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Marina de Castro Rodrigues TRATAMENTO ELETROLÍTICO DE LIXIVIADO DE ATERRO SANITÁRIO Florianópolis 2007

tratamento eletrolítico de lixiviado de aterro sanitário

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Marina de Castro Rodrigues

TRATAMENTO ELETROLTICO DE LIXIVIADO DE

ATERRO SANITRIO

Florianpolis

2007

Universidade Federal de Santa Catarina Centro Tecnolgico Departamento de Engenharia Sanitria Ambiental Programa de Ps-Graduao em Engenharia Ambiental

TRATAMENTO ELETROLTICO DE LIXIVIADO DE

ATERRO SANITRIO

Marina de Castro Rodrigues

Dissertao apresentada ao Programa de Ps-Graduao em Engenharia Ambiental da Universidade Federal de Santa Catarina, como requisito parcial para obteno do grau de Mestre em Engenharia Ambiental.

Orientadora: Profa. Dra. Rejane Helena Ribeiro da Costa

Florianpolis 2007

TERMO DE APROVAO

Marina de Castro Rodrigues

TRATAMENTO ELETROLTICO DE LIXIVIADO DE ATERRO SANITRIO

Dissertao aprovada como requisito parcial para obteno do grau de Mestre no Curso de Ps-Graduao em Engenharia Ambiental da Universidade Federal de

Santa Catarina. Orientadora: _______________________________

Profa. Dra. Rejane Helena Ribeiro da Costa Departamento de Engenharia Sanitria e Ambiental, UFSC. _______________________________ Prof. Dr. Marco Antonio Almeida de Souza Departamento de Engenharia Civil e Ambiental, UnB. _______________________________ Prof. Dr. Paulo Belli Filho Departamento de Engenharia Sanitria e Ambiental, UFSC. _______________________________ Prof. Dr. Armando Borges de Castilhos Jnior Departamento de Engenharia Sanitria e Ambiental, UFSC.

Florianpolis, 16 de abril de 2007.

minha querida me.

AGRADECIMENTOS

Agradeo minha famlia pelo apoio e pelo incentivo em todas as horas, e em especial

minha me pelo carinho e amizade.

Agradeo Professora Rejane pela inspirao, pacincia e por acreditar no meu trabalho.

Agradeo aos meus amigos Antnio, Dbora, Edinia, Madelon e Rogrio pela amizade,

fora, companheirismo, e por terem sido a minha famlia em

Florianpolis.

Agradeo s minhas colegas de chiqueiro Meire e Vvian, por compartilharem os dias de

trabalho e os tornarem menos solitrios e rduos.

Agradeo a toda a equipe do LARESO pelo carinho e por terem acolhido uma intrusa.

Agradeo equipe do LIMA, Arlete e Eliane, pelo profissionalismo e por tornarem as

tardes mais agradveis e me dar quela fora para adentrar as noites

de trabalho.

Agradeo ao Professor Marco Antonio pelo emprstimo das placas de grafite necessrias

para a realizao deste trabalho.

Agradeo ao PROSAB 4 e CAPES pelo apoio financeiro.

E por fim, agradeo vida que me deu a oportunidade e os meios de realizar mais uma

etapa.

RESUMO

O tratamento do lixiviado de aterro sanitrio um dos grandes desafios sanitrios

atuais. O lixiviado um efluente de difcil degradabilidade, composto por altas

concentraes de matria orgnica, inorgnica, substncias recalcitrantes, metais e

outros produtos txicos. Vrios autores recomendam a utilizao de processos biolgicos

e fsico-qumicos combinados a fim de promover a depurao desse efluente. Neste

trabalho, o processo de eletrocoagulao/floculao estudado como alternativa para o

tratamento do lixiviado. A pesquisa foi desenvolvida em trs etapas, onde so exploradas

suas vantagens de uso como tratamento primrio (na primeira etapa) ou como ps-

tratamento de uma srie de lagoas que recebem o percolado (na segunda etapa). Foi

utilizado um reator com capacidade de 30L, aplicada uma densidade de corrente de 15

A/m2 e testados eletrodos de alumnio, ferro, grafite combinado com alumnio e grafite

com ferro. No tratamento eletroltico primrio ainda foram testadas variaes do efluente

bruto como diluio e adio de NaCl. Os resultados obtidos alcanaram 23% de remoo

de DQO com a utilizao de eletrodos de Al. Quando utilizado como ps-tratamento de

lagoas de estabilizao, o tratamento eletroltico proposto obteve melhor desempenho e

alcanou 86% de remoo de DQO com Al e 52% com as outras configuraes. Na

terceira etapa, o reator eletroltico foi montado com fluxo contnuo, operado com eletrodos

de alumnio e ferro e recebeu efluentes das lagoas de estabilizao, entretanto os

resultados no acompanharam os obtidos com o reator em batelada. Concluiu-se ento

que o tratamento foi eficaz na depurao de fosfatos, no foi eficaz na remoo de

amnia e que a diluio do afluente a ser tratado e a adio de sal no auxiliaram na

eficincia do tratamento eletroltico. Alm disso, o processo eletroltico usado como ps-

tratamento mostrou-se mais adequado ao tratamento de lixiviados que o tratamento

eletroltico primrio.

Palavras-Chave: tratamento eletroltico; lixiviado; processo eletroltico; aterro sanitrio;

eletrlise.

ABSTRACT

The sanitary landfill leachate treatment is one of the great challenges of the

sanitary area nowadays. The leachate is an effluente with low degradabitlity, and it is

composed by high concentrations of organics, inorganics, recalcitrant materials, heavy

metals and other toxic products. Most authors recommend the use of biological process

within physics and chemical process in order to promote the depurification of this effluent.

In this work the electrocoagulation/eletroflocculation process is studied as an alternative to

the leachate treatment. This research was developed in three phases, which its utilization

vantages are exploited as primary treatment of leachates (first phase) or as post-treatment

of a stabilization pond series that received percolated liquid (second phase). It was used a

reactor with capacity of 30L, a density current of 15A/m2 was applied, and electrodes of

aluminum, iron, graphite combined with aluminum and graphite with iron. In the electrolytic

primary treatment some variations from the raw effluent as dilution and NaCl addition were

tested. The obtained results reached 23% of removed COD with aluminum electrodes.

When used as post-treatment, the proposed electrolytic treatment obtained a better

performance and reached 86% and 52%, with Al and Fe electrodes respectively, of COD

removed. In a third phase, the electrolytic reactor was built as continuous-flow, operated

with aluminum and iron electrodes, and received effluent from the stabilization ponds.

However, the results did not follow the ones obtained with the batch reactor. Is was

concluded then that the proposed treatment was efficient in removing phosphates, not

efficient in removing amoniacal nitrogen, and that the dilution and the NaCl addition did not

improved the efficiency of the process. Besides, the electrolytic post-treatment showed to

be more promising than the primary treatment of leachates.

Key-Words: electrolytic treatment; leachate; electrolytic process; sanitary landfill;

electrolyses.

i

SUMRIO

LISTA DE FIGURAS iii

LISTA DE TABELAS vi

1. INTRODUO 1

2. OBJETIVOS 3

2.1. OBJETIVO GERAL 3

2.2. OBJETIVOS ESPECFICOS 3

3. RESDUOS SLIDOS 4

3.1. RESDUOS SLIDOS URBANOS 4

3.1.1. Principais Tpicos da Legislao Brasileira Relacionada aos Resduos

Slidos 6

3.2. DISPOSIO DOS RESDUOS SLIDOS URBANOS 7

3.2.1. Aterros Sanitrios 9

3.3. LIXIVIADOS DE ATERRO SANITRIO 11

3.3.1. Formao do Lixiviado 11

3.3.2. Principais Caractersticas do Lixiviado 12

3.4. PROCESSOS UTILIZADOS NO TRATAMENTO DE LIXIVIADOS 16

3.4.1. Processos Biolgicos 16

3.4.2. Tratamentos Fsico-Qumicos 17

4. TRATAMENTO ELETROLTICO 20

4.1. TEORIA ELETROLTICA 21

4.1.1. O Fenmeno da Eletrlise 21

4.2. TRATAMENTO ELETROLTICO APLICADO A GUAS RESIDURIAS 24

4.2.1. Histrico do Tratamento Eletroltico 24

4.2.2. Os Processos de Eletrocoagulao, Eletrofloculao e Eletroflotao 25

4.2.3. Vantagens e Desvantagens da Eletrocoagulao e Eletroflotao 28

4.2.4. Principais Parmetros de Controle do Processo 29

4.2.5. Aplicao Eletroltica em guas para Abastecimento 31

4.2.6. Aplicao Eletroltica em guas Residurias Domsticas 32

ii

4.2.7. Aplicao Eletroltica em guas Residurias Industriais 33

4.2.8. Aplicao Eletroltica em Lixiviados de Aterros Sanitrios 34

5. MATERIAIS E MTODOS 36

5.1. O ATERRO SANITRIO DE BIGUAU 36

5.2. CONCEPO DO TRATAMENTO 38

5.3. COLETA E ARMAZENAMENTO DO LIXIVIADO 40

5.4. DESCRIO DO SISTEMA APLICADO 40

5.5. OPERAO DO REATOR ELETROLTICO EM BATELADA 42

5.6. OPERAO DO REATOR ELETROLTICO EM CONTNUO 44

5.7. ANLISES REALIZADAS 46

5.6.1. Caracterizao do Lixiviado 46

5.6.2. Anlises Realizadas para o Tratamento Eletroltico 47

6. RESULTADOS E DISCUSSES 48

6.1. CARACTERIZAO DO LIXIVIADO BRUTO 48

6.2. RESULTADOS DA PRIMEIRA ETAPA: TRATAMENTO PRIMRIO DE

LIXIVIADOS 49

6.2.1. Tratamento Eletroltico com Eletrodos de Alumnio 49

6.2.2. Tratamento Eletroltico com Eletrodos de Ferro 62

6.3. RESULTADOS DA SEGUNDA ETAPA: PS-TRATAMENTO DE EFLUENTE

DE SISTEMA DE LAGOAS RECEBENDO LIXIVIADOS 73

6.4. RESULTADOS DA TERCEIRA ETAPA: PS-TRATAMENTO ELETROLTICO

EM MODO CONTNUO 81

6.5. CONSIDERAES FINAIS 93

6.4.1. Tratamento Primrio 93

6.4.2. Ps-Tratamento Modo Batelada 96

6.4.3. Ps-Tratamento Modo Contnuo 96

7. CONCLUSES E RECOMENDAES 98

7.1. CONCLUSES 98

7.2. RECOMENDAES 102

8. REFERNCIAS BIBLIOGRFICAS 103

iii

LISTA DE FIGURAS

Figura 3.1 Composio mdia dos RSU no Brasil. 5

Figura 3.2 Destinao final do lixo coletado no Brasil por unidade. 8

Figura 3.3 Desenho esquemtico de um aterro sanitrio. 10

Figuras 5.1a e b Descarregamento e compactao dos resduos slidos no aterro

sanitrio de Biguau. 36

Figura 5 2 Estao de tratamento do lixiviado do aterro sanitrio de Biguau. 37

Figura 5.3 Lagoas de estabilizao tratando o lixiviado no aterro sanitrio de

Biguau. 37

Figura 5.4 Esquema das etapas do tratamento eletroltico realizadas nesse

trabalho. 38

Figuras 5.5a e b Fotos das lagoas de estabilizao utilizadas para tratamento de

lixiviados. 39

Figura 5.6 Desenho esquemtico do reator eletroltico. 42

Figura 5.7 Reator montado com placas de ferro e grafite. 43

Figura 5.8 Fonte alimentadora conectada aos eletrodos durante o tratamento

eletroltico. 43

Figura 5.9 Reservatrio superior acoplado ao reator eletroltico desmontado. 45

Figura 5.10 Reator eletroltico contnuo com eletrodos de ferro sendo operado. 45

Figuras 6.1a e b Reator eletroltico com eletrodos de alumnio tratando lixiviado com

sal. 50

Figura 6.2 Reator eletroltico com eletrodos de grafite e alumnio tratando

lixiviado. 50

Figura 6.3a Valores de turbidez obtidos com eletrodos de alumnio. 51

Figura 6.3b Valores de turbidez obtidos com eletrodos de grafite e alumnio. 51

Figura 6.4a Valores de SST obtidos com eletrodos de alumnio. 51

Figura 6.4b Valores de SST obtidos com eletrodos de alumnio e grafite. 51

Figura 6.5a Valores de DQO total obtidos com eletrodos de alumnio. 53

Figura 6.5b Valores de DQO total obtidos com eletrodos de grafite e alumnio. 53

Figura 6.6a Valores de DQO solvel obtidos com eletrodos de alumnio. 54

iv

Figura 6.6b Valores de DQO solvel obtidos com eletrodos de grafite e alumnio.

54

Figura 6.7a Valores de COT obtidos com eletrodos de alumnio. 55

Figura 6.7b Valores de COT obtidos com eletrodos de grafite e alumnio. 55

Figuras 6.8 Variao dos pesos dos eletrodos de alumnio a cada ensaio

realizado. 60

Figura 6.9 Variao dos pesos dos eletrodos de grafite a cada ensaio realizado

com a configurao G/Al. 61

Figura 6.10 Reator eletroltico com eletrodos de grafite e ferro tratando lixiviado.

63

Figura 6.11a Valores de turbidez obtidos com eletrodos de ferro. 63

Figura 6.11b Valores de turbidez obtidos com eletrodos de grafite e ferro. 63

Figura 6.12a Valores de turbidez obtidos com eletrodos de ferro. 64

Figura 6.12b Valores de turbidez obtidos com eletrodos de grafite e ferro. 64

Figura 6.13a Valores de DQO total obtidos com eletrodos de ferro. 66

Figura 6.13b Valores de DQO total obtidos com eletrodos de grafite e ferro. 66

Figura 6.14a Valores de DQO solvel obtidos com eletrodos de ferro. 67

Figura 6.14b Valores de DQO solvel obtidos com eletrodos de grafite e ferro. 67

Figura 6.15a Valores de COT obtidos com eletrodos de ferro. 68

Figura 6.15b Grfico com valores de COT obtidos com eletrodos de grafite e ferro.

68

Figura 6.16a e b Variao dos pesos dos eletrodos de ferro a cada ensaio realizado.

71

Figura 6.17 Variao dos pesos dos eletrodos de grafite a cada ensaio realizado

com a configurao G/Fe. 72

Figuras 6.18a e b Reator eletroltico com eletrodos de alumnio tratando efluente das

lagoas de estabilizao. 74

Figura 6.19a Valores de turbidez para o ps-tratamento de lagoas de estabilizao.

74

Figura 6.19b Valores de SST para o ps-tratamento de lagoas de estabilizao. 74

Figura 6.20 Cones de Imhoff com efluentes do ps-tratamento eletroltico com

eletrodos de alumnio ( esquerda) e com ferro ( direita). 75

Figura 6.21 Valores de DQO total para o ps-tratamento de efluente de lagoas de

estabilizao. 77

v

Figura 6.22 Valores de DQO solvel para o ps-tratamento de efluente de lagoas

de estabilizao. 77

Figura 6.23 Valores de COT para o ps-tratamento de efluente de lagoas de

estabilizao. 78

Figura 6.24 Valores de nitrognio amoniacal para o ps-tratamento de efluente de

lagoas de estabilizao. 79

Figuras 6.25a e b Reator eletroltico em fluxo contnuo sendo operado com eletrodos de

ferro. 81

Figura 6.26a Valores de turbidez obtidos com eletrodos de alumnio. 82

Figura 6.26b Valores de turbidez obtidos com eletrodos de ferro. 82

Figura 6.27a Valores de cor verdadeira obtidos com eletrodos de alumnio. 82

Figura 6.27b Valores de cor verdadeira obtidos com eletrodos de ferro. 82

Figura 6.28a Amostras obtidas com eletrodos de alumnio. 83

Figura 6.28b Amostras filtradas obtidas com eletrodos de alumnio. 83

Figura 6.29 Valores de DQO total obtidos com eletrodos de alumnio. 84

Figura 6.30 Valores de DQO total obtidos com eletrodos de ferro. 85

Figura 6.31 Valores de DQO solvel obtidos com eletrodos de alumnio. 86

Figura 6.32 Valores de DQO solvel obtidos com eletrodos de ferro. 86

Figura 6.33 Valores de COT obtidos com eletrodos de alumnio. 87

Figura 6.34 Valores de COT obtidos com eletrodos de ferro. 88

Figura 6.35 Valores de nitrognio amoniacal obtidos com eletrodos de alumnio.

89

Figura 6.36 Valores de nitrognio amoniacal obtidos com eletrodos de ferro. 89

vi

LISTA DE TABELAS

Tabela 3.1 Caracterizao de lixiviados de aterros sanitrios brasileiros. 14

Tabela 3.2 Valores de composio de lixiviados de aterros novos e antigos. 15

Tabela 4.1 Principais parmetros utilizados no tratamento eletroltico. 31

Tabela 5.1 Dimenses das lagoas de estabilizao. 40

Tabela 5.2 Tempo e freqncia de coleta de amostras para as anlises

realizadas no tratamento eletroltico em batelada. 44

Tabela 5.3 Parmetros analisados na caracterizao do lixiviado. 47

Tabela 5.4 Parmetros analisados na avaliao da eficincia do tratamento

eletroltico. 47

Tabela 6.1 Resultados da caracterizao do lixiviado bruto. 48

Tabela 6.2 Valores obtidos de pH e condutividade para eletrodos de alumnio. 52

Tabela 6.3 Valores obtidos de pH e condutividade para eletrodos de alumnio e

grafite. 53

Tabela 6.4 Valores obtidos de nitrognio amoniacal, fosfatos totais, e cloretos

totais para eletrodos de alumnio. 56

Tabela 6.5 Valores obtidos de nitrognio amoniacal, fosfatos totais, e cloretos

totais para eletrodos de grafite e alumnio. 57

Tabela 6.6 Valores de concentrao de metais analisada para o tratamento com

eletrodos de alumnio. 58

Tabela 6.7 Valores de concentrao de metais para o tratamento com eletrodos

de grafite e alumnio. 59

Tabela 6.8 Quantificao dos acmulos ou desgastes dos eletrodos de alumnio.

61

Tabela 6.9 Quantificao dos acmulos ou desgastes dos eletrodos de grafite

para ensaios com G/Al. 62

Tabela 6.10 Valores obtidos de pH e condutividade para eletrodos de ferro. 65

Tabela 6.11 Valores obtidos de pH e condutividade para eletrodos de ferro e

grafite. 65

Tabela 6.12 Valores obtidos de nitrognio amoniacal, fosfatos e cloretos para

eletrodos de ferro. 69

vii

Tabela 6.13 Valores obtidos de nitrognio amoniacal, fosfatos e cloretos para

eletrodos de grafite e ferro. 69

Tabela 6.14 Valores de concentrao de metais analisada para o tratamento com

eletrodos de ferro. 70

Tabela 6.15 Quantificao dos acmulos ou desgastes dos eletrodos de ferro. 71

Tabela 6.16 Quantificao dos acmulos ou desgastes dos eletrodos de grafite

para ensaios com G/Fe. 73

Tabela 6.17 Valores de pH e condutividade obtidos com o ps-tratamento de

efluente de lagoas. 76

Tabela 6.18 Valores obtidos de fosfatos e cloretos para o ps-tratamento de

efluente de lagoas de estabilizao. 79

Tabela 6.19 Valores de concentrao de metais para o ps-tratamento de efluente

de lagoas de estabilizao. 80

Tabela 6.20 Valores obtidos de fosfatos obtidos com eletrodos de alumnio. 90

Tabela 6.21 Valores obtidos de fosfatos obtidos com eletrodos de ferro. 90

Tabela 6.22 Valores obtidos de cloretos obtidos com eletrodos de alumnio. 91

Tabela 6.23 Valores obtidos de cloretos obtidos com eletrodos de ferro. 91

Tabela 6.24 Valores de concentrao de metais para o ps-tratamento eletroltico

contnuo com eletrodos de ferro. 92

Tabela 6.25 Valores de eficincia de remoo de diversos trabalhos usando a

oxidao no tratamento de lixiviados. 95

1. INTRODUO

O avano do crescimento populacional urbano geralmente associado falta de

infra-estrutura capaz de sustent-lo. Este crescimento acelerado e desgovernado tem

aumentado cada vez mais os problemas ambientais em grandes e pequenos centros. Um

destes grandes problemas o tratamento e a destinao dos resduos slidos.

A produo de resduos inerente vida humana e seus hbitos de consumo

contemporneos. Praticamente todas as atividades humanas geram resduos e a

quantidade e o volume destes resduos s tende a aumentar com o crescente nmero de

conglomerados urbanos, onde os espaos so cada vez mais disputados.

A sociedade em geral no se preocupa como os resduos produzidos por ela so

dispostos e tratados, contanto que sejam feitos longe do seu alcance de vista, uma vez

que produzem maus odores e tm um aspecto desagradvel.

A disposio adequada de resduos slidos deve ser realizada em um aterro

sanitrio. Este deve ser implantado em locais especficos, caracterizados por grandes

reas e a certa distncia de zonas urbanas.

Os aterros produzem dois sub-produtos resultantes da decomposio da matria

orgnica dos resduos slidos, o gs metano e o lixiviado, os quais, se no coletados e

tratados adequadamente, podem contaminar o ar, o solo, as guas subterrneas e os

demais corpos hdricos receptores.

O lixiviado produzido por aterros sanitrios um efluente com grande variabilidade

de caractersticas. Esto presentes em sua composio altas concentraes de produtos

orgnicos, inorgnicos, metais pesados, substncias recalcitrantes de difcil

degradabilidade e contaminantes microbiolgicos, com alto potencial nocivo, tornando-se

um efluente altamente txico e de difcil tratamento.

Apesar de muitas pesquisas estarem sendo realizadas nesta rea de tratamento

do lixiviado e muitos tratamentos j venham sendo aplicados, este um efluente que

ainda no tem uma metodologia de tratamento definida e de comprovada eficincia,

tamanha sua complexidade.

Conseqentemente, nem tratamentos biolgicos convencionais de guas

residurias, nem processos fsico-qumicos, separadamente, conseguem alcanar taxas

de remoo suficientes para uma boa remediao deste tipo de efluente. Enquanto os

2

processos biolgicos removem principalmente a matria orgnica, os processos fsico-

qumicos como coagulao, floculao e sedimentao, utilizados em conjunto, so

comprovadamente eficientes quando aplicados a efluentes de difcil degradabilidade

(Qasim e Chiang, 1994). Sendo assim, busca-se uma combinao destes dois tipos de

processos para uma otimizao do tratamento de lquidos percolados.

Apesar de ser difundido mundialmente, o tratamento eletroltico ainda

desacreditado por parte dos pesquisadores, especialmente por ser um processo que

demanda custos operacionais com o consumo de energia eltrica e de manuteno com a

troca de eletrodos desgastados em decorrncia do tratamento.

Os bons resultados obtidos em trabalhos realizados nos ltimos anos quanto

eficincia de remoo obtida sem a adio de produtos qumicos, apenas utilizando-se

eletrodos ativos, e as diversas possibilidades do processo, fazem com que o tratamento

eletroltico apresente grande potencial para desenvolvimento de uma alternativa de

tratamento do lixiviado de aterros sanitrios. O uso da eletrocoagulao/eletroflotao

destacado de outros processos fsico-qumicos tambm por requerer baixo tempo de

deteno e possuir mecanismos mais simplificados que os tratamentos convencionais

(Mollah et al., 2001).

Como parte dessa busca pelo aprimoramento do tratamento eletroltico e

entendimento de seus mecanismos, este trabalho prope analisar e estudar novos

interesses e novas aplicabilidades do mesmo, especialmente utilizado em conjunto com

processos biolgicos.

com este intuito que esta pesquisa se prope a testar a utilizao de um reator

eletroltico como tratamento primrio de lixiviados e tambm como ps-tratamento de

lagoas de estabilizao tambm recebendo lixiviados, de modo a buscar uma soluo

mais adequada a este problema.

A escolha do sistema eletroltico ocorreu devido ao seu desempenho na depurao

de efluentes de diferentes origens e caractersticas, como no tratamento de guas

residurias domsticas (Rodrigues et al., 2001), efluentes lquidos industriais

(Szpyrkowicz et al., 1995); e lixiviados (Chiang et al., 1995; e Tsai et al., 1997).

O estudo avaliou o processo da eletroflotao para a retirada de altas cargas

poluidoras existentes no lixiviado, especialmente metais pesados e substncias txicas,

que dificultam a depurao do efluente, considerando-se que o reator eletroltico ser

utilizado em associao com processos biolgicos.

3

2. OBJETIVOS

2.1. OBJETIVO GERAL

Esta pesquisa um trabalho experimental que tem como objetivo geral a anlise

do funcionamento, da eficincia e da aplicabilidade de um reator eletroltico para tratar

lixiviados provenientes de aterro sanitrio.

2.2. OBJETIVOS ESPECFICOS

(1) Construir e operar um modelo, em escala de bancada, de um reator eletroltico

para tratamento de lixiviados;

(2) Obteno da eficincia de remoo promovida pelo reator eletroltico em

diversas configuraes e diferentes nveis de tratamento de lixiviados; e

(3) Analisar a viabilidade do uso do processo eletroltico em associao com

tratamento biolgico por sistema de lagoas de estabilizao.

4

3. RESDUOS SLIDOS

3.1. RESDUOS SLIDOS URBANOS

O crescimento populacional, aliado ao aumento do consumo de bens

industrializados, tem agravado de maneira exponencial o problema de controle e

disposio de resduos, tornando-se assim, num dos grandes desafios atuais que tenta

equacionar a defesa do meio ambiente, a sade pblica e a manuteno ou melhoria da

qualidade de vida do homem moderno.

A gerao de resduos um problema tipicamente antrpico. Na natureza no

existe este conceito, uma vez que o que sobra de um processo ou ciclo geralmente

aproveitado em outro nvel de consumo entre as diversas cadeias alimentares. O homem,

por sua vez, gasta e produz muito alm da capacidade do meio ambiente absorver os

impactos causados por esta ou aquela ao.

A NBR 10.004 (ABNT, 2004) define o termo resduos slidos como sendo os

resduos em estado slido e semi-slido, que resultam das atividades da comunidade de

origem: industrial, domstica, hospitalar, comercial, agrcola, de servios de varrio. A

norma ainda inclui os lodos provenientes de sistemas de tratamento de gua e aqueles

gerados em equipamentos e instalaes de controle de poluio, bem como determinados

lquidos cujas particularidades tornem inviveis seu lanamento na rede pblica de

esgotos ou corpos dgua, ou exijam para isto solues tcnicas e economicamente

inviveis perante a melhor tecnologia disponvel.

A parcela dos resduos slidos proveniente do lixo domstico, comercial e de

servios de varrio comumente denominada resduos slidos urbanos.

Dentre os diversos tipos de resduos gerados, os resduos slidos vm recebendo

uma maior ateno da sociedade, profissionais e administradores pblicos, devido ao

volume produzido, tornando-se um problema de poluio ambiental, deteriorao da

qualidade da gua, e limitao de espaos para disposio, principalmente nos grandes

centros urbanos. Amorim (1996) lembra que os resduos slidos s se transformam em

problema por causa das aglomeraes humanas, dados os hbitos gregrios do homem,

j que o lixo se acumula apenas nas cidades e ncleos urbanos.

5

De acordo com a Pesquisa Nacional de Saneamento Bsico (IBGE, 2000), no

Brasil so coletados 161.015 toneladas de resduos slidos urbanos (RSU) por dia. Sendo

22% considerado lixo pblico e 78% lixo domiciliar. A produo per capita de RSU de

0,95kg/dia, sendo que nos municpios com populao acima de quinhentos mil habitantes

este ndice chega a 1,72kg/dia, mostrando que o aumento da produo de resduos

slidos cresce proporcionalmente ao aumento da populao urbana, assim como os

problemas relacionados aos locais de disposio desses resduos.

A composio dos resduos slidos urbanos definida pelas condies

ambientais, de urbanizao e pelo nvel scio-econmico da regio geradora e tambm

pelo tipo de gerenciamento de resduos (Giordano, 2003). H uma variao tanto

quantitativa quanto qualitativa entre regies com diferentes padres scio-econmicos.

Nos pases mais industrializados h uma predominncia de materiais inorgnicos sobre

os orgnicos, devido principalmente ao uso de embalagens, enquanto que nos pases

mais pobres a frao de matria orgnica na composio dos RSU bem maior que a

inorgnica.

No Brasil, a mdia nacional de produo dos RSU composta de 60% de matria

orgnica, conforme apresentado na Figura 3.1 (Melo, 2000 apud Giordano, 2003).

Entretanto, sendo um pas de dimenses continentais, h uma variao entre as diversas

regies, as mais industrializadas apresentam um percentual maior de materiais

inorgnicos e aquelas com menor concentrao populacional e desenvolvimento urbano,

maior porcentagem de matria orgnica.

60%25%

5% 3%3% 4%

Matria Orgnica

Papis

Outros

Vidro

Plsticos

Metais

Figura 3.1: Composio mdia dos RSU no Brasil (Fonte: Melo, 2000 apud Giordano, 2003

modificado).

6

A quantidade de material inorgnico na constituio dos RSU pode ser ainda

diminuda de acordo com o gerenciamento destes resduos. Castilhos Jnior et al. (2003),

comentam que, para uma boa gesto de resduos, h duas estratgias fundamentais:

reduo na fonte e/ou tratamento.

A estratgia de reduo age na quantidade e na qualidade de resduos slidos

produzidos, podendo ser atravs da otimizao de processos de produo, do uso de

tecnologias limpas e da diminuio da utilizao de produtos descartveis. Alm disso,

age tambm na criao de critrios e incentivos a programas educacionais de coleta

seletiva e de reciclagem (Santos, 2000). Programas de reciclagem e coleta seletiva no

apenas ajudam a diminuir o volume de material inorgnico e de difcil biodegradabilidade,

mas tambm ajudam na separao de materiais txicos como vapor de mercrio contido

em lmpadas, e metais pesados contidos em baterias e pilhas.

A estratgia de tratamento focalizada no produto a jusante do problema, ou seja,

na minimizao dos impactos causados. Esta estratgia para resduos slidos pode ser

reduzida a basicamente trs aes: disposio adequada, controle e tratamento dos

efluentes produzidos.

3.1.1. Principais Tpicos da Legislao Brasileira Relacionada aos Resduos

Slidos

O Brasil ainda no dispe de uma Poltica Nacional de Resduos Slidos, sendo

assim a maioria das leis que regem o controle, disposio e tratamento dos resduos

slidos so referentes legislao ambiental de um modo geral.

A Constituio Federal, no seu artigo 23, inciso VI diz que compete Unio,

Estados, Distrito Federal e Municpios proteger o meio ambiente e combater a poluio

em qualquer de suas formas. No artigo 24, diz ainda que de competncia da Unio,

Estados e Distrito Federal legislar sobre a proteo do meio ambiente e controle da

poluio.

A responsabilidade de gerenciamento dos RSU no Brasil fica a cargo dos

municpios. A Constituio Federal, no seu artigo 30, diz que a competncia em organizar

e prestar os servios pblicos de interesse local pertence aos municpios. Ficando assim,

dentre estes servios, a gesto da limpeza urbana e dos resduos slidos municipais.

A lei dos crimes ambientais (Lei Federal 9.605/88) define que crime causar

poluio de qualquer natureza em nveis tais que resultem ou possam resultar em danos

7

sade humana, ou que provoquem a mortandade de animais ou a destruio significativa

da flora e impe pena de 1 a 5 anos de recluso e multa se o crime ocorrer em

decorrncia de lanamento de resduos slidos, lquidos ou gasosos em desacordo com

exigncias legais.

A Lei Federal 6.938, 31/08/81, que instituiu a Poltica Nacional do Meio Ambiente,

tem como um de seus princpios: o controle e zoneamento das atividades potencial ou

efetivamente poluidoras, e os aterro sanitrios se enquadram nestas atividades, pois so

locais que necessitam de uma licena, que tambm est prevista na Lei, para serem

implantados e seus efeitos poluidores tm que ser controlados.

A Resoluo CONAMA 357/05 tambm pertinente quanto ao controle de

tratamento dos resduos slidos, mais especificamente do lixiviado produzido, uma vez

que define padres de lanamento de efluentes em corpos hdricos de acordo com o

enquadramento destes corpos receptores.

A gesto de resduos slidos urbanos ainda no conseguiu ter uma definio

quanto a seus procedimentos. Apesar do pas possuir diversas leis que versam sobre o

assunto, falta uma poltica clara com diretrizes e que consiga unificar questes e solues

e coordenar as diversas fases que compem o gerenciamento de resduos slidos

urbanos.

3.2. DISPOSIO DOS RESDUOS SLIDOS URBANOS

A disposio de resduos slidos no solo tem sido praticada por sculos. No

passado acreditava-se que o lixiviado dos resduos poderia ser completamente atenuado

(purificado) pelo solo e pelas guas subterrneas e sua contaminao no se mostrava

um problema. Assim, a disposio ao solo sobre todas s formas era uma prtica

totalmente aceitvel. Apenas a partir da final da dcada de 50, com o incio da

preocupao com o meio ambiente e com a realizao de estudos posteriores,

comprovaram o potencial contaminador desses tipos de disposio de resduos (Bagchi,

1994).

Os depsitos a cu aberto, mais conhecidos como lixes, so locais de

disposio de resduos inadequados e sem nenhum controle do uso do solo ou do

lixiviado produzido, podendo contaminar o solo, o ar e as guas superficiais e

subterrneas nas proximidades dos mesmos. Tambm so locais de proliferao de

vetores e de disseminao de doenas.

8

Os lixes ainda causam um problema social muito grave, a catao de resduos

slidos inorgnicos, que podem ser reciclados e assim possuem um valor de mercado. Os

catadores so pessoas de todas as idades que acabam fazendo deste servio um meio

de sobrevivncia, ficando suscetveis a condies de insalubridade por viverem

misturadas ao lixo, muitas vezes criando comunidades inteiras ao redor dos depsitos a

cu aberto.

O aterro sanitrio um mtodo para a disposio final dos resduos slidos

urbanos, sobre terreno natural , atravs de seu confinamento em camadas cobertas com

material inerte, geralmente solo, segundo normas operacionais especficas, de modo a

evitar danos ao meio ambiente, em particular sade e segurana pblica (IBAM,

2001). o mtodo mais recomendado e adequado de disposio para os resduos

slidos, no somente devido aos seus mecanismos de controle de minimizao de

impactos e controle de vetores, mas tambm a sua capacidade de receber grandes

volumes, seu relativo baixo custo e simplicidade de operao.

H tambm aterros chamados controlados, que so semelhantes quanto ao

confinamento dos resduos com compactao e cobertura de solo aos aterros sanitrios.

Entretanto, estes tipos de aterros no possuem sistemas de coleta e tratamento dos

lixiviados e nem a coleta e queima do biogs, podendo causar impactos aos mananciais e

corpos hdricos ao redor destes depsitos. O aterro controlado bastante utilizado no

Brasil, como mostra a Figura 3.2, onde se pode visualizar a distribuio do destino final

dos RSU no pas.

Unidade de destino final do lixo coletado

37,0%

36,2%

21,2%

5,7%

aterro controlado

aterro sanitrio

lixo

outros

Figura 3.2: Destinao final do lixo coletado no Brasil por unidade (Fonte: IBGE, 2000).

Segundo o IBGE (2000), a especificao das Unidades de Destino do Lixo indicou

uma situao de destinao final do lixo coletado no Pas, em peso, que tem melhorado

com a diminuio dos depsitos a cu aberto (21,2%) e mais de 70% de todo o lixo

9

coletado no Brasil estaria tendo um destino final em aterros sanitrios e/ou controlados.

Contudo, ainda h muito que melhorar nesse aspecto. Os 5,7% da disposio de RSU

(Figura 3.2) referem-se a unidades de incinerao, reciclagem, compostagem, entre

outras.

3.2.1. Aterros Sanitrios

Segundo a NBR 8419, aterro sanitrio definido como a tcnica de disposio

final de resduos slidos urbanos no solo, atravs do confinamento em camadas cobertas

com material inerte, geralmente solo, segundo normas especficas, de modo a evitar

danos ou riscos sade e segurana, minimizando os impactos ambientais (ABNT,

1989).

O projeto de um aterro sanitrio tem como principais objetivos: a proteo da

qualidade das guas subterrneas, proteo da qualidade do ar atravs da queima ou

recuperao do biogs produzido, e minimizao dos impactos nas guas superficiais

adjacentes. Alm disso, deve-se ter um cuidado para que a utilizao do local do aterro

seja realizada com eficincia, a fim de estender sua vida til e permitir o aproveitamento

do uso do solo aps o seu fechamento (Qasim e Chiang, 1994).

A seleo de uma rea para servir de aterro sanitrio deve atender, no mnimo,

aos critrios impostos pelas normas da ABNT (NBR 10.157) e pela legislao federal,

estadual e municipal (IBAM, 2001).

A quantidade de reas adequadas e disponveis para a instalao de um aterro

sanitrio cada vez menor, devido a problemas relacionados ao crescimento urbano.

Sendo assim, a escolha da localizao de um aterro deve atender a uma srie de

requisitos tcnicos e ambientais como a geologia do terreno, proximidade a cursos

dgua, distncia de lenol fretico, zoneamento da rea, alm de aspectos econmicos e

poltico-sociais. (Calijuri et al., 2002 apud Morais, 2005).

Normalmente os aterros sanitrios acabam se localizando em reas afastadas do

permetro urbano, o que pode significar custos com transporte por longos trechos, ou a

necessidade de estaes de transbordo, e a conseqente gerao de maus odores e

poluio sonora. Dependendo das caractersticas do terreno, pode haver necessidade da

importao de materiais de cobertura de outros locais, acarretando em custos e impactos

em outras reas (Bidone e Povinelli, 1999).

10

Um aterro sanitrio composto das seguintes unidades operacionais:

impermeabilizao de fundo, impermeabilizao opcional superior, sistema de coleta e

tratamento dos lquidos percolados, sistema de coleta e queima (ou beneficiamento) do

biogs, sistema de drenagem e afastamento das guas pluviais, sistema de

monitoramento ambiental, topogrfico e geotcnico, e ptio de estocagem de materiais

(IBAM, 2001).

A Figura 3.3 um desenho esquemtico dos componentes de um aterro sanitrio.

Figura 3.3: Desenho esquemtico de um aterro sanitrio.

(Fonte: UNESP, 2005 apud CEMPRE, 1995).

Ao atingir a sua saturao, geralmente medida pela altura alcanada, um aterro

sanitrio deve ser concludo recebendo uma cobertura final de solo e outros materiais de

acordo com a destinao permitida para a rea em questo. Esta cobertura deve ser tal

que promova a impermeabilizao parcialmente do local. Mesmo aps o fechamento do

aterro, h produo de lixiviados e de biogs que devem continuar sendo coletados e

destinados adequadamente.

3.3. LIXIVIADOS DE ATERRO SANITRIO

O lixiviado de aterro sanitrio um lquido de colorao escura e com odor

bastante desagradvel. Sua formao o resultado de processos fsico-qumicos e

11

biolgicos dos resduos dispostos no aterro que, aliados infiltrao da gua de chuva e

da produo de umidade devida a tais processos, percolam por entre as camadas do

aterro, produzindo um efluente com alto potencial poluidor.

3.3.1. Formao do Lixiviado

A formao do lixiviado um processo complexo, relacionado a diversos fatores

como a origem dos resduos e sua composio; o clima local, a forma do aterro e sua

operao, e a idade do aterro.

O lixiviado formado primeiramente devido perda natural de gua em cada

clula do aterro ocasionada pelo acmulo de resduos e sua compactao. Este lquido

ento escorre da parte superior destas clulas para a inferior. Numa segunda parte, o

lixiviado formado a partir da decomposio anaerbia da matria orgnica presente nos

resduos. A terceira parte da formao do lixiviado deve-se gua precipitada no aterro

que se infiltra nas clulas do mesmo contribuindo com o arraste do lquido contido no

interior do aterro e com o aumento de seu volume produzido (Giordano, 2003).

Pohland et al. (1985) apud Rita (2002) descrevem em cinco fases a decomposio

anaerbia da matria orgnica no interior do aterro sanitrio e so apresentadas a seguir:

Fase 1 Ajuste inicial

Esta fase caracterizada pela deposio inicial dos resduos slidos e pelo

conseqente acmulo de umidade. Ocorre o fechamento de cada sesso do aterro

e um assentamento inicial do terreno auxiliada pela compactao. As primeiras

mudanas nos parmetros ambientais so detectadas, revelando o incio do

processo de estabilizao. Nesta fase ainda h uma condio aerbica.

Fase 2 - Transio

Nesta fase inicia-se a formao do lixiviado e a transio da condio aerbia

para a anaerbia, passando o receptor primrio de eltrons de oxignio a nitratos e

sulfatos. Bactrias anaerbias estritas ou facultativas transformam a matria

orgnica hidrolizada, sem estabiliz-los ainda. H uma diminuio do potencial

redox, estabelecendo condies redutoras. Aparecem produtos metablicos

intermedirios como cidos orgnicos volteis (AOV) no lixiviado.

Fase 3 Acidificao

Nesta fase h uma predominncia de cidos orgnicos volteis devido ao

contnuo processo de hidrlise e fermentao dos resduos orgnicos. O valor do

12

pH cai, causando mobilizao dos metais e possvel complexao. Ocorre ainda a

liberao e assimilao de nutrientes como nitrognio e fsforo. O hidrognio

aparece e responsvel por controlar a natureza e o tipo de produtos metablicos

em formao.

Fase 4 - Metanognese

Os produtos intermedirios formados na fase acidognica so consumidos e

convertidos em metano e dixido de carbono (biogs). Ocorre uma estabilizao

do pH controlado pelo tampo bicarbonato e pela concentrao de AOV. O

potencial redox atinge seu mnimo e h um consumo contnuo de nutrientes. Os

metais pesados sofrem complexao e precipitao e a concentrao de materiais

orgnicos no chorume diminui e a produo de biogs aumenta.

Fase 5 Maturao Final

Nesta fase, a atividade biolgica torna-se praticamente inativa, devido

baixa quantidade de nutrientes e de estabilizao dos constituintes mais

biodegradveis ocorrida na fase metanognica. A produo de gases bastante

reduzida e at mesmo cessada. H um aumento do potencial redox e

reaparecimento do oxignio e de espcies oxigenadas. Os compostos orgnicos

mais biorecalcitrantes so convertidos em substncias hmicas capazes de

complexar metais pesados.

3.3.2. Principais Caractersticas do Lixiviado

A variao na quantidade de lixiviado produzido e em sua qualidade geralmente

atribuda a uma complexa interao de fatores como: composio dos resduos dispostos,

profundidade, idade e aspectos construtivos e operacionais do aterro, balano hdrico, e a

dinmica dos processos de formao do lixiviado (Qasim e Chiang, 1994).

Separando-se em quatro categorias (El Fadel et al., 2002; Kjeldsen et al., 2002; e

Cintra et al., 2002; apud Morais, 2005), os principais fatores que influenciam a

composio do lixiviado so:

Caractersticas dos resduos: composio dos resduos, sua granulometria,

umidade, estgio de decomposio e pr-tratamento.

Condies ambientais: geologia, regime pluviomtrico, clima.

13

Caractersticas do aterro: aspectos construtivos, balano hdrico, grau de

compactao dos resduos, propriedades do terreno, co-disposio de resduos lquidos,

irrigao, recirculao, impermeabilizao do aterro.

Processos internos do aterro: hidrlises, adsoro, biodegradao, especiao,

dissoluo, reduo, troca inica, tempo de contato, partio, troca e transporte de gs.

O lixiviado composto de matria orgnica e inorgnica e de uma frao

microbiolgica. Possui uma colorao que pode variar de amarela clara at negra e sua

condutividade possui valores acima de 1000S/cm, devido principalmente alta

concentrao de sais (Giordano, 2003).

A matria orgnica dissolvida, expressa como DQO ou COT, inclui CH4, cidos

graxos volteis (especialmente na parte cida) e muitos compostos de difcil

degradabilidade, como por exemplo, compostos flvicos e hmicos decorrentes da

decomposio de madeira e vegetais. A frao orgnica contm tambm aminas,

protenas, e acares. H ainda a presena de compostos orgnicos xenobiticos, que

incluem uma variedade de hidrocarbonetos halogenados, compostos fenlicos, lcoois,

aldedos, cetonas e cidos carboxlicos, alm de outras substncias caracteristicamente

txicas (Giordano , 2003 e Morais, 2005).

Os macrocomponentes inorgnicos do lixiviado so: clcio (Ca), magnsio (Mg),

cloretos (Cl-), sulfato (SO4-2), sulfeto (S-2) e carbonato (CO3

-2). Encontram-se tambm, em

menores concentraes, sais de ferro e metais txicos como: cdmio, zinco, cromo,

cobre, chumbo, nquel. A frao inorgnica do lixiviado conta ainda com uma pequena

parcela dos seguintes compostos: boro, arsnico, selnio, brio, ltio, mercrio e cobalto

(Morais, 2005).

Sobre a composio microbiolgica, os microrganismos encontrados no lixiviado

so aqueles provenientes do processo de biodegradao anaerbia dos resduos

(Giordano, 2003), sendo mais comuns as bactrias acetognicas, metanognicas e

desnitrificantes. Coliformes tambm so encontrados no percolado (Morais, 2005).

A composio dos lixiviados bastante variada e normalmente descrita atravs

de parmetros de qualidade, sendo que os mais utilizados so: DQO, DBO5, COT, pH,

alcalinidade, nitrognio amoniacal, e toxicidade. A Tabela 3.1 exemplifica esta

composio encontrada em aterros sanitrios no Brasil.

14

Tabela 3.1: Caracterizao de lixiviados de aterros sanitrios brasileiros. JANGURUSSU MURIBECA BANG GRAMACHO*

PARMETROS (Fortaleza CE) (Recife PE) (Bang RJ) (Duque de Caxias -

RJ)

Alcalinidade (mgCaCO3/L)

3325 5015 _ _

DBO (mg/L) 409 275 453 985

DQO (mg/L) 6027 1230 3789 3974

Cloretos (mg/L) 4204 _ 2499 5067

Condutividade (S/cm)

_ 8900 10872 28301

Fosfatos totais (mg/L)

7,42 _ 3,81 _

Nitrognio Amoniacal (mg/L)

526 _ 1787 1778

pH 8,50 7,80 7,90 8,15

Clcio (mgCa/L) _ 40 _ 254

Zinco (mgZn/L) 13,68 2,25 0,50 _

Nquel (mgNi/L) 1,48 _ 0,22 _

Cromo (mgCr/L) 0,84 _ 0,21 _

Ferro (mgFe/L) 46,14 38 _ _

*valores do ano de 2002. Fonte: Giordano (2003).

As altas concentraes de amnia, de metais pesados e de compostos

recalcitrantes encontrados no lixiviado, so grandes responsveis pela sua toxicidade.

Clement et al. (1997 apud Morais 2005) lembra ainda que a toxicidade encontrada no

lquido percolado no pode ser associada a alguns compostos isoladamente, devendo-se

levar em conta o efeito sinrgico entre as diferentes substncias que compem o lixiviado.

Entre os fatores que influenciam na composio do lixiviado est a idade do aterro.

Segundo Qasim e Chiang (1994), esperada uma alterao na qualidade do lixiviado

relacionada com a idade do aterro, pois a matria orgnica continua sendo deteriorada at

a sua estabilizao. A maioria das concentraes dos poluentes do lixiviado alcana seu

pico nos primeiros anos de funcionamento do aterro e estes valores sofrem um constante

decrscimo ao longo dos anos, especialmente os indicadores de matria orgnica como

DQO, DBO e COT, entre outros. Constituintes como ferro, zinco, fosfatos, cloretos, sdio,

cobre, nitrognio orgnico, slidos totais e slidos suspensos tambm comeam a sofrer

um decrscimo a partir dos primeiros anos de funcionamento do aterro.

A Tabela 3.2 mostra as variaes da caracterstica de composio dos lixiviados

em relao ao tempo de operao dos aterros sanitrios.

15

Tabela 3.2: Valores de composio de lixiviados de aterros novos e antigos. ATERROS NOVOS

(menos de 2 anos)

ATERROS ANTIGOS

(com mais de 10 anos)

PARMETROS Faixa Valor tpico Faixa

DBO5 (mg/L) 2.000-30.000 10.000 100-200

COT (mg/L) 1.500-20.000 6.000 80-160

DQO (mg/L) 3.000-60.000 18.000 100-500

SST (mg/L) 200-2.000 500 100-400

Nitrognio orgnico (mg/L)

10-800 200 80-120

Nitrognio Amoniacal (mg/L)

10-800 200 20-40

Nitrato (mg/L) 5-40 25 5-10

Fosfatos Totais (mg/L)

5-100 30 5-10

Ortofosfatos (mg/L) 4-80 20 4-8

Alcalinidade total (mgCaCO3/L)

1.000-10.000 3.000 200-1.000

pH 4,5-7,5 6,0 6,6-7,5

Dureza total (mgCaCO3/L)

300-10.000 3.500 200-500

Clcio (mg/L) 200-3.000 1.000 100-400

Magnsio (mg/L) 50-1.500 250 50-200

Potssio (mg/L) 200-1.000 300 50-400

Sdio (mg/L) 200-2.500 500 100-200

Cloretos (mg/L) 200-3.000 500 100-400

Sulfato (mg/L) 50-1.000 300 20-50

Ferro (mg/L) 50-1.200 60 20-200

Fonte: Qasim e Chiang (1994).

Comumente o lixiviado classificado de acordo com a idade do aterro, e a

verificao da razo DBO5/DQO, chamada de razo de biodegradabilidade. Esta razo

sofre um decrscimo com o aumento da idade do aterro. O baixo valor desta relao

indica que o lixiviado possui pouca biodegradabilidade, indicando que a parte

biodegradvel dos resduos j tenha sido digerida, e assim, a idade mais avanada do

aterro sanitrio em questo.

Outro indicativo da idade do aterro e do nvel de estabilizao do lixiviado,

atravs do valor do pH do lquido percolado.Quando o aterro est predominantemente em

sua fase de acidificao, o pH do lixiviado cido e aumenta seu valor de acordo com o

16

aumento da idade do aterro. Quando o pH atinge um valor de carter alcalino, pode-se

dizer que o aterro est em sua fase metanognica de decomposio de sua matria

orgnica.

3.4 PROCESSOS UTILIZADOS NO TRATAMENTO DE LIXIVIADOS

O controle e tratamento do lixiviado so considerados como as maiores exigncias

do projeto e operao de um aterro sanitrio. Wiszniowski et al. (2006) lembra que a

gerao de lixiviado permanece como uma conseqncia inevitvel da existncia da

prtica de disposio de resduos slidos e de aterros sanitrios no futuro.

O tratamento dos lixiviados de aterros sanitrios deve ser tal que permita seu

lanamento em um corpo receptor de acordo com os padres de lanamento exigidos

pela legislao ambiental vigente.

Para a seleo e concepo dos componentes de um sistema de tratamento de

lixiviados necessria a considerao de fatores de caracterizao do mesmo, como as

concentraes de matria orgnica e inorgnica e a quantidade de materiais txicos. Alm

disso, alternativas de lanamento do efluente final, tecnologias disponveis, custos e

exigncias legais e/ou normativas.

O lixiviado pode ainda ser recirculado dentro das clulas do aterro sanitrio com o

objetivo de se diminuir a vazo a ser efetivamente tratada e de acelerar a estabilizao do

lixiviado, diminuindo tambm seus valores de DQO e de DBO. Entretanto, deve-se tomar

cuidado para que a vazo recirculada no interfira em demasia nos processos de

decomposio no interior do aterro e nem o desestabilize geotecnicamente. Alm disso,

Giordano (2003) comenta que a recirculao do lixiviado ocasiona um aumento nos teores

de sal e amnia do lquido em questo, podendo dificultar seu tratamento.

Os mtodos aplicveis para o tratamento dos lixiviados de aterro sanitrio so os

biolgicos, os fsico-qumicos, e uma combinao desses processos. Para o tratamento

do lixiviado, a sugesto geral abordada a utilizao de processos de tratamento fsicos

em conjunto com um tratamento biolgico e/ou com um tratamento qumico.

3.4.1. Processos Biolgicos

Os processos biolgicos mais utilizados no tratamento dos lixiviados so as lagoas

de estabilizao, processos com lodos ativados, filtros lentos e reatores anaerbios de

17

leito fixo. Alm disso, processos biolgicos so especialmente eficientes no tratamento de

lixiviados de aterros novos que so ricos em cidos orgnicos volteis (Amokrane et al.,

1997).

Entretanto, lixiviados de aterros mais antigos so conhecidos por conter

substncias recalcitrantes e/ou compostos orgnicos no-biodegradveis e que os

processos biolgicos no so eficientes nestes casos (Cho et al., 2002; e Lopez et al.,

2004 apud Morais e Peralta-Zamora, 2005).

As altas concentraes de nitrognio amoniacal encontradas no lixiviado tambm

podem constituir um fator limitante a estes processos, alm da possvel necessidade de

adio suplementar de fsforo, uma vez que os lixiviados so conhecidos por ter um

deficincia deste nutriente (Amokrane et al., 2007).

3.4.2. Tratamentos Fsico-Qumicos

Os processos fsico-qumicos utilizados no tratamento de guas residurias em

geral caracterizam-se em geral pela adio de produtos qumicos ao efluente a se tratar

de modo a auxiliar na depurao de tal efluente. Os tratamentos qumicos so sempre

utilizados em conjunto com processos fsicos. Quando aplicados ao lixiviado, os

processos de tratamentos fsico-qumicos agem principalmente na remoo de carga

orgnica e de slidos, promovendo uma clarificao do efluente.

Os principais tratamentos utilizados no lixiviado, segundo Qasim e Chiang (1994),

so:

Tratamentos qumicos: coagulao e precipitao, adsoro por carbono, troca

inica e oxidao qumica.

Tratamentos fsicos: evaporao, air stripping, floculao e sedimentao,

filtrao, osmose reversa e ultrafiltrao.

A seguir uma breve descrio de alguns desses processos, assim como os

produtos qumicos mais utilizados em cada um deles e o desempenho de cada um no

tratamento de lixiviados.

Oxidao qumica: Cloro, oznio, perxido do hidrognio, permanganato de

potssio e hipoclorito de clcio so comumente utilizados como oxidantes. Os efeitos

principais da oxidao qumica so a eliminao de odores e de sulfetos. A porcentagem

de remoo de DQO geralmente na ordem de 20-50% (Amokrane et al., 1997).

18

Precipitao qumica: Hidrxido de clcio (cal) o reagente mais utilizado.

Requerendo em torno de 1-15g/L de cal no tratamento do lixiviado, os efeitos da

precipitao qumica so o aumento do pH e da dureza, baixo percentual de remoo de

DQO (20-40%), muito boa remoo de metais (90-90%) e 70-90% de remoo de cor,

turbidez, slidos suspensos. (Amokrane et al., 1997).

Adsoro: Carbono ativado granular ou em p o adsorvente mais utilizado. A

adsoro a carbono permite 50-70% de remoo de DQO e de nitrognio amoniacal.

Outros materiais testados como adsorventes tm dado resultados semelhantes aos como

carbono (Amokrane et al., 1997).

Processos com membranas: Microfiltrao, ultrafiltrao e reverso osmtica so

processos com membranas aplicados no tratamento de lixiviados de aterros sanitrios.

Microfiltrao e ultrafiltrao foram testados principalmente como pr-tratamentos da

reverso osmtica., onde a reverso osmtica foi estudada para a remoo de salinidade,

e DQO residual de lixiviados. A reverso osmtica permite ao menos 95% de remoo de

slidos dissolvidos e de DQO (Amokrane et al., 1997).

Air Stripping: utilizado principalmente para a remoo de compostos volteis

como amnia e carbonos orgnicos volteis (Qasim e Chiang, 1994). O processo requer

ajuste de pH e adio de cal e consiste na volatizao destes compostos atravs de

arraste com ar. O percentual de remoo de amnia de aproximadamente 90% em meio

alcalino (Cheung et al, 1997; Marttinen et al., 2002; e Kargie Pamukoglu, 2004 apud

Morais, 2005).

Coagulao e Floculao: Os coagulantes mais comumente utilizados so sulfato

de alumnio, sulfato de ferro cloreto frrico e clorosulfato de ferro. O percentual de

remoo de DQO e COT obtidos pela coagulao-floculao geralmente baixo (10-

25%) para lixiviados novos, e moderado (50-65%) para lixiviados com baixa razo

DBO5/DQO. Polieletrlitos no-inicos, catinicos ou aninicos podem ser utilizados como

auxiliares da coagulao a fim de aumentar a taxa de decantao dos flocos, sem

provocar uma real melhora na eficincia de remoo de turbidez (Amokrane et.al., 1997).

Possui a desvantagem de possvel produo excessiva de lodo e o aumento das

concentraes de alumnio ou ferro no efluente final (Diamadopoulous, 1994) e (Trebouet

et. al.,2001 apud Ntampou et.al., 2005).

Vrios autores afirmam que os processos biolgicos so mais eficientes no

tratamento de lixiviados novos e que os fsico-qumicos no tratamento de lixiviados antigos

(Qasim e Chiang, 1994; Amokrane, 1997; Ntampou, 2005). J Tatsi et.al. (2003), mais

19

especfico, e recomenda que tratamentos fsico-qumicos devem ser utilizados como

etapas primrias de tratamento, especialmente para lixiviados novos, sendo sucedidas a

um tratamento biolgico, ou como ps-tratamento para lixiviados parcialmente

estabilizados.

20

4. TRATAMENTO ELETROLTICO

O uso do dos processos eletrolticos no tratamento de guas residurias tem como

principais objetivos as seguintes linhas de depurao de guas residurias:

Remoo de impurezas orgnicas dissolvidas em forma de produtos txicos e

insolveis;

Remoo de impurezas inorgnicas dissolvidas, atravs da aplicao da

eletrodilise;

Remoo de slidos insolveis finamente divididos e dispersos, pelo uso de

coagulao, floculao e flotao eletroltica; e

Desinfeco por produo de cloro, ou outros agentes desinfectantes, assim

como pela simples passagem de corrente eltrica (Sinoti, 2004).

Sendo assim, os processos eletrolticos que podem ser aplicados s guas

residurias podem ser divididos em trs grupos: oxidao andica e reduo catdica;

eletrodilise; e eletrocoagulao, eletrofloculao e eletroflotao.

A eletrodilise um processo que consiste na aplicao de corrente eltrica

contnua por clulas equipadas com membranas permeveis a certos ons, resultando

assim na separao destes. utilizado na dessalinao de guas salobras, gua do mar

e subterrneas (Koryta e Dvok, 1987). Pode ser aplicada tambm na remoo de

compostos orgnicos e inorgnicos dissolvidos.

Os processos de oxidao andica e reduo catdica so geralmente utilizados

para remoo de substncias dissolvidas, principalmente matria orgnica. (Jttner et al.,

2000 apud Sinoti, 2004). Nesses processos so utilizados eletrodos metlicos inertes

como grafite, chumbo e outros.

Com a utilizao da eletrlise e de eletrodos ativos como ferro e alumnio, o

processo geral da eletroflotao envolve a ocorrncia da eletrocoagulao e da

eletrofloculao do efluente em tratamento.

O tratamento eletroltico para tratamento de guas residurias aqui abordado

aquele denominado por alguns autores de eletroflotao. Outros como Jiang et al. (2002),

o chamaram de eletro-coagulao-flotao. Desenvolvido a partir de processos de

tratamentos fsico-qumicos convencionais, o sistema consiste na combinao de trs

processos que ocorrem simultaneamente dentro da clula eletroltica: a eletrocoagulao,

21

a eletrofloculao e a eletroflotao. No processo convencional de coagulao

necessria a adio de sais de alumnio ou ferro para sua promoo, enquanto que no

eletroltico os eletrodos ativos so dissolvidos em ons que adicionados ao efluente, e

atravs da eletrlise, funcionam como agentes coagulantes.

O processo de eletroflotao ocorre basicamente em trs etapas: gerao

eletroqumica do reagente coagulante; adsoro, neutralizao e varredura;

eletrofloculao e flotao das impurezas (Crespilho e Rezende, 2004).

Giordano (2003) justifica a aplicao do processo eletroltico em lixiviados, apesar

deste ser um efluente com pouca concentrao de slidos em suspenso, pela alta

condutividade dos lixiviados e a sua capacidade de precipitao de compostos orgnicos

e inorgnicos. Outras vantagens do processo apontadas so: a capacidade de admitir

quaisquer vazes, possibilidade de ajuste operacional, a ocupao de pequenos espaos,

e baixo tempo de deteno do tratamento.

Como limitaes do tratamento eletroltico, Giordano (2003) enumerou:

Consumo e desgaste dos eletrodos e a necessidade de reposio dos

mesmos;

Necessidade de um maior controle operacional; e

No eliminao de amnia.

4.1. TEORIA ELETROLTICA

Uma clula eletroqumica o conjunto de reagentes qumicos conectados a dois

terminais (condutores eltricos). O arranjo destes reagentes dentro clula de tal modo,

que para uma reao acontecer, dever haver entre eles uma passagem de corrente

eltrica entre um terminal e outro. Se a reao qumica ocorre espontaneamente, esta

clula chamada clula galvnica. Se, no entanto, necessria a introduo de uma

fonte externa de potncia eltrica entre os terminais, a clula chamada de clula

eletroltica (Goodisman, 1987).

4.1.1. O Fenmeno da Eletrlise

A eletrlise um processo eletroqumico que ocorre quando se aplica uma

diferena de potencial eltrico a dois ou mais eletrodos submersos em uma soluo

22

condutora. Caracteriza-se pela ocorrncia de reaes qumicas de oxi-reduo numa

soluo com eletrlitos e na superfcie dos eletrodos.

Com a passagem de corrente eltrica pelo sistema, h um fluxo de eltrons que se

desloca do anodo em direo ao catodo. O anodo, o eletrodo que doa eltrons,

realizando a oxidao, enquanto que o catodo o que recebe eltrons, realizando a

reduo.

Em decorrncia da eletrlise e de suas reaes qumicas, podem ocorrer diversos

fenmenos fsico-qumicos dentro de uma clula eletroltica. Alguns destes fenmenos

so: precipitao qumica, sedimentao, formao de gases, oxidao e reduo de

compostos, entre outros. Estes processos podem ser priorizados e direcionados,

dependendo do material dos eletrodos, da diferena de potencial aplicada ao sistema e da

natureza dos compostos presentes na soluo.

Nos processos eletrolticos comum a utilizao da densidade de corrente como

grandeza. Ela definida como a razo entre a intensidade de corrente e a rea dos

eletrodos a qual esta corrente aplicada, o fluxo de carga que o sistema recebe.

A intensidade da passagem da corrente eltrica entre os eletrodos de um reator

eletroltico tem que superar o equilbrio da diferena de potencial preexistente na clula

em questo para que a eletrlise ocorra. Esta diferena composta pelos sobrepotenciais

andico, catdico e hmico, em razo da resistividade da soluo (Crespilho e Rezende,

2004).

Os eletrodos utilizados na eletrlise podem ser inertes ou reativos (ou de

sacrifcio). Os eletrodos reativos participam dos fenmenos dentro clula eletroltica e

podem sofrer dissoluo doando ons metlicos soluo eletroltica atravs de reaes

de oxidao. Os materiais mais utilizados so ferro, alumnio e cobre. J os eletrodos

inertes no sofrem dissoluo durante os processos da eletrlise. Os tipos de materiais

inertes mais utilizados so o titnio, grafite, platina, irdio entre outros.

Sendo M um material reativo, as reaes decorrentes da eletrlise utilizando

eletrodos reativos podem ser assim descritas:

Reao andica:

M(S) Mn+ +ne- Equao 4.1

Reao catdica:

2H2O + 2e- H2(G) + 2OH

- Equao 4.2

Reao de oxi-reduo:

23

M(S) + 2H2O M(OH)2 + H2(G) Equao 4.3

As quantidades de substncias que sofrem reaes e transformaes dentro de

uma clula eletroltica so regidas pelas duas Leis de Faraday:

1a.Lei: A quantidade de substncia que reage, devido ao desgaste do eletrodo ou

deposio no mesmo, ao passar uma corrente contnua, proporcional intensidade da

corrente e a durao da eletrlise.

2a.Lei: Se a corrente eltrica que passa atravs do eletrodo for contnua, a massa

da substncia que reage ser proporcional ao equivalente qumico da substncia, que

relaciona sua massa com a capacidade de transferncia de eltrons num determinado

processo.

Atravs destas leis pode-se associar o desgaste sofrido pelos eletrodos ao

consumo de energia eltrica e quantificar as massas das substncias produzidas e

consumidas no sistema durante o tempo de ocorrncia da eletrlise.

Dentro da clula eletroltica deve haver uma distncia fsica entre os eletrodos de

modo a prevenir a ocorrncia de reaes diretas, requerendo assim que haja diferentes

interfaces entre os eletrodos e a soluo com eletrlitos (Goodisman, 1987). Quanto maior

a distncia entre os eletrodos, maior dever ser a ddp aplicada ao sistema, pois a soluo

possui resistividade passagem da corrente eltrica (Crespilho e Resende, 2004). Esta

distncia deve ser relacionada com a condutividade da soluo para a otimizao dos

processos, ou seja, se a condutividade for elevada, pode-se utilizar um maior

espaamento entre os eletrodos. Entretanto, se tal distncia for muito grande, a diferena

de potencial dentro da clula aumentaria demasiadamente, o que acarretaria numa perda

de energia do sistema por dissipao trmica (Efeito Joule).

Durante a eletrlise, h um processo de formao de uma camada de xido de

metal na superfcie dos eletrodos. Sinoti (2004) afirma que este filme pode no ser

formado apenas de xidos, podendo ser causado por oxignio, ons e outras molculas

adsorvidas na superfcie metlica. Esta camada pode aos poucos ir impedindo a

dissoluo do metal reativo, isolando este eletrodo e diminuindo a eficincia dos

processos eletrolticos.

Dentre os vrios mtodos utilizados para a diminuio dos efeitos da passivao

esto a inverso da polaridade dos eletrodos, a utilizao de baixas densidades de

24

corrente e o aumento da velocidade do fluido, com o objetivo de remover a camada de

xido atravs de arraste (Wiendl, 1998).

4.2. TRATAMENTO ELETROLTICO APLICADO A GUAS RESIDURIAS

4.2.1. Histrico do Tratamento Eletroltico

O processo eletroltico utilizado como tratamento para guas residurias foi

concebido por Leeds no ano de 1888. Sua utilizao foi realizada pela primeira vez por

Webster no tratamento de esgotos da cidade de Crossness, na Inglaterra em 1889. Foram

utilizados eletrodos de ferro e aplicada ao sistema uma tenso de 10V. Houve adio de

gua do mar ao efluente a se tratar (Wiendl, 1985).

Nos Estados Unidos, em 1909, Harris desenvolveu pesquisas sobre o tratamento

eletroltico aplicado a esgotos utilizando eletrodos de ferro e alumnio. Alm disso, duas

estaes de tratamento de esgotos atravs do processo eletroltico foram instaladas

naquele pas nos anos seguintes. A primeira foi em 1909 na cidade de Santa Mnica, e foi

concebida para operar com eletrodos de ferro fundido, tenso de 1,7V e intensidade de

corrente de 500A. A outra foi em Oklahoma, em 1910, e foi operada semelhantemente

primeira, mas fez o uso de eletrodos de ferro revertidos de cobre e tinha uma capacidade

de 33L/s. As duas estaes foram desativadas com poucos anos de operao com

alegaes de alto custo operacional e eficincia duvidosa, apesar da estao de

tratamento de Oklahoma ter alcanado altas eficincias de remoo de microorganismos

(Wiendl, 1985).

No Brasil, Saturnino de Brito apresentou o tratamento eletroltico de esgotos no IV

Congresso Mdico Latino-Americano realizado em 1909, propondo um sistema

semelhante ao concebido por Webster, em 1889, com a adio de gua do mar. Foi

veementemente combatido por suas idias.

O tratamento eletroltico passou ento a uma fase de pouco desenvolvimento

durante muitos anos, podendo-se destacar trabalhos como o de Swinburbe, em 1913, que

usou o processo na depurao de guas residurias domsticas visando a produo de

cloro; e a inovao do uso de eletrodos de grafite no processo eletroltico, testada em

1930 nos EUA, e em 1937 na Rssia, mas seus resultados ficaram desconhecidos

(Wiendl, 1985).

25

Aps um perodo de pouco desenvolvimento, o tratamento eletroltico retomado a

partir da dcada de 70 do sculo XX, quando foram iniciadas aplicaes do processo na

depurao de efluentes lquidos industriais, de diversas fontes, com sucesso. E ento o

tratamento eletroltico foi utilizado visando outros objetivos como remoo de nutrientes,

de substncias txicas e pouco biodegradveis, entre outros. Alm disso, o sistema foi

pesquisado combinado com outros processos fsicos e/ou biolgicos.

Apenas a partir da dcada de 90 (sculo XX) o processo foi testado no tratamento

de lixiviados de aterros sanitrios, e um dos pioneiros foi Chiang et.al. (1995) que utilizou

a eletrlise para a depurao de lixiviados com baixa degradabilidade.

4.2.2. Os Processos de Eletrocoagulao, Eletrofloculao e Eletroflotao

Dentre os diversos processos decorrentes do tratamento eletroltico, os mais

significativos dentro deste trabalho so a eletrocoagulao, a eletrofloculao e a

eletroflotao.

Eletrocoagulao

A coagulao um processo fsico-qumico muito utilizado no tratamento de guas

em geral. Seus objetivos so a remoo de colides, substncias hmicas, e

microorganismos que no podem ser removidos utilizando-se apenas processos fsicos.

As partculas em suspenso no lquido possuem carga superficial negativa,

impedindo que se aproximem umas das outras. E assim, permanecendo no meio se suas

caractersticas no forem alteradas (Di Bernardo, 1993). A coagulao, geralmente

realizada com a adio de sais de alumnio ou ferro, atua desestabilizando o sistema e

alterando sua fora inica, levando promoo da formao de agregados. Os

mecanismos do processo de coagulao so: compresso da camada difusa; adsoro e

neutralizao de cargas; varredura; e adsoro e formao de ponte.

Na eletrocoagulao ocorre a dissoluo de eletrodos ativos metlicos, como os

de alumnio e ferro, em ons. Estes ons so liberados no efluente atravs da eletrlise, e

atuam sobre os colides e partculas em suspenso no lquido de forma semelhante aos

coagulantes convencionais.

26

Mollah et al. (2001), apresentam as equaes que descrevem a formao de

diferentes hidroxo-espcies de alumnio que se formam de acordo com o valor do pH e

que so decorrentes das seguintes reaes andicas:

Al(s) Al+3

(aq) + 3e- Equao 4.4

Al+3(aq) + 3H2O Al(OH)3 + 3H+

(aq) Equao 4.5

nAl(OH)3 Aln(OH)3n Equao 4.6

Dependendo do pH da soluo eletroltica, outras espcies inicas como Al(OH)+2,

Al2(OH)2+4 e Al(OH)4

- tambm podem se apresentar no sistema. A presena destes

compostos em soluo aquosa confere uma aparncia gelatinosa ao meio e agindo como

coagulantes. Entretanto, acima de pH 7 pode haver a formao de complexos de alumnio

solveis (Crespilho e Rezende, 2004).

Na presena de um eletrodo de ferro, as reaes que descrevem a formao de

hidrxidos de ferro podem ser apresentadas como provenientes de dois mecanismos

distintos (Mollah et.al., 2001). Um dos mecanismos propostos para esta formao pode

ser assim descrito:

Reao andica:

Fe(s) Fe+2

(aq) + 2e- Equao 4.7

Fe+2(aq) + 2OH-(aq) H2(g) + Fe(OH)2(s) Equao 4.8

Reao catdica:

2H2O + 2e- 2OH-(aq) + H2(g) Equao 4.9

Reao total de xido-reduo:

Fe(s) + 2H2O(l) Fe(OH)2(s) + H2(g) Equao 4.10

Tanto os hidrxidos formados pelos eletrodos de alumnio quanto de ferro so

capazes de promover a adsoro de partculas coloidais presentes na gua,

desestabilizando o sistema e assim, promover a formao de agregados prprios do

processo de floculao.

Eletrofloculao

A floculao um processo de tratamento que geralmente associado

coagulao. Tem como funo a promoo de encontros entre colides previamente

27

coagulados formando estruturas floculares com tamanho e densidade suficientes para

serem removidos por processos fsicos como sedimentao ou flotao.

O processo de floculao ocorre em trs estgios. O primeiro a promoo de

encontros pericinticos entre as partculas em suspenso. Estes encontros so

ocasionados principalmente pelo movimento Browniano das partculas, ou seja um

movimento errtico que causado pela energia trmica liberada aps a desestabilizao

dos colides. O segundo estgio o encontro ortocintico das partculas, promovidos pelo

gradiente de velocidade do lquido. No ltimo estgio, os encontros colides acontecem

atravs da sedimentao diferenciada dos flocos (Di Bernardo, 1993).

A eletrofloculao ocorre simultaneamente com a eletrocoagulao, eletroflotao

e/ou sedimentao durante o tratamento eletroltico. No h necessidade da utilizao de

mecanismos que promovam turbulncia na gua, necessria para os encontros entre os

colides j coagulados para que se tornem estruturas floculares, visto que as bolhas de

gs H2 formadas em decorrncia da eletrlise produzida no meio, j so suficientes para

a realizao deste fenmeno.

Eletroflotao

A flotao convencional um processo que tem como objetivo a remoo de

partculas slidas em suspenso num lquido atravs da adeso destas partculas a

bolhas de ar inseridas no efluente em tratamento e seu conseqente arraste at a

superfcie, formando uma escuma flutuante, que pode ser removida com certa facilidade.

Para que a adeso das partculas com as bolhas de ar ocorra, geralmente

necessrio que os colides sejam desagregados, o que pode ser obtido atravs da

coagulao.

No processo de eletroflotao, no h necessidade da utilizao de mecanismos

que promovam turbulncia na gua, necessria para os encontros entre as espcies

hidrolisadas j coaguladas para que se tornem estruturas floculares. Pois as bolhas de

gs H2 formadas no catodo (Equao 4.9), em decorrncia da eletrlise produzida no

meio, j so suficientes para a realizao desse fenmeno. Desse modo, no sendo

necessria a adio de ar como nos processos por ar dissolvido, simplificando assim as

unidades de tratamento.

A eletroflotao promove menor turbulncia na soluo, produzindo bolhas

menores que na flotao convencional. O tamanho reduzido do dimetro das bolhas de

28

gs facilita a adeso entre as mesmas e as partculas em suspenso no meio,

aumentando a eficincia da flotao.

4.2.3. Vantagens e Desvantagens da Eletrocoagulao e Eletroflotao

Persin (1989 apud Pouet, 1992) e Mollah et al. (2001) citam algumas vantagens

que o processo geral da eletroflotao possui sobre os processos de coagulao e

flotao convencionais, como:

A no adio de produtos qumicos;

Baixo tempo de deteno;

Ausncia de agitao mecnica;

Produo de menor quantidade de lodo qumico;

Remoo de partculas coloidais menores, pois a menor partcula tem a

grande probabilidade de se agregar devido ao campo eltrico que as mantm em

movimento;

O processo requer equipamentos simplificados e de fcil operao com

latitude operacional suficiente para lidar com a maioria dos problemas encontrados ou em

curso;

Os flocos da eletrocoagulao tendem a ser bem maiores, contm menos

gua retida, so resistentes a meios cidos e so mais estveis, e ainda, podem ser mais

rapidamente separados por filtrao, sedimentao ou flotao;

As bolhas de gs produzidas durante a eletrlise podem carrear os

poluentes para o topo da soluo onde podem ser facilmente concentrados, coletados e

removidos.

As principais desvantagens do processo tambm so apresentadas (Mollah et al.

2001):

Os eletrodos so dissolvidos e como resultado da oxidao, precisando ser

regularmente substitudos devido ao desgaste;

A possibilidade de passivao dos catodos, diminuindo a eficincia do

processo ao longo do tempo;

Custos adicionais devido ao uso de eletricidade.

29

4.2.4. Principais Parmetros de Controle do Processo

Os processos do tratamento eletroltico devem ser controlados atravs de

parmetros com a finalidade de otimizao da eficincia de remoo do sistema e dos

custos operacionais. Os principais parmetros de controle do processo eletroltico so

apresentados a seguir.

Eletrodos

Os eletrodos mais comumente utilizados, especialmente quando h o objetivo de

promoo dos processos de eletrocoagulao, so os eletrodos de ferro e alumnio,

devido principalmente suas eficcias obtidas, aos seus baixos custos, e ao fato de

serem materiais prontamente disponveis.

Os eletrodos inertes so menos suscetveis ao desgaste pois no so dissolvidos

durante o processo eletroltico. Seu uso mais associado aos processos de oxidao

andica e reduo catdica, agindo principalmente como meio para a transferncia de

eltrons entre as diversas substncias presentes no efluente, privilegiando estes dois

processos. Quando utilizados no tratamento eletroltico em conjunto com eletrodos

reativos, podem diminuir a quantidade de ons metlicos doados soluo, otimizando o

processo.

Densidade de corrente

A densidade de corrente que deve ser aplicada a um sistema eletroltico depende

de uma srie de fatores como o grau de remoo requerido, o tipo de efluente, o tipo de

eletrodo, entre outros. Geralmente a determinao de um valor de densidade de corrente

associado ao tempo de deteno definido para o tratamento em questo.

Se a intensidade de corrente aplicada for muito alta, poder haver perda de

potncia do sistema, pois parte desta corrente poder se dissipar em energia trmica. Um

alto valor de intensidade de corrente, utilizada em conjunto com eletrodos reativos, poder

desgastar esses eletrodos muito rapidamente. Para tal situao, Crespilho e Rezende

(2004) recomendam que a densidade de corrente no ultrapasse 25 A/m2.

30

pH

O valor do pH pode variar de acordo com a composio do efluente em tratamento

e dos eletrodos utilizados no tratamento eletroltico, variando de carter cido e bsico.

Quando ocorre a oxidao de substncias orgnicas, o pH tender a diminuir por causa

da formao de cidos orgnicos e outras substncias cidas.

Contudo, a tendncia do tratamento eletroltico, especialmente em relao

eletrocoagulao, o aumento do pH do efluente durante o processo, pois como pode-se

observar nas Equaes 4.3 e 4.10, na dissociao da gua pela eletrlise, h a formao

de hidrxidos pelo ons OH-, enquanto que os ons H+ tendem a formar o gs H2.

O controle do pH tambm pode ser realizado dependendo das reaes eletrolticas

que se queira privilegiar, assim como o tipo de tratamento proposto. Como exemplo,

Souza et al. (2005) afirmaram que para a volatizao da amnia e a precipitao de

fosfatos, o pH superior a 9 uma condio essencial.

Adio de Sal

A adio de sal NaCl empregada, geralmente, para o aumento da condutividade

do efluente a ser tratado por eletroflotao (Crespilho e Rezende, 2004). Este aumento da

condutividade seria responsvel por um aumento da eficincia do processo, uma vez que

haveria uma otimizao de parmetros para a gerao de microbolhas. Alm de sua

contribuio inica (transporte de cargas eltricas), os ons cloreto poderiam reduzir

alguns efeitos de outros nions como carbonatos e sulfatos.

Pisakul et al. (2002 apud Polprasert et al., 2005) afirmaram que sais Cl- (NaCl ou

KCl) funcionam melhor como eletrlitos para a corrente eltrica que sais NO3- (como

NaNO3 ou KNO3) pois aqueles conseguem formar uma maior quantidade de hidrxidos

metlicos.

A adio de NaCl utilizada tambm para auxiliar a precipitao de ons como Ca+

e Mg+. Outra vantagem do aumento da condutividade do efluente a reduo da

demanda de corrente eltrica, otimizando o processo.

Os sais Cl- tambm podem ser utilizados para a gerao de cloro residual ou

hipoclorito atravs da dissociao do on cloreto e de sua oxidao atravs da eletrlise,

auxiliando na desinfeco do efluente em tratamento.

31

Na Tabela 4.1 esto resumidos alguns dos principais parmetros utilizados na

aplicao do tratamento eletroltico em diferentes tipos de efluentes e as respectivas

eficincias obtidas.

Tabela 4.1: Principais parmetros utilizados no tratamento eletroltico. Referncia

Bibliogrfica Tipos de efluente Eletrodos Densidade de

Corrente (A/m2)

Processos Complementares

Eficincia de Remoo de

DQO (%)

Szpyrkowicz et

al. (1995)

Indstria de

curtume

Ti/Pt/Ir e

Ti/Pt

(anodos)

400

Mistura de 10%

de esgotos

domsticos

40

Tsai et al.

(1996) Lixiviado

Al/Cu e

Fe/Cu

(anodo/

catodo)

_ 30-50

Chiang et al.

(1995) Lixiviado

Anodo

ternrio (Sn-

Pd-Ru)

1500 Adio de NaCl 92

Vlyssides et al.

(2003) Lixiviado Ti/Pt

100A

(intensidade

de corrente)

Adio de NaCl 65

Morais et al.

(2003) Lixiviado

anodo de

TiO2/RuO2

(anodo) e Ti

(catodo)

11.600 Radiao

ultravioleta 73

Rodrigues et

al. (2001)

Esgoto

domstico (ps-

tratamento

UASB)

Al e Fe 5-28 _ 86 (Al) e 70 (Fe)

Alem Sobrinho

e Zimbardi

(1987)*

Esgoto

domstico

Grafite

(anodo) e

Fe (catodo)

3-7A

(intensidade

de corrente)

Adio de gua

do mar 78

*apud Rodrigues et al. (2001).

4.2.5. Aplicao eletroltica em tratamento de gua para abastecimento

Jiang et al. (2002) utilizaram a eletrocoagulao e eletroflotao para tratar gua

do Rio Tamisa, Inglaterra. Usou eletrodos de alumnio e dois reatores de fluxo contnuo:

32

um com fluxo horizontal e outro com fluxo ascendente, ambos com separador de material

flotado. Foram aplicadas as seguintes densidades de corrente: 20A/m2, 30A/m2, 50A/m2 e

tempos de deteno entre 3 e 16h. Foi concludo que a eletrocoagulao obteve 20% a

mais de remoo de matria orgnica dissolvida que a coagulao convencional para as

mesmas doses de Al (III), e que o reator de fluxo ascendente foi mais eficiente que o de

fluxo horizontal.

4.2.6. Aplicao eletroltica em guas residurias domsticas

Alem Sobrinho e Zimbardi (1987 apud Rodrigues et al., 2001) misturaram 25% de

gua do mar ao efluente domstico e aplicaram o tratamento eletroltico buscando a

promoo de desinfeco. Fizeram utilizao de um eletrodo de grafite como anodo e

outro de ferro como catodo, ambos dispostos paralelamente ao fundo do reator. A

intensidade de corrente aplicada foi entre 3-7 ampres. Conseguiram obter valores de

remoo de DQO de 78% e uma produo de 2mg/L de cloro residual.

Rodrigues et al. (2001) utilizaram a eletroflotao como ps-tratamento de reator

UASB visando principalmente a remoo de coliformes. Foi utilizado um reator modo

batelada, testados eletrodos de ferro e alumnio, a adio de sal NaCl, e aplicados ao

sistema tenses de 12V e 24V. A densidade de corrente aplicada ficou entre 5-28A/m2. A

remoo de coliformes obtida foi muito satisfatria e a remoo de DQO alcanou 86%.

Foi concludo que os eletrodos de ferro obtiveram um melhor desempenho na remoo de

coliformes, enquanto que os de alumnio foram melhores quanto remoo de DQO e

turbidez.

Sinoti (2004) usou um sistema eletroltico semelhante ao de Rodrigues et al.

(2001), testando ainda eletrodos de grafite, que juntamente com a adio de sal, tinha

como objetivo a produo de cloro. A densidade de corrente aplicada variou entre 9-

39A/m2. Foi concludo que a produo de cloro ocorreu apenas ao utilizar eletrodos de

grafite, pois quando h a utilizao de eletrodos reativos, a oxidao dos metais

privilegiada. Foram obtidos bons resultados de remoo de fsforo, porm a remoo da

amnia ficou a desejar.

Souza et.al. (2005) aplicou o tratamento eletroltico a efluentes de lagoas de

estabilizao que recebiam guas residurias domsticas. Foram utilizados eletrodos de

Al e Fe. As configuraes timas de Al foram obtidas com 4 eletrodos, com densidade de

corrente de 7,5A/m2 e TDH = 10min. Para os eletrodos de Fe, a melhor configurao

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tambm foi com 4 eletrodos, mas com densidade de corrente de 21A/m2 e TDH = 25min.

Os valores de turbidez alcanados foram acima de 90%.

4.2.7. Aplicao eletroltica em guas residurias industriais

Szpyrkowicz et al. (1995) trataram efluente de guas residurias provenientes de

curtume usando duas configuraes de eletrodos: Ti/Pt/Ir e Ti/Pt (ambos como anodos). O

efluente foi misturado com 10% de guas residurias domsticas e aplicadas densidades

de corrente com valores de 1-6A/dm2 e volume tratado de 640mL. A remoo de DQO

com Ti/Pt chegou a 70% (DQOi = 450mg/L) aos 30min e densidade de 3A/dm2 (processo

utilizado como ps-tratamento de tratamento anaerbio).

Murugananthan et al. (2004) usaram o processo de eletroflotao para a remoo

de ons sulfatos, sulfetos e sulfitos num efluente de indstria de curtume e numa gua

sinttica. Foram testados anodos reativos de ferro e alumnio e inerte de titnio. Concluiu-

se que os eletrodos de Fe e Al foram eficientes na remoo destes ons (sulfatos, sulfetos

e sulfitos) e de slidos suspensos. J o uso do eletrodo inerte de titnio, por no promover

eletrocoagulao, no se mostrou eficiente.

Crespilho et al. (2004) usaram a eletroflotao na depurao de efluente de

indstria de processamento de coco com eletrodos de alumnio. Em um dos experimentos

foi utilizado um mtodo de inverso da polaridade dos eletrodos a cada 2min. Os

resultados obtidos com a inverso da polaridade dos eletrodos foram melhores: (96,3%)

de remoo de leos e graxas, (99%) de remoo de cor e (66%) de COT.

Den e Huang (2006) trataram efluentes de indstrias de fabricao de projetos de

circuitos integrados. O objetivo era a remoo de partculas ultrafinas atravs do

tratamento eletroltico. Testaram diversas densidades de corrente com valores acima de

5,7A/m2, tempo de deteno acima de 60min, e pH operacional inicial entre 7-10. Criaram

assim, um modelo de aplicao dos parmetros de controle atravs da obteno de uma

faixa otimizada de valores. Usaram ainda reatores de fluxo contnuo, em escala de

bancada (8L) e testaram o modelo em escala piloto (180L) com eletrodos de ferro

utilizados como anodos e eletrodos de ao inoxidvel com catodos. Foi alcanada uma

remoo de turbidez acima de 90% e pouco ferro residual. Alm disso, foi comprovada a

eficincia do modelo em escala piloto.

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4.2.8. Aplicao eletroltica em lixiviados de aterros sanitrios

Chiang et al. (1995) utilizaram a tcnica eletroltica para o tratamento de lixiviados

com baixa razo de biodegradabilidade. Alcanaram 92% de remoo de DQO com um

reator que funcionava com anodo ternrio (Sn-Pd-Ru) de xido de titnio (SPR), com

densidade de corrente de 15 A/dm2, 240 minutos de tempo de deteno e 7500 mg/L de

concentrao de cloreto adicional. Houve tambm a remoo total de 2600 mg/L de

amnia do efluente inicial.

Chiang et al. (1995) ainda concluram que a eficincia do tratamento do lixiviado