidade para água doce, e dos efluentes com a
eutrofização. Este é o efeito dos inventários do berço ao túmulo.
65
Figura 17: Dados de ACV – Caracterização para Avaliação da Contribuição do Balanço Material e de Energia nos Impactos Ambientais no
Processo UVV/UVC/O3.
100
95
90
85
80
75
70
65
60
% 55
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
TA
PM
EF
UL
NL
FE
MD
FD
WD
AL
OD
PO
CC
HT
Eletricidade, baixa voltagem, BR, grau BR/U
Hidróxido de Sódio, 50%, meio aquoso, Célula da Membrana, planta industrial/RER U
Efluente Tratado com o Processo UVV/UVC/ O3, equivalente de 1000 kg
Ácido sulfúrico, líquido, planta industrial/RER U
Legenda da Figura 17:CC – Mudanças Climáticas; OD – Depleção da Camada de Ozônio, HT - Toxicidade Humana, PO - Formação de Oxidantes
Fotoquímicos, PM - Material Particulado; TA - Acidificação Terrestre, FE – Eutrofização de Água Doce; EF - Ecotoxicidade de Água Doce; AL - Ocupação
de Terras Agrícolas; UL - Ocupação do Solo Urbano; NL - Transformação da Terra Natural, MD - Depleção de Metal; FD - Depleção Fóssil.
66
Tabela 12: Dados de ACV – Caracterização para Avaliação da Contribuição do Balanço Material e de Energia nos Impactos Ambientais no
Processo UVV/UVC/O3.
Categoria
Unidade
Total
de Impacto
Efluente
Ácido Sulfúrico,
Hidróxido de Sódio, 50%,
Eletricidade, baixa
Tratado com
líquido, na planta
meio aquoso, Célula da
voltagem, BR,
o Processo
industrial, RER U
Membrana, planta
grau BR/U
UVV/UVC/O3
industrial, RER/U
CC
kg eq CO2
18,3
0
0,182
0,099
18,0
OD
kg eq CFC-11
7,57 E-7
0
1,87E-8
6,27E-9
7,32E-7
HT
kg eq 1,4-DB
5,67
0
0,148
0,0756
5,45
PO
kg NMVOC
0,0257
0
0,00278
0,00023
0,0227
PM
kg eq PM10
0,00128
0
0,00415
0,000142
0,0085
TA
kg eq SO2
0,0413
0
0,0196
0,000432
0,0212
FE
kg eq P
0,0083
0,005
0,000106
9,82E-5
0,00315
EF
kg eq 1,4-DB
0,0698
0
0,00245
0,00151
0,0658
AL
2
ma
0,486
0
0,0116
0,00277
0,472
UL
2
ma
0,0343
0
0,00247
0,000571
0,0313
NL
2
0,0169
0
7,34E-5
1,28E-5
0,0168
ma
3
WD
m
0,118
0
0,073
0,00134
0,0432
MD
kg eq Fe
1,63
0
0,0545
0,00847
1,57
FD
kg eq oil
2,31
0
0,0601
0,0288
2,22
Legenda adicional da Tabela 12:CC – Mudanças Climáticas; OD – Depleção da Camada de Ozônio, HT - Toxicidade Humana, PO - Formação de
Oxidantes Fotoquímicos, PM - Material Particulado; TA - Acidificação Terrestre, FE – Eutrofização de Água Doce; EF - Ecotoxicidade de Água Doce; AL Ocupação de Terras Agrícolas; UL - Ocupação do Solo Urbano; NL - Transformação da Terra Natural, WD - Depleção de Água; MD - Depleção de Metal;
FD - Depleção Fóssil.
67
A organização do plano de ações ambientais, ou de P+L, a partir das
aplicações do ACV segue no Tabela 13, selecionando o porque fazer como
meta geral.
Tabela 13: Plano de Ação de P+L.
PORQUE FAZER (WHY) - META: Programar Plano de pesquisa para atenuar os impactos do uso
do sistema UVV/UVC/O3
WHAT
HOW
WHO
WHERE
WHEN
HOW MUCH
O QUE FAZER
COMO FAZER
QUEM FARÁ
ONDE
PRAZO
CUSTO/INVEST.
Entre um
e dois
anos
(Prazo
curto)
Custo inicial tubo
de quartzo
concêntrico com
tubo de
borossilicato;
Custo do tubo de
Pitot-Venturi
(adaptar tubo já
existente)
Curto
prazo
Custo de
implantação da
área de
cobertura na
ETE-UNISC
Em
médio
prazo
Custo de
mudanças
arquitetônicas no
prédio
Em
médio
prazo
Possibilidades
de cooperação
para estudos
analíticos com o
grupo de
cromatografia
com projeto
específico
Reorganizar a
Construir protótipo
Bolsistas de
Lab.
configuração dos
em reator tubular
próximas
LATTAE
fotorreatores com
único,
pesquisas
os sistemas
centralizando os
combinados UVV
reatores
e UVC aplicando
Pitot-Venturi para
a transferência
gás- líquido,
controlando
melhor as taxas
de geração e
transferência de
ozônio
Utilização de
Planejamento de
Serviço de
Área de
células
ensaios em módulo
Engenharia da
Cobertura
fotovoltaicas para
bancada na ETEInstituição de
na ETEsuprimento de
UNISC
Ensino
UNSC
parte da energia
em sistemas com
outros oxidantes
e coadjuvantes
Estudar a
Planejamento em
Serviço de
Área de
integração dos
módulo de
Engenharia da
Cobertura
processos
bancada na ETE
Instituição de
na ETEUVV/UVC/O3
UNISC.
Ensino
UNISC
com lodos
ativados
considerando-os
como polimento
Planejamento
Aprimorar a ACV
Grupo de
Lab.
controle de
com dados de
Pesquisa
LATTAE
poluentes
Inventário 2 que
prioritários e
tenham a maior
dados de
proximidade com
toxicidade
os dados do
humana e
Inventário 1
ecotoxicidade da
ACV
Curto prazo ≤ 2 anos; Médio prazo ≤ 4 anos Longo prazo ≥ 4 anos.
Todas as medidas elencadas na planilha acima se configuram como
prognóstico de curto e médio prazos, podendo ser adotadas em até 4 anos. No
68
entanto, a priorização das ações será o que possibilitará tais efetivações. Isto é
importante especialmente para a continuidade das pesquisas.
69
6. CONSIDERAÇÕES FINAIS
Os testes de caracterização demonstraram uma matriz muito complexa,
com a presença de poluentes orgânicos como os fármacos Lidocaína e
Dipirona, além de antioxidantes como BHT e compostos a base de fosfatos e
ftalatos, associando-se a uma carga orgânica elevada e pouco biodegradável.
A ecotoxicidade aguda caracterizada diretamente com o uso da Daphnia
magna demonstrou que o efluente estudado foi extremamente tóxico, sendo
que estes dados são ausentes para a ACV em função da carência de análise
quantitativa de poluentes prioritários identificados com CG-EM. Já a ordem
decrescente dos três melhores métodos de detoxificação foram para os
métodos UVV/UVC/O3, UVC e UVC/O3.
De acordo com os resultados obtidos nas análises físico-químicas, o
teste de O3 apresentou as melhores taxas de redução de DQO, porém os
produtos gerados são extremamente tóxicos fazendo com que a toxicidade do
efluente tratado fique próxima do efluente bruto. A adição de catalisador pode
fazer com que os produtos gerados de um processo com maior potencial de
oxidação tenham uma toxicidade menor.
O inventário 1 dos processos estudados revelou as maiores demandas
associadas ao uso de energia para suprir às bombas de recirculação/aeração.
O processo O3 apresentou a menor relação kWh/kg DQO, demonstrando a
melhor eficiência nas Configurações 1 e 2. Neste item, os três melhores
processos foram O3, UVV e UVC na Configuração 1, sendo o pior o processo
UVV/UVC/O3 e, na Configuração 2, O3, UVC e UVV/O3 são os mais eficientes
no tratamento, onde novamente UVV/UVC/O3 foi o pior processo.
Quanto a ordem dos resultados de ACV os três melhores resultados
foram para os processos UVC, O3 e UVV/O3, incluindo os dados de
Caracterização e Normalização.
Nos métodos de ACV citados anteriormente, os impactos principais
foram a toxicidade humana, eutrofização e ecotoxicidade de água doce,
mudanças climáticas e uso de recursos não renováveis. Quanto à eutrofização
70
de água doce, a carga de NTK e fósforo total dos efluentes foi a que pode estar
associada com estes parâmetros, mesmo que dentro do tolerável pela
resolução 128/06.
Medidas de P+L para aplicações dos POAs estudados devem priorizar a
Reorganização da configuração dos fotorreatores com os sistemas combinados
UVV e UVC aplicando Pitot-Venturi para a transferência gás-líquido. Isto
envolverá construir protótipo em reator tubular único, centralizando os reatores.
71
REFERÊNCIAS
ABNT - ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS (ABNT). NBR 12713:
Ecotoxicologia aquática – Toxicidade aguda – Método de ensaio com Daphnia spp (Cladocera,
Crustácea). São Paulo, Brasil: ABNT, 2004.
______. NBR ISO 14040: Gestão Ambiental - Avaliação do ciclo de vida: definição de objetivo e
escopo e análise do inventário. São Paulo, Brasil: ABNT, 2009.
______. NBR ISO 14044: Gestão Ambiental - Avaliação do ciclo de vida: requisitos e
orientações. São Paulo, Brasil: ABNT 2009b.
ALBRECHT, Carolina. Impactos ambientais de efluentes da lavanderia hospitalar e tratamento
com fotooxidação catalítica. 62 f. Dissertação (Programa de Pós-Graduação em Tecnologia
Ambiental) – Universidade de Santa Cruz do Sul, Santa Cruz do Sul, 2007.
ALMEIDA, E.; ASSAIN, M. R.; ROSA, M. A.; DURÁN N. Tratamento de efluentes industriais por
processos oxidativos na presença de ozônio. Química Nova. vol.27. n.5. p. 818-824. 2004.
ANTONIOU, M. G.; HEY, G.; VEGA, S. R.; SPLILIOTOPOULOU, A.; FICK, J.; JANSEN, J. I. C.;
ANDERSEN, H. R. Required ozone doses for removing pharmaceuticals from wastewater
effluents. Science of the Total Environment. n. 456-457. p. 42-49. 2013.
APHA/AWWA - American Public Health Association/American Water Works Association.
Standard Methods for the Examination of water and wastewater.20th edition, Washington.
2008.
ASKARIAN, M.; VAKILI, M; KABIR, G. Results of a hospital waste survey in private hospitals in
Fars province, Iran.Waste Management. n. 24. p. 347-352. 2004.
BOILLOT, C.; BAZIM, C.; TISSOT-GUERRAZ, F.; DROQUET, J.; PERRAUD, M.; CETRE J. C.;
TREPO, D.; PERRODIN, Y. Daily physicochemical, microbiological and ecotoxicological
fluctuations of a hospital effluent according to technical and care activities. Science of Total
Environmental. n. 403. p. 113-129. 2008.
BRANDT, E. M. F.; QUEIROZ, F. B. de; AFONSO, R. J. de C. F.; AQUINO, S. F. de;
CHERNICHARO, C. A. de L. Avaliação do comportamento de fármacos e disruptores
endócrinos em sistema de tratamento de esgoto doméstico simplificado composto por reator
uasb/filtro biológico percolador. XXVI Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e
Ambiental. Porto Alegre. 2011.
BRASIL, Resolução do CONSEMA Nº 128/2006. Secretaria da Saúde e Meio
Ambiente/RS.
BRASIL, Resolução do CONSEMA Nº 129/2006. Secretaria da Saúde e Meio
Ambiente/RS.
BRASIL, Resolução do CONAMA Nº 430/2011. Conselho Nacional de Meio Ambiente.
BROWN, K. D.; KULIS, J.; THOMSON, B.; CHAPMAN, T. H.; MAWHINNEY, D. B. Occurrence
of antibiotics in hospital, residential, and dairy effluent, municipal wastewater, and the Rio
Grande in New Mexico. Science of the total Environment. n. 366. p. 772-783. 2006.
72
BUCHANAN, W; RODDICK, F.; PORTER, N. Formation of hazardous by-products resulting
from the irradiation of natural organic matter: Comparison between UV and VUV irradiation.
Chemosphere. n. 63. p. 1130-1141. 2006.
CHEN, C.; YANG, S.; GUO, Y.; SUN, C.; GU, C.; XU, B. Photolytic destruction of endocrine
disruptor atrazine in aqueous solution under UV irradiation: Products and pathways. Journal of
Hazardous Materials. n. 172. p. 675-684. 2009.
CHONG, M. N.; JIN B. Photocatalytic treatment of high concentration carbamazepine in
synthetic hospital wastewater. Journal of hazardous materials. n. 199-200. p. 135-142. 2012.
CHONG, M. N.;JIN, B.;CHOW, C.W.K.; SAINT,C. Recent developments in photocatalytic water
treatment technology: A review. Water Research, n. 44. p. 2997-3027. 2010.
CHRISTENSEN, P. A.; YONAR, T.; ZAKARIA K. The Electrochemical Generation of Ozone: A
Review. Ozone: Science & Engineering, n. 35. p. 149–167. 2013.
CRUZ-MORATÓ, C.; LUCAS, D.; LLORCA, M.; RODRIGUEZ-MOZAZ, S.; GORGA, M.;
PETROVIC, M.; BARCELÓ, D.; VICENT, T.; SARRÁ M.; MARCO-URREA, E. Hospital
wastewater treatment by fungal bioreactor: Removal efficiency for pharmaceuticals and
endocrine disruptor compounds. Science of the Total Environmental. n. 493. p. 365-376. 2014..
DANTAS, R. F.; ROSSITER, D.; TEIXEIRA, A. K. R.; SIMÕES, A. S. M.; SILVA, V. L. da. Direct
UV photolysis of propranolol and metronidazole in aqueous solution. Chemical engineering
journal.vol. 158. p. 143-147. 2010.
DE LA CRUZ, N.; ESQUIUS, L.; GRANDJEAN, D.; MAGNET, A.; TUNGLER, A.;
ALENCASTRO, L. F. de; PULGARÍN, C. Degradation of emergent contaminants by UV,
UV/H2O2 and neutral photo-Fenton at pilot scale in a domestic wastewater treatment plant.
Water Research.vol. 47. p. 5836-5845. 2013.
DE WITTE, B.; VAN LANGENHOVE, H.; DEMEESTERE, K.; SAERENS, K.; DE WISPELAERE,
P; DEWULF, J. Ciprofloxacin ozonation in hospital wastewater treatment plant effluent: Effect of
pH and H2O2. Chemosphere. v. 78. p. 1142-1147. 2010.
DONATO, F. F.; KEMMERICH, M.; FACCO, J. de F.; FRIGGI, C. do A.; PRESTES, O. D.;
ADAIME, M. B.; ZANELLA,R. Simultaneous determination of pesticide and antibiotic residues at
trace levels in water samples by SPE and LC-MS/MS. J. Braz. Chem. Soc. n. 7. p. 331-340.
2012.
EL HAJJOUJI, H.; FAKHAREDINE, N.; AIT BADDI, G.; WINTERTON, P.; BAILLY, J. R.;
REVEL, J. C.; HAFIDI, M. Treatment of olive mill waste-water by aerobic biodegradation: An
analytical study using gel permeation chromatography, ultraviolet–visible and Fourier transform
infrared spectroscopy. Bioresourse Technology. n. 98. p. 3513-3520. 2007.
FALCÃO, Filipa Alexandra Saudade. Contributo para o estudo da problemática das águas
residuais hospitalares. 130f. Dissertação (Programa de Pós-Graduação em Engenharia do
meio ambiente) – Faculdade de Ciências e Tecnologia da Universidade Nova de Lisboa.
Lisboa.2009.
FELDMANN, D. F.; ZUEHLKE, S.; HEBERER, T. Occurrence, fate and assessment of polar
metamizole (dipyrone) residues in hospital and municipal wastewater. Chemosphere. n. 71. p.
1754-1764. 2008.
73
FERREIRA, Julio Cesar Rego. Remoção de micropoluentes emergentes em efluentes
sanitários através de carvão ativado. 160f. Dissertação (Programa de Mestrado Profissional em
Meio Ambiente Urbano e Industrial) - Universidade Federal do Paraná. Curitiba. 2011.
GAUTAM, A. K.; KUMAR, S.; SABUMON P.C.; Preliminary study of physico-chemical treatment
options for hospital wastewater. Journal of Environmental Management. n. 83. p. 298-306.
2007.
GOGATE, P.R., PANDIT, B.A. A review of imperative technologies for wastewater treatment I:
Oxidation Technologies at ambient conditions. Advances in Environmental Research. n. 8. p.
501-551. 2004.
GÓMEZ, M. J.; AGÜERA, A.; MEZCUA, M.; HURTADO, J.; MOCHOLÍ, F.; FERNÁNDEZ-ALBA,
A. R. Simultaneous analysis of neutral and acidic pharmaceuticals as well as related
compounds by gas chromatography–tandem mass spectrometry in wastewater. Talanta. n. 73.
p. 314–320. 2007.
GOUVÊA, M. M.; LIMA, G. S.; SILVA NETO, A. A.; PEREIRA NETTO, A. D.; MARQUES, F. F.
de C. Aplicação da radiação ultravioleta como forma de contribuição para a química verde e
construção de um reator fotoquímico alternativo e de baixo custo, para pré-tratamento de
amostras. Quim. Nova. vol. 37. n. 2. p. 337-343. 2014.
GRČIĆ, I.; PAPIĆ, S.; MESEC D.; KOPRIVANAC, N.; VUJEVIĆ, D. The kinetics and efficiency
of UV assisted advanced oxidation of various types of commercial organic dyes in water.
Journal of Photochemistry and Photobiology A: Chemistry. n. 273. p. 49-58. 2014.
IGOS, E.; BENETTO, E.; VENDITTI, S.; KOHLER, C.; CORNELISSEN, A.; MOELLER, R.
BIWER A. Is it better to remove pharmaceuticals in decentralized or conventional wastewater
treatment plants? A life cycle assessment comparison.Science of the Total Environment. v. 438.
p. 533-540. 2012.
ISO – INTERNATIONAL ORGANIZATION FOR STANDARDIZATION. ISO 21348: Space
Environment (natural and artificial) – Process for determining solar irradiances. Genebra, Suiça.
2007.
JEONG, J.; SEKIGUCHI, K.; SAKAMOTO, K. Photochemical and photocatalytic degradation of
gaseous toluene using short-wavelength UV irradiation with TiO2 catalyst: comparison of three
UV sources. Chemosphere. n. 57. p. 663-671. 2004.
KERN, D. I.; SCHWAICKHARDT, R.O.; MOHR, G.; LOBO; E. A.; KIST, L. T.; MACHADO, Ê. L.
Toxicity and genotoxicity of hospital laundry wastewaters treated with photocatalytic ozonation.
Science of the Total Environment. v. 433. p. 566-572. 2013.
KERN, D. I.; SCHWAICKHARDT, R. O.; LUTTERBECK C. A.; KIST, L. T.; ALCAYAGA, E. A.;
MACHADO, Ê. L.Ecotoxicological and Genotoxic Assessment of Hospital Laundry.
Wastewaters. Archives of environmental contamination and toxicology. 2015.
KIM, I; TANAKA, H. Photodegradation characteristics of PPCPs in water with UV treatment.
Environment International.vol. 35. p. 793-802. 2009.
KIST, L. T.; ALBRECHT, C.; MACHADO, Ê. L. Hospital Laundry Wastewater Disinfection with
Catalytic Photoozonation. CLEAN-Soil Air Water. v. 36, p. 775-780, 2008.
KLAVARIOTI, M.; MANTZAVINOS, D.; KASSINOS, D. Removal of residual pharmaceuticals
from aqueous systems by advanced oxidation processes. Environment International.vol. 35.p.
402-417. 2009.
74
KÖHLER, C.; VENDITTI, S.; IGOS, E.; KLEPISZEWSKI, K.; BENETTO, E.; CORNELISSEN, A.
Elimination of pharmaceutical residues in biologically pre-treated hospital wastewater using
advanced UV irradiation technology: A comparative assessment. Journal of Hazardous
Materials. n. 239-240. p. 70-77. 2012.
KOVALOVA, L.; SIEGRIST, H.; SINGER, H.; WITTMER, A.; MCARDELL, C. S. Hospital
wastewater treatment by membrane bioreactor: performance and efficiency for organic
micropollutant elimination. Environmental Science and Technology. n. 46. p. 1536−1545. 2012.
KOVALOVA, l.; SIEGRIST, H.; VON GUTEN, U.; EUGSTER J.; HAGENBUCH, M.; WITTMER,
A.; MOSER, R.; MCARDELL, C. A. Elimination of Micropollutants during Post-Treatment of
Hospital Wastewater with Powdered Activated Carbon, Ozone, and UV. Environmental Science
and Tecnology. n. 47. p. 7899-7908. 2013.
KÜMMERER K. Drugs in the environment: emission of drugs, diagnostic aids and disinfectants
into wastewater by hospitals in relation to other sources - a review. Chemosphere. n. 45. p.
957–969. 2001.
LEDERER, J. Enciclopédia moderna de higiene alimentar: intoxicações alimentares. São Paulo:
Manole Dois, 4 v.1991.
LEE, Y.; KOVALOVA, L.; MCARDELL, C. S.; VON GUNTEN, U. Prediction of micropollutant
elimination during ozonation of a hospital wastewater effluent. Water Research. n. 64. p. 134148. 2014.
LINDBERG, R.; JARNHEIMER, P. A.; OLSEN, B.; JOHANSSON, M.; TYSKLIND, M.
Determination of antibiotic substances in hospital sewage water using solid phase extraction
and liquid chromatography/mass spectrometry and group analogue internal standards.
Chemosphere. v. 57. p.1479–1488. 2004.
LÓPEZ-SERNA, R.; JURADO, A.; VÁZQUEZ-SUÑE, E.; CARRERA, J.; PETROVIĆ, M.;
BARCELÓ, D. Occurrence of 95 pharmaceuticals and transformation products in urban
groundwaters underlying the metropolis of Barcelona, Spain. Environmental Pollution. n. 174. p.
305-315. 2013.
LUTTERBECK, C. A. Eficiência da detoxificação de efluentes de lavanderia hospitalar através
do uso de métodos eletroquímicos. 115 f. Dissertação de mestrado. Universidade de Santa
Cruz do Sul, Santa Cruz do Sul, RS, Brasil, 2010.
MACHADO, Ê. L.; LUTTERBECK, C. A.; SCHWAICKHARDT, R. O.; STRAATMANN, A.; KERN,
D. I.; ZERWES, F. V.; KIST, L. T.; LOBO E. A. Eletrooxidação no tratamento de efluente de
lavanderia hospitalar. Caderno de Pesquisa. Série Biologia. v. 24, p. 35-46, 2012.
MAGDALENO, A.; JUÁREZ A. B.; DRAGANI, V.; SAENZ, M. E.; PAZ, M.; MORETTON, J.
Ecotoxicological and Genotoxic Evaluation of Buenos Aires City (Argentina) Hospital
Wastewater. Journal of toxicology. v. 2014. 10p. 2014.
MENESES, M.; PASQUALINO, J. C.; CASTELLS F. Environmental assessment of urban
wastewater reuse: Treatment alternatives and applications. Chemosphere. v. 81. p. 266-272.
2010.
MEUNIER, L.; CANONICA, S.; VON GUNTEN, U. Implications of sequential use of UV and
ozone for drinking water quality. Water Research. n. 40. p. 1864-1876. 2006.
MINETTO, Luciane. Reatores de discos rotativos e tubular helicoidal na degradação
fotocatalítica de diclofenaco e carga orgânica de efluente hospitalar. 68f. Dissertação
75
(Programa de Pós-Graduação em Química) – Universidade Federal de Santa Maria. Santa
Maria. 2009.
MONTAGNER, C. C.; PASCHOALINO M. P.; JARDIM, W. F. Aplicação da fotocatálise
heterogênea na desinfecção de água e ar. Caderno Temático. vol. 4. Campinas, p.1-17. 2004.
MUBEDI, J. I.; DEVARAJAN, N.; LE FAUCHEUR, S.; MPUTU J. K. SIVALIGAM, P.
PRABAKAR, K.; MPIANA, P. T. WILDI, W.; POTÉ, J. Effects of untreated hospital effluents on
the accumulation of toxic metals in sediments of receiving system under tropical conditions:
Case of South India and Democratic Republic of Congo. Chemosphere. v. 93. p. 1070-1076.
2013.
MUÑOZ I. Life cycle assessment as a tool for green chemistry: Application to kraft pulp
industrial wastewater Treatment by different advanced oxidation processes. 124 f. Dissertação
(Institut de Ciència i Tecnologia Ambientals) – Universitat Autònoma de Barcelona. Barcelona.
2003.
MUNÕZ, I.; PERAL, J.; AYLLÓN, J. A.; MALATO, S.; PASSARINHO, P.; DOMÈNECH, X. Life
cycle assessment of a coupled solar photocatalytic–biological process for wastewater
treatment. Water Research. n. 40. p. 3533-3540. 2006.
MUNÕZ, I.; PERAL, J.; AYLLÓN, J. A., MALATO, S.; MARTIN, M. J.; PERROT, J. Y.;
VINCENT, M. Life-Cycle Assessment of a Coupled Advanced Oxidation-Biological Process for
Wastewater Treatment: Comparison with Granular Activated Carbon Adsorption. Environmental
Engineering Science. v. 25 n. 5. 2007.
OLLER, I.; MALATO, S.; SÁNCHEZ-PÉREZ, J. A. Combination of Advanced Oxidation
Processes and biological treatments for wastewater decontamination - A review. Science of the
Total Environment.vol. 409. p. 4141–4166. 2011.
OMS – Organização Mundial da Saúde. 2014. Investing in water and sanitation: Increasing
access, reducing inequalities. Disponível em:
<http://apps.who.int/iris/bitstream/10665/139735/1/9789241508087_eng.pdf?ua=1> Acesso em:
03 jan 2015.
OPPENLÄNDER, T. Photochemical Purification of Water and Air, Advanced Oxidation
Processes (AOPs): Principles, Reaction Mechanisms, Reactor Concepts, Wiley-VCH, New
York/Weinheim, 2003.
ONU – Organização das Nações Unidas. 2014. Gestão inteligente e integrada da água é
fundamental para paz e segurança globais. Disponível em: <http://nacoesunidas.org/onugestao-inteligente-e-integrada-da-agua-e-fundamental-para-paz-e-seguranca-globais/> Acesso
em: 03 jan 2015.
PAIVA, F.V.; SOUZA, N.C.; VAN HAANDEL, A.C. Identificação de compostos orgânicos e
farmacêuticos em esgoto hospitalar utilizando cromatografia gasosa acoplada a espectrometria
de massa. Engenharia Sanitária e Ambiental. v. 16. n.1. p. 37-44. 2011.
PERRODIN, Y.; CHRISTINE, B.; SYLVIE, B.; ALAIN, D.; JEAN-LUC, B. K.; CÉCILE, C. O.;
AUDREY, R.; ELODIE, B. A priori assessment of ecotoxicological risks linked to building a
hospital. Chemosphere. n. 90. p. 1037-1046. 2013.
RIBEIRO, M. B. S.; UHLMANN, V. O.; PFITSCHER E. D.; RAMOS, A. C. M. Análise da gestão
ambiental: estudo em dois hospitais da grande florianópolis. Rev. Elet. em Gestao, Educacao e
Tecnologia Ambiental. v. 8. n. 8. p. 1829-1850. set-dez. 2012.
76
ROSAL, R.; RODRÍGUEZ, A.; PERDIGÓN-MELÓN, J. A.; PETRE, A.; GARCI-CALVO, E.
Oxidation of dissolved organic matter in the effluent of a sewage treatment plant by ozone
combined with hydrogen peroxide (O3/H2O2). Chemical Engineering Journal. n. 149, p. 311–
318. 2009.
SANTOS, L. H. M. L. M.; GROS, M; RODRIGUÉZ-MOZAZ, S.; DELERUE-MATOS, C.; PENA,
A.; BARCELÓ, D.; MONTENEGRO, M. C. Contribution of hospital effluents to the load of
pharmaceuticals in urban wastewaters: Identification of ecologically relevant pharmaceuticals.
Science of the Total Environmental. v. 461–462. p. 302–316. 2013.
SIM, W-J.; LEE, J-W.; LEE, E-S.; SHIN, S-K.; HWANG, S-R.; OH, J-E. Occurrence and
distribution of pharmaceuticals in wastewater from households, livestock farms, hospitals and
pharmaceutical manufactures, Chemosphere, Vol. 82. pg. 179-186. 2011.
SNIS – Sistema Nacional de Informação sobre Saneamento. Diagnóstico dos Serviços de Água
e Esgoto. 2013. Disponível em: <http://www.snis.gov.br/diag2013/Diagnostico_AE2013.zip>
Acesso em: 03 jan 2015.
SUAREZ, S.; LEMA, J. M.; OMIL, F. Pre-treatment of hospital wastewater by coagulationflocculation and flotation. Bioresource Technology. n. 100. p. 2138-2146. 2009.
TANIMOTO, A. H.; SOARES, P. S. Diagnóstico ambiental em lavanderia hospitalar usando a
metodologia da Produção Mais Limpa. Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e
Ambiental. 7p. Distrito Federal, Brasília, 2006.
TEIXEIRA, C. P. A. B.; JARDIM, W. F. Processo Oxidativos Avançados. Caderno Temático.
vol.3. Campinas, p. 1-9, 2004.
THOMAS, K. V.; DYE, C.; SCHLABACH, M.; LANGFORD, K. H. Source to sink tracking of
selected human pharmaceuticals from two Oslo city hospitals and a wastewater treatment
works. Journal of Environmental Monitoring, n. 9, p. 1410–1418, 2007.
VAN OERS, L.; HUIJBREGTS, M.; HUPPES, G.; KONING, A.; SUH, S. LCA normalization data
for the Netherlands 1997/1998, Western Europe 1995 and the World 1990 and 1995. RIZA
Lelystad and CML, Leiden University, Leiden, The Netherlands. 2001.
VERLICCHI, P.; AUKIDY, M.; GALLETTI, A.; PETROVIC, M.; BARCELÓ, D. Hospital effluent:
Investigation of the concentrations and distribution of pharmaceuticals and environmental risk
assessment. Science of the Total Environmental. n. 430. p. 109-118. 2012.
VORONOV, A. New Generation of Low Pressure Mercury Lamps for Producing Ozone. Ozone:
Science and Engineering. V. 30. p. 395–397. 2008.
WEN, X.; DING, H.; HUAN, X.; LIU, R. Treatment of hospital wastewater using a submerged
membrane bioreactor. Process Biochemistry. n. 39. p. 1427–1431. 2004.
WILDE, M. L.; MONTIPÓ, S.; MARTINS, A. F. Degradation of β-blockers in hospital wastewater
by means of ozonation and Fe2+/ozonation. Water Research. v. 48. p. 280-295. 2014.
WOLS, B. A.; HOFMAN-CARIS, C. H. M. Review of photochemical reaction constants of
organic micropollutants required for UV advanced oxidation processes in water. Water
Research. n. 46. p. 2815-2817. 2012.
WYASU, G.; KURE, O. A. Determination of organic pollutants in hospital wastewater and food
samples within Ahmadu Bello University Teaching Hospital (Abuth), Shika, Zaria-Nigeria.
Advances in Applied Science Research. v. 3. n. 3. p.1691-1701. 2012.
77
WU, C. H.; KUO, C. Y.; CHANG, C. L. Homogeneous catalytic ozonation of C.I. Reactive Red 2
by metallic ions in a bubble column reactor. Journal of Hazardous Materials, n. 154, p. 748–755.
2008.
ZENKER, A.; CICERO, M. R.; PRESTINACI, F.; BOTTINI, P.; CARERE, M. Bioaccumulation
and biomagnification potential of pharmaceuticals with a focus to the aquatic environment.
Journal of Environmental Management. v. 133. p. 378-387. 2014.
ZHANG J.; LEE H. K. Application of dynamic liquid-phase microextraction and injection port
derivatization combined with gas chromatography–mass spectrometry to the determination of
acidic pharmaceutically active compounds in water samples. Journal of Chromatography A. n.
1216, p. 7527–7532. 2009.
ZHU, X.; NI, J.; WEI, J.; XING, X.; LI, H. Destination of organic pollutants during electrochemical
oxidation of biologically-pretreated dye wastewater using boron-doped diamond anode. Journal
of Hazardous Materials. n. 189. p. 127-133. 2011.
ZOSCHKE, K.; BÖRNICK, H.; WORCH, E. Vacuum-UV radiation at 185 nm in water treatment A review. Water Research. n. 52. p. 131-145. 2014.
ZOSCHKE, K.; DIETRICH, N.; BÖRNICK, H.; WORCH, E. UV-based advanced oxidation
processes for the treatment of odour compounds: Efficiency and by-product formation. Water
research. n. 46. p. 5365-5373. 2012.
ZUPANC, M.; KOSJEK, T.; PETKOVSEK, M.; DULAR, M.; KOMPARE, B.; SIROK, B.;
BLAZEKA, Z.; HEATH, E. Removal of pharmaceuticals from wastewater by biological
processes, hydrodynamic cavitation and UV treatment. Ultrasonics Sonochemistry. n. 20. p.
1104-1112. 2013.
78