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
33
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.
34
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
