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TRATAMENTO DO PERCOLADO DE ATERRO SANITARIO EAVALIACAO DA TOXICIDADE DO EFLUENTE BRUTO E
TRATADO
Alessandra Cristina Silva
TESE SUBMETIDA AO CORPO DOCENTE DA COORDENACAO DOS
PROGRAMAS DE POS-GRADUACAO DE ENGENHARIA DA UNIVERSIDADE
FEDERAL DO RIO DE JANEIRO COMO PARTE DOS REQUISITOS
NECESSARIOS PARA A OBTENCAO DO GRAU DE MESTRE EM ENGENHARIA
CIVIL
Aprovada por:
Prof. Geraldo Lippel Sant’Anna Jr., Dr.Ing
Prof. Flavio Cesar Borba Mascarenhas, D.Sc
Prof. Joao Alberto Ferreira, D.Sc
Prof. Juacyara Carbonelli Campos, D.Sc.
RIO DE JANEIRO, RJ - BRASIL
JUNHO DE 2002
SILVA, ALESSANDRA CRISTINA
Tratamento do Percolado de Aterro
Sanitario e Avaliacao da Toxicidade�Rio de Janeiro � 2002
IX, 79 p., 29,7 cm, (COPPE/UFRJ,
M.Sc., Engenharia Civil, 2002)
Tese - Universidade Federal do Rio
de Janeiro, COPPE
1. Tratamento de Efluente;
2. Toxicidade
I. COPPE/UFRJ II. Tıtulo (serie)
ii
Dedicatoria:
Dedico esta Tese a Deus, a Minha Famılia e ao Valentim, meu Companheiro.
iii
Agradecimentos:
A Deus por esta maravilhosa oportunidade ımpar na minha vida de aprendizado. Este
trabalho seria muito mais difıcil de ser realizado sem a valiosa ajuda dos muitos amigos
que fiz durante sua execucao. A todos eles meus sinceros agradecimentos e especialmente
aos seguintes:
Aos meus orientadores, Prof. Geraldo Lippel e Prof. � Marcia Dezotti pelos conse-
lhos, atencao, incentivo e muito carinho na orientacao deste trabalho. A Gleidice pelo
carinho, amizade e pelos conselhos imprescindıveis, demonstrando sempre boa vonta-
de em auxiliar o trabalho de tese e pela ajuda na realizacao dos testes de toxicidade, e
tambem aos amigos Alexandre, Paulo, Fernando, Barbara e Fabiane(LABPOL/COPPE),
pela colaboracao, dedicacao e agradavel companhia durante o tempo convivido.
As minhas amigas, sempre presentes nos bons e maus momentos Ana Paula Marques,
Ana Paula Lou e em especial a Michely Libos pelo apoio na decisao de vir para o Rio de
Janeiro, redirecionando toda a minha vida e pelo companheirismo de juntas fazermos o
mestrado na COPPE/UFRJ.
Aos amigos do Programa de Recursos Hıdricos (PEC/COPPE/UFRJ) Sergio, Carlos,
Honorio, Patrick, MaxMiliano, Mariela e Roberta pelo conhecimento adquirido que com-
partilhamos juntos.
Toda equipe do setor de projetos do Laboratorio de Hidrologia(PEC/COPPE/UFRJ)
pelo apoio, amizade e utilizacoes do laboratorio.
Aos amigos do Laboratorio de Controle de Poluicao de Aguas (PEQ/COPPE/UFRJ),
Joao Luiz, Eduardo, Flavia, Daniele, Alessandra Lima, Alessandra Magda, Lenise, Ja-
queline, Antonio e Erica, pelo companheirismo e ajuda nos momentos difıceis.
A FEEMA e a Petroflex S/A, pela realizacao de algumas analises.
A White Martins e ao Dr. Filipe Montalvao pela oportunidade de utilizacao dos labo-
ratorios do Centro Tecnologico da White Martins de Gases Industriais S/A.
Aos amigos do Laboratorio da White Martins, Carla, Diogenes e Ana Cecılia, pelo
auxılio nos ensaios experimentais de ozonizacao.
Ao Prof. Paulo Modesto (DESA/UFMT) que durante a graduacao sempre incentivou
a fazer o mestrado.
A Prof. � Eliana Beatriz e Dr. Peter Zeihofer (DESA/UFMT) coordenadores do mes-
trado Interinstitucional/COPPE/UFRJ pela participacao como aluna especial, incentivan-
do a fazer o mestrado na COPPE/UFRJ.
As amigas Liliana, Gersina, Cleide, Katia, Cristina, Suzele pelo incentivo para fazer
o mestrado.
iv
Aos amigos do Laboratorio de Informatica (PEC/COPPE/UFRJ) Thelmo, Jonny,
Celio pelo apoio tecnico.
A direcao do Aterro de Gramacho, pela autorizacao para realizacao das coletas.
Aos funcionarios do setor de transporte da (COPPE/UFRJ), principalmente ao Laerte,
que se mostrou sempre disposto em ajudar.
Ao amigo Eduardo da secretaria do PEQ, pelo apoio durante o desenvolvimento deste
trabalho.
Ao Prof. Flavio Mascarenhas, ao Dr. Joao Alberto e a Dr. Juacyara por terem aceito
fazer parte da banca de tese.
A todos os professores e funcionarios administrativo do PEC, em especial, Rita, Vil-
ma, Bete e Jairo pelo auxılio de sempre.
A Capes pelo convenio MINTER que possibilitou a bolsa de auxılio ao mestrado.
Aos meus pais, as minhas irmas, ao meu sobrinho, pelo apoio e compreensao. E
finalmente ao meu companheiro Valentim pelo carinho e apoio diario durante a realizacao
deste trabalho.
v
Resumo da Tese apresentada a COPPE/UFRJ como parte dos requisitos necessarios para
a obtencao do grau de Mestre em Ciencias (M.Sc.)
TRATAMENTO DO PERCOLADO DE ATERRO SANITARIO E AVALIACAO DA
TOXICIDADE DO EFLUENTE BRUTO E TRATADO
Alessandra Cristina Silva
Junho/2002
Orientador: Geraldo Lippel Sant’Anna Jr.
Marcia Dezotti
Programa: Engenharia Civil
Neste trabalho foi realizada a caracterizacao fısico-quımica do lıquido percolado (cho-
rume) do Aterro Metropolitano de Gramacho (RJ) e foram estudadas diferentes tecnicas
para tratamento desse efluente, de modo a deixa-lo em condicoes adequadas para o
lancamento no corpo receptor. Os processos de coagulacao/floculacao, ozonizacao e ar-
raste por ar (remocao de amonia) foram investigados. O desempenho desses processos
foi feito monitorando-se as remocoes de materia organica (DQO e COT), do teor de ni-
trogenio e dos teores de metais. Ademais, empregou-se a ecotoxicidade aguda como
indicador do desempenho das tecnicas de tratamento. Buscou-se, atraves da tecnica de
fracionamento por membranas, determinar as faixas de massa molar dos poluentes pre-
sentes no efluente e verificar a toxicidade associada a essas fracoes. Os testes de avaliacao
da ecotoxicidade mostraram-se um valioso indicador para inferir o impacto do lancamento
do efluente bruto e tratado no corpo receptor, a Baıa de Guanabara, cuja qualidade ambi-
ental esta bastante comprometida.
vi
Abstract of Thesis presented to COPPE/UFRJ as a partial fulfillment of the
requirements for the degree of Master of Science (M.Sc.)
TREATMENT OF THE SANITARY LANDFILL LEACHATE AND EVALUATION
OF THE RAW AND TREATED EFLUENT’S TOXICITY
Alessandra Cristina Silva
June/2002
Advisor: Geraldo Lippel Sant’Anna Jr.
Marcia Dezotti
Department: Civil Engineering
This work deals with the physical and chemical characterization of the leachate from
Gramacho Metropolitan Landfill (RJ) and with the treatment of this effluent by different
techniques, which can produce an effluent suitable for discharge in the water receiving
body. Coagulation and flocculation, ozonization and air stripping (for ammonia remo-
val) were the treatment techniques investigated. The treatment performance was assessed
by monitoring the removal of organic matter (COD and TOC), ammonium nitrogen and
metals. The determination of acute toxicity was also performed and used as an indicator
of treatment efficacy. The technique of membrane fractionation was employed to infer
the molecular mass range of the pollutants found in the effluent and verify the toxicity
associated to these mass molecular fractions. The ecotoxicity assays showed to be a vali-
ous indicator to forecast the environmental impact of leachate discharge in the Guanabara
Bay, a heavily polluted water system.
vii
Sumario
1 INTRODUCAO E OBJETIVO 1
2 REVISAO BIBLIOGRAFICA 32.1 Percolados de Aterros Sanitarios . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 3
2.1.1 Caracterısticas . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4
2.2 Recalcitrancia . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 4
2.2.1 Desafios do Tratamento . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5
2.2.2 Variabilidade . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 6
2.3 Aterro Metropolitano de Gramacho . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 7
2.4 Tecnicas empregadas para tratar o percolado . . . . . . . . . . . . . . . . 9
2.4.1 Tratamento Primario . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 9
2.4.2 Tratamentos Oxidativos . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 11
2.4.3 Tratamento Biologico . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 14
2.4.4 Processos de Separacao com Membranas . . . . . . . . . . . . . 17
2.4.5 Evaporacao . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 21
2.4.6 Recirculacao . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 22
2.4.7 Neutralizacao . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 22
2.4.8 Eletroquımico . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 22
2.4.9 Wetlands . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 23
2.4.10 Remocao de Volateis e Amonia . . . . . . . . . . . . . . . . . . 23
2.5 Remocao de Metais . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 25
2.6 Consideracoes sobre as tecnicas de tratamento de chorume . . . . . . . . 25
2.7 Toxicidade: Conceitos e Metodos . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 28
2.7.1 Toxicidade aguda . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 28
2.7.2 Toxicidade cronica . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 29
2.7.3 Organismos Padronizados . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 30
viii
2.7.4 Leis Federais e Estaduais Para Avaliacao da Toxicidade . . . . . . 35
3 Materiais e Metodos 373.1 Procedimentos de Coleta e Preservacao das Amostras de Chorume . . . . 37
3.2 Caracterizacao do Chorume . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 38
3.3 Tratamento Primario . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 39
3.4 Ozonizacao do Efluente Pre-tratado . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 40
3.4.1 Planta Piloto de Ozonizacao . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 40
3.4.2 Procedimento experimental . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 43
3.5 Fracionamento com Membranas . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 43
3.5.1 Procedimento Experimental . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 44
3.6 Arraste da Amonia com Ar das Fracoes Percoladas . . . . . . . . . . . . 46
3.7 Bioensaios para determinacao da toxicidade . . . . . . . . . . . . . . . . 47
3.7.1 Organismos testados . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 47
3.7.2 Procedimento dos Testes . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 47
3.7.3 Tratamento Estatıstico dos Dados . . . . . . . . . . . . . . . . . 50
3.8 Metodologia Analıtica . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 51
3.8.1 DQO . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 51
3.8.2 COT . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 51
3.8.3 pH . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 51
3.8.4 Cor . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 51
3.8.5 Cloreto . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 52
3.8.6 Amonia . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 52
3.8.7 Metais . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 52
4 RESULTADOS e DISCUSSAO 534.1 Caracterizacao do efluente . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 53
4.2 Tratamento primario . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 62
4.3 Ozonizacao . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 67
4.4 Fracionamento com membranas . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 71
4.5 Arraste da amonia das amostras fracionadas em membranas . . . . . . . . 74
4.6 Toxicidade . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 76
4.6.1 Efluente Bruto . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 77
4.6.2 Efluente Pre-tratado . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 80
4.6.3 Efluente Ozonizado . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 84
4.6.4 Efluente Fracionado . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 86
4.6.5 Permeados submetidos ao arraste com ar para remocao de amonia 88
ix
4.6.6 Efluente pre-tratado submetido ao arraste com ar para remocao de
amonia . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 91
4.7 Comentarios finais sobre os tratamentos realizados . . . . . . . . . . . . 92
5 CONCLUSOES E SUGESTOES 99
x
Lista de Figuras
2.1 Daphnia Similis: diversas fases da vida do organismo . . . . . . . . . . . 31
3.1 Local de Amostragem do Chorume . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 38
3.2 Teste de Coagulacao/Floculacao . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 40
3.3 Planta Piloto instalada na White Martins . . . . . . . . . . . . . . . . . . 41
3.4 Coluna de Contato . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 41
3.5 Diagrama esquematico da unidade piloto de ozonio da White Martins . . 42
3.6 Coluna de Contato . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 43
3.7 Esquema da unidade empregada nos ensaios de micro e ultrafiltracao. . . 45
3.8 Representacao Esquematica da Celula de Permeacao . . . . . . . . . . . 45
3.9 Esquema do Sistema Utilizado para o Arraste da Amonia . . . . . . . . . 46
3.10 Artemia salina . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 48
3.11 Daphnia similis . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 49
3.12 Brachydanio rerio . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 49
3.13 Vibrio fisheri . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 50
4.1 Fotografia ilustrativa da remocao de cor do chorume promovida pelo pro-
cesso de coagulacao/floculacao . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 64
4.2 Remocao dos parametros analisados no processo de
coagulacao/floculacao do chorume . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 64
4.3 Remocao de DQO obtida nos testes para diferentes dosagens de ozonio . 67
4.4 Comportamento da DQO do chorume pre-tratado e ozonizado em dife-
rentes condicoes . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 68
4.5 Variacao do COT do chorume pre-tratado e ozonizado em diferentes
condicoes . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 69
4.6 Remocao de cor no processo de ozonizacao do efluente pre-tratado para
diferentes dosagens de ozonio. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 70
xi
4.7 Variacao da cor do efluente com o pre-tratamento e posterior ozonizacao
com diferentes dosagens de ozonio . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 70
4.8 Esquema e resultados do fracionamento do efluente em membranas com
diferentes cortes (primeira amostragem) . . . . . . . . . . . . . . . . . . 71
4.9 Esquema e resultados do fracionamento do efluente em membranas com
diferentes cortes (segunda amostragem) . . . . . . . . . . . . . . . . . . 72
4.10 Variacao do teor de amonia no decorrer do ensaio de arraste com ar para
o chorume pre-tratado e posteriormente fracionado em membranas com
diferentes cortes . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 75
4.11 Piramide representativa dos organismos em determinados nıveis troficos,
destacando-se aqueles utilizados neste trabalho . . . . . . . . . . . . . . 76
4.12 Resultados de toxicidade do chorume bruto para os diferentes organismos
testados. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 80
4.13 Comportamento da toxicidade do chorume pre-tratado para os diferentes
organismos . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 81
4.14 Variacao da toxicidade para primeira amostragem . . . . . . . . . . . . . 82
4.15 Variacao da toxicidade para segunda amostragem . . . . . . . . . . . . . 83
4.16 Resposta do parametro efeito toxico para amostras ozonizadas em dife-
rentes condicoes (�
� amostragem) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 86
4.17 Valores da DQO do chorume submetido a diferentes tratamentos . . . . . 95
4.18 Resultados da Toxicidade nos diferentes tratamentos investigados na � �
amostragem . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 96
4.19 Resultados da toxicidade nos diferentes tratamentos investigados na�
�
amostragem . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 97
4.20 Resultados da toxicidade para os efluentes submetidos ao arraste de
amonia com ar em ambas as amostragens . . . . . . . . . . . . . . . . . 97
4.21 Resultados do Efeito observado no teste de toxicidade para Artemia Sali-
na para os efluentes submetidos ao arraste de amonia nas duas amostragens 98
xii
Lista de Tabelas
2.1 Ions presentes no chorume e suas principais fontes . . . . . . . . . . . . 7
2.2 Potencial de remocao dos processos por membranas . . . . . . . . . . . . 18
2.3 Sumario das tecnicas de tratamento empregadas para tratar chorume . . . 26
3.1 Descricao do Coagulante e do Polieletrolito utilizados nos testes de
coagulacao/floculacao . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 39
3.2 Relacao de membranas usadas para microfiltracao(MF) e ultrafiltracao(UF). 44
4.1 Caracterizacao do Chorume: valores medios dos parametros fısico-
quımicos de duas amostras distintas. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 54
4.2 Caracterizacao do chorume do Aterro de Gramacho feita em diferentes
perıodos por pesquisadores e tecnicas distintas . . . . . . . . . . . . . . . 57
4.3 Dados recentes sobre parametros caracterısticos dos chorumes gerados
em aterros de diferentes regioes brasileiras . . . . . . . . . . . . . . . . . 58
4.4 Resultados das analises de metais presentes nas amostras de chorume do
Aterro de Gramacho e limites de lancamento de alguns poluentes . . . . . 59
4.5 Resultados das analises de metais presentes na amostra de chorume do
Aterro de Gramacho e limites de lancamento de alguns poluentes . . . . . 61
4.6 Resultados do processo de coagulacao/floculacao aplicado a primeira
amostra do chorume: remocao de materia organica, cor e cloreto . . . . . 62
4.7 Resultados do processo de coagulacao/floculacao aplicado a segunda
amostra do chorume: remocao de materia organica, cor e cloreto . . . . . 63
4.8 Resultados das analises de metais presentes nas amostras de chorume pre-
tratado e limites de lancamento de alguns poluentes. . . . . . . . . . . . . 66
4.9 Remocao percentual de parametros fısico-quımicos de interesse observa-
dos no processo de fracionamento por membranas . . . . . . . . . . . . . 73
4.10 Valores dos parametros fısico-quımicos analisados nos permeados apos o
arraste da amonia . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 74
xiii
4.11 Resultados dos testes de toxicidade aplicados as amostras de chorume bruto 77
4.12 Resultados de toxicidade por Daphnia similis empregando-se correcao de
salinidade para o chorume bruto . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 78
4.13 Resultados dos testes de toxicidade aplicados as amostras de chorume
pre-tratado . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 81
4.14 Resultado de toxicidade para Daphnia similis com correcao da salinidade
do chorume pre-tratado . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 82
4.15 Resultados de toxicidade obtidos com o chorume pre-tratado e ozonizado
em diferentes condicoes . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 84
4.16 Avaliacao global da toxicidade do chorume pre-tratado e ozonizado (di-
ferentes dosagens) para Daphinia similis. Amostras com salinidade cor-
rigida (�
� Amostragem). . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 85
4.17 Toxicidade avaliada nos permeados obtidos nos processos de permeacao
com membranas . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 87
4.18 Toxicidade para Daphnia similis das diferentes fracoes permeadas apos o
ajuste da salinidade (�
� amostragem) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 88
4.19 Resultados de toxicidade para amostras permeadas e submetidas ao arras-
te com ar (primeira e segunda amostragens) . . . . . . . . . . . . . . . . 89
4.20 Toxicidade dos permeados para Daphnia similis apos o ajuste de salinidade 89
4.21 Resultados de toxicidade para Artemia salina expressos em termos de
diversos parametros . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 90
4.22 Resultados da toxicidade para o efluente pre-tratado e submetido ao ar-
raste com ar. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 91
4.23 Resultados da toxicidade para Artemia salina determinados para o choru-
me pre-tratado e submetido ao arraste com ar. . . . . . . . . . . . . . . . 91
4.24 Resultados de toxicidade para Daphnia similis com amostras do efluen-
te pre-tratado e submetido ao arraste com ar. Amostras com salinidade
corrigida. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 92
4.25 Sumario dos principais parametros monitorados nos diversos
tratamentos( � � amostragem) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 93
4.26 Sumario dos principais parametros monitorados nos diversos
tratamentos(�
� amostragem) . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 94
xiv
Lista de Abreviaturas
CE50 Concentracao Efetiva em 50% dos organismos testados
CENO Maior Concentracao do efeito nao observado
CEO Menor Concentracao do efeito observado
CL50 Concentracao Letal em 50% dos organismos testados
CO � Dioxido de Carbono
COT Carbono de Organico Total
DBO Demanda Bioquımica de Oxigenio
DE50 Dose Efetiva em 50% dos organismos testados
DL50 Dose Letal em 50% dos organismos testados
DQO Demanda Quımica de Oxigenio
FEEMA Fundacao Estadual de Engenharia do Meio Ambiente
H � O Agua
H � O � Peroxido de Hidrogenio
IBGE Instituto Brasileiro Geografia e Estatıstica
LABPOL Laboratorio de Poluicao das Aguas
MAP (fosfato/ amonia/ magnesio)
MF Microfiltracao�����
Amonia livre������ Amonia ionizada
NT Normas Tecnicas
O�
Ozonio
O � Oxigenio
OD Oxigenio Dissolvido OH Radical Hidroxila
pH Potencial de Hidrogenio
PM Peso Molecular
POAs Processos Oxidativos Avancados
PtCo Platina Cobalto
R Radical
UF Ultrafiltracao
UT Unidade de Toxicidade
UV Radiacao Ultra Violeta
COMLURB Companhia de Limpeza Urbana do Municıpio
xv
Capıtulo 1
INTRODUCAO E OBJETIVO
O crescimento urbano, a industrializacao e a decorrente elevacao dos patamares de
consumo, vem provocando o aumento da geracao de resıduos solidos, principalmente nas
regioes metropolitanas, impondo grandes demandas, tanto pela quantidade, quanto pelas
caracterısticas dos resıduos gerados.
A falta de uma polıtica para o gerenciamento dos resıduos solidos contribui para a
poluicao do ar, da agua e do solo. A decomposicao desses resıduos gera um lıquido de-
nominado chorume, cuja composicao e variada e complexa. A presenca de diversos polu-
entes no chorume impoe a necessidade de tratamento adequado antes de seu lancamento
no corpo receptor.
O chorume, gerado nos aterros sanitarios e locais de disposicao denominados lixoes,
apresenta grande variabilidade no tocante a sua composicao quımica, que, por sua vez,
depende de varios fatores como a idade do aterro, as condicoes geologicas locais e eventos
climaticos diversos.
Vale ressaltar que mesmo quando os resıduos solidos sao depositados no solo adequa-
damente e o aterro encerra suas atividades no tempo certo, a geracao do chorume nao se
extingue e, em geral, quanto mais velho o aterro, menos biodegradavel e esse efluente,
necessitando de processos de tratamento mais complexos.
Ate bem pouco tempo a agua era vista como um recurso ilimitado, agora, diante do
conhecimento da sua escassez e do estabelecimento da polıtica de Recursos Hıdricos ha
uma expectativa de que haja um maior e mais rigoroso controle da poluicao hıdrica.
Logo, espera-se que os esforcos para controlar a poluicao das aguas sejam expandi-
dos, para que haja protecao da qualidade das aguas. Os resıduos solidos urbanos com-
prometem a qualidade dos cursos hıdricos, de modo muito intenso, sobretudo quando o
gerenciamento desses resıduos e precario.
Constitui-se como objetivo deste trabalho investigar tecnicas de tratamento do choru-
me e avaliar o seu desempenho nao somente atraves de parametros fısico-quımicos, como
tambem atraves da determinacao da toxicidade aguda atraves de bioensaios empregan-
do alguns organismos padronizados como os microcrustaceos Daphnia similis e Artemia
salina, a bacteria Vıbrio fisheri e o peixe Brachydanio rerio.
A introducao de bioensaios de toxidade na rotina do controle de efluentes de chorume
e muito importante para a preservacao da qualidade de corpos receptores, assegurando o
equilıbrio quımico do ambiente, condicao indispensavel e urgente para preservar a vida
na terra.
Esta dissertacao esta dividida em capıtulos, cujos contudos sao sumarizados em se-
guida.
No capıtulo 2 sao apresentados algumas das caracterısticas do percolado gerado no
Aterro Metropolitano de Gramacho (RJ), e sao descritas as tecnicas investigadas nes-
te estudo: pre-tratamento de coagulacao/floculacao para remocao de parte do material
organico e metais, ozonizacao do chorume para remocao de cor e materia organica, fraci-
onamento por membranas para tentar identificar relacoes entre recalcitrancia e toxicidade
com a massa molecular dos poluentes e arraste da amonia com ar. Nesse capıtulo tambem
sao comentadas outras tecnicas que estao sendo investigadas por diversos autores, pa-
ra o tratamento de chorumes gerados em varios aterros e que apresentam caracterısticas
de recalcitrancia. Finalmente, sao apresentados os testes de ecotoxicidade, considerados
ferramenta essencial para a avaliacao da eficiencia dos tratamentos testados.
No capıtulo 3 estao descritos os procedimentos experimentais e as metodologias
analıticas e as tecnicas utilizadas nos tratamentos estudados e tambem os metodos to-
xicologicos empregados. Os resultados obtidos neste estudo estao descritos e discutidos
no capıtulo 4.
No ultimo capıtulo sao apresentados as conclusoes do trabalho e sao feitas sugestoes
para trabalhos futuros.
2
Capıtulo 2
REVISAO BIBLIOGRAFICA
2.1 Percolados de Aterros Sanitarios
Os percolados de aterros sao lıquidos escuros e turvos, de odor desagradavel, que
apresentam em sua composicao altos teores de compostos organicos e inorganicos, nas
suas formas dissolvida e coloidal, liberados no processo de decomposicao do lixo.
Para a formacao do chorume contribui tambem a agua de chuva que entra pela face
superior do aterro, atraves da chuva, provocando a lavagem do material aterrado, aumen-
tando assim o volume do percolado e, consequentemente, diminuindo a concentracao de
muitos ıons presentes.
A composicao do chorume esta condicionada a uma serie de fatores e sua composicao
quımica e variavel, dependendo muito dos tipos de resıduos que sao depositados no ter-
reno. Para que se tenha um controle da situacao, torna-se necessario o gerenciamento
ambiental do percolado, monitorando-se, dentre outros fatores, a qualidade e a quantida-
de de chorume produzida.
Determinar o volume de percolado gerado no aterro nao e uma tarefa facil, para tanto,
varios pesquisadores vem estimando a producao do percolado com aplicacao de modelos
matematicos. Segundo NETO et al. [1] esta ferramenta ainda apresenta imprecisoes,
decorrentes da diferenca dos cenarios para a aplicacao do modelo e do grande numero de
variaveis envolvidas.
2.1.1 Caracterısticas
Para bem determinar as caracterısticas e o volume do percolado, e necessario avaliar
as particularidades de cada aterro.
Para evitar a contaminacao do solo e da agua sao necessarios estudos de reconheci-
mento do perfil do solo e do subsolo, onde o aterro sera construıdo. Alem disso, deve-
se avaliar parametros como: constituicao do solo, permeabilidade, capacidade de car-
ga, nıvel do lencol freatico e localizacao de jazidas de material para cobertura, grau de
compactacao, condicoes meteorologicas do lugar, condicoes de operacao do aterro, tipos
de equipamentos, tipo de recirculacao do lixiviado, natureza dos resıduos solidos (tipo,
umidade, nıvel de materia organica, outras caracterısticas), topografia (area e perfil do
terreno), qualidade e quantidade de reciclaveis e ainda habitos da populacao, numero de
habitantes, bem como seu desenvolvimento economico-socio-cultural [2].
O conhecimento de todas as caracterısticas dos resıduos solidos, assim como de suas
tendencias futuras, possibilita calcular a capacidade e selecionar o tipo dos equipamentos
de coleta, tratamento e destinacao final mais adequados.
2.2 Recalcitrancia
A presenca de substancias recalcitrantes em chorumes gerados em aterros velhos foi
apontada na literatura [3, 4]. A dificuldade ou impossibilidade de degradacao de certas
substancias quımicas na natureza associa-se o termo recalcitrancia. Como os microorga-
nismos sao os principais agentes dos processos de degradacao e reciclagem de nutrientes,
sua incapacidade de degradar ou transformar essas substancias e o indıcio de sua recal-
citrancia ou persistencia no meio ambiente. As substancias podem oferecer dificuldade a
biodegradacao em decorrencia de diversos fatores, a saber:
i) estrutura quımica complexa desprovida de grupos funcionais reativos;
ii) a molecula pode exercer uma acao toxica sobre a microflora ou ainda inativar enzimas-
chaves do metabolismo celular;
iii) a molecula pode se complexar ou interagir com elementos ou compostos quımicos
tornando-se pouco acessıvel as enzimas extracelulares e a posterior metabolizacao.
No caso dos chorumes, alguns autores afirmam que a recalcitrancia estaria associada
a presenca de compostos de elevada massa molecular com estruturas muito complexas
como e o caso das substancias humicas [5].
4
As substancias humicas constituem uma importante fracao do material organico dis-
solvido nas aguas naturais. Sao definidas como macromoleculas polifuncionais que alte-
ram com frequencia as suas conformacoes em funcao das interacoes que ocorrem entre
os grupos funcionais presentes na sua estrutura. Essas substancias possuem estruturas
complexas e heterogeneas, compostas de carbono, oxigenio, hidrogenio e algumas vezes
pequenas quantidades de nitrogenio, fosforo e enxofre. Ocorrem nos solos e aguas na-
turais como consequencia da decomposicao de resıduos de plantas e animais atraves de
processos quımicos, fısicos e biologicos [6, 7, 8, 9].
Sao divididas em tres classes de materiais:
acidos fulvicos - materiais soluveis em agua em todas as condicoes de pH;
acidos humicos - sao soluveis em pH � 2;
humus - soluveis em qualquer pH.
Segundo JONES et al. [6] essas macromoleculas possuem uma certa complexi-
dade quımica e estrutural que torna difıcil a sua caracterizacao. Varios metodos de
determinacao de massa molecular de polımeros tem sido aplicados para substancias, in-
cluindo a medida de propriedades coligativas, tecnicas de cromatografia, ultrafiltracao,
ultracentrifugacao, viscometria e microscopia eletronica. Os metodos oxidativos - CuO
e a pirolise sao largamente usados para caracterizar componentes individuais do material
humico [10, 8, 11].
CINTRA et al.[12] evidenciou em seus experimentos que se deve ter mais cuidado na
realizacao da analise de ������� de lixiviados provenientes de aterros sanitarios, visto que
o consumo de oxigenio por microorganismo na estabilizacao do substrato organico no
perıodo de cinco dias de incubacao da amostra, pode nao ser verdadeira, porque a carga
organica e medida indiretamente no teste, devido a pequena concentracao ou mesmo a
ausencia de uma biomassa aerobia adaptada as condicoes adversas: toxicidade e substrato
pouco assimilavel pela cultura microbiana.
2.2.1 Desafios do Tratamento
No Brasil sao produzidos diariamente cerca de 241 mil toneladas de lixo, das quais
90 mil sao de origem domiciliar. Em termos medios, a producao nacional de resıduos
domesticos por habitante estaria em torno de 600 g/dia [13].
Dados do IBGE (1991) revelam que no Brasil, 99% dos resıduos solidos sao depo-
sitados diretamente no solo, sendo que a maioria (89%) e disposta a ceu aberto ou em
5
aterros controlados, e apenas 10% vao para aterros sanitarios [3]. Dentre as alternati-
vas tecnologicas para disposicao de resıduos solidos urbanos, o aterro sanitario ainda e
a tecnica mais utilizada mundialmente. A sua construcao baseia-se na criacao de uma
estrutura impermeabilizada seguindo criterios de engenharia e normas de operacao, cujo
objetivo e impedir que elementos toxicos, produzidos pela decomposicao do lixo, entrem
em contato com a agua e o solo, poluindo o meio ambiente. Durante a sua vida util e
apos cessar o seu funcionamento, e necessario que haja um monitoramento cuidadoso dos
gases, bem como o emprego de tecnicas de tratamento dos lıquidos percolados gerados.
O chorume gera impactos ambientais por apresentar elevado poder de poluicao das
aguas. A percolacao do lıquido no aterro pode provocar a poluicao das aguas subterraneas
e superficiais, sendo que uma das primeiras alteracoes observadas e a reducao do teor de
oxigenio dissolvido, que pode prejudicar a fauna e a flora aquatica.
Outros poluentes presentes no chorume sao os metais, que podem se apresentar em
diversas formas (livres, complexados, nao solubilizados). Esses poluentes devem ser mo-
nitorados com rigor face aos danos ambientais que promovem.
Fatores fısicos, como a temperatura, tambem sao importantes, pois muitos ıons nao
sao soluveis em temperaturas baixas, enquanto outros tem a sua solubilidade reduzida
em temperaturas elevadas. O chumbo ( ��� � � ), por exemplo, e soluvel em agua quente na
forma de cloretos, enquanto a prata ( ��� � ) e o mercurio (� � � ) nao o sao.
Devido a sua complexidade, o chorume formado nos aterros deve ser tratado antes de
seu lancamento em corpos receptores.
2.2.2 Variabilidade
A variabilidade da composicao dos resıduos aterrados, pode produzir chorumes com
elevados teores de metais toxicos, xenobioticos (substancias quımicas produzidas pelas
atividades humanas) e microorganismos perigosos a saude. No chorume, os ıons presentes
em grandes quantidades percolam pelo solo e combinam-se com especies doadoras de
eletrons, como o ıon � ��� , formando complexos (p.ex. �� � � + � ����� ���� � � ).
Tambem podem se ligar a cadeias curtas de carbono, o que os torna soluveis em tecidos
animais, podendo atravessar membranas biologicas (p. ex. � � � - S - Pb - S - � � � ) [14].
A reciclagem que e realizada em alguns depositos, onde parte do lixo e separado em
esteiras para reter materiais de valor comercial, como alumınio, pilhas, vidros e plasticos,
representa uma importante etapa, que contribui muito para abrandar a composicao do
chorume em metais e materiais de difıcil degradacao. Os ıons que podem ser encontrados
6
no chorume e suas possıveis origens estao ilustrado na Tabela 2.1[15]. 1
Tabela 2.1: Ions presentes no chorume e suas principais fontes
Ions Fontes
��� �,� �
, � � � � , � � � � Material organico, entulhos de construcao, cascas de ovos
� �� �� ,� �� �
, � � � �� Material organico
��� � � , ��� � � , � � � Material eletronico, latas, tampas de garrafas
� � � � , �� � � Pilhas comuns e alcalinas, lampadas fluorescentes
�� � � , �� � � , ��� � � Baterias recarregaveis (celular, telefone sem fio, automoveis)
���� �
Latas descartaveis, utensılios domesticos, cosmeticos, embalagens
laminadas em geral
��� � , ��� � , ��� � Tubos de PVC, negativos de filmes de raio-X
���� �
, �� �
, ����� � Embalagens de tintas, vernizes, solventes organicos
2.3 Aterro Metropolitano de Gramacho
Buscando um meio viavel para dar destino final ao lixo, em 1933 surgiram na cidade
do Rio de Janeiro os dois primeiro aterros sanitarios; Praia do Retiro Saudoso e Parada
do Amorim, localizados no bairro do Caju. Foram considerados aterros, porque o lixo
recolhido era espalhado sobre o terreno pantanoso e coberto por uma camada de barro e
areia, material este que era extraıdo de um terreno onde estava localizado o cemiterio de
Sao Francisco Xavier.
Em novembro de 1978 foi criado no Rio de Janeiro, em uma area de 1.300.000 � � do-
ada pelo INCRA, o Aterro Metropolitano de Gramacho, construıdo a 10 metros do nıvel
do mar e situado no bairro Jardim Gramacho, no municıpio de Duque de Caxias, no km1http://www.messiaah.org/
7
4,5 da Rodovia Washigton Luıs (Rio-Petropolis), com objetivo de receber resıduos domi-
ciliares dos municıpios do Rio de Janeiro, Duque de Caxias, Niteroi, Sao Goncalo, Sao
Joao do Meriti e Nilopolis, sendo depositados naquela epoca, em media 5.000 toneladas
de lixo por dia [16]. 2
Devido a ausencia de polıticas permanentes de saneamento por parte das prefei-
turas dos municıpios mencionados acima, o aterro foi operado de forma deficiente,
transformando-se num deposito de lixo a ceu aberto, com alto potencial poluidor, tan-
to para a atmosfera (biogas, particulados, produtos de combustao) como para o corpo
receptor, posto que o chorume produzido escorria para o Rio Iguacu e o Rio Sarapuı e
chegava ate a Baıa de Guanabara com consequencias danosas para o manguezal e para a
flora e a fauna.
Este quadro so comecou a ser revertido na decada de 80, quando a COMLURB decidiu
assumir a responsabilidade de recuperar a area degradada pela disposicao descontrolada
de resıduos, inclusive industriais, garantindo a operacao regular do Aterro, em conformi-
dade com as normas tecnicas e a legislacao vigente.
Em 1996 iniciaram-se as obras de recuperacao do Aterro, que contemplavam a
construcao da barreira de contencao ao seu redor feita de argila organica, de modo a
evitar o escoamento nao controladodo chorume para a Baıa de Guanabara e a construcao
de uma Estacao de Tratamento do percolado, buscando atender o programa de monito-
ramento ambiental, com objetivo de garantir a qualidade da agua dos corpos receptores
no entorno do aterro. Apos a sua recuperacao, o aterro teria capacidade de receber 8.000
toneladas diarias de lixo e sua vida util foi estimada entre 8 e 10 anos [17]. 3
A Baıa de Guanabara segundo BILA [4] e CAMMAROTA et al, [18], recebia apro-
ximadamente 800 ��/dia de um chorume altamente toxico antes da construcao de uma
barreira de contencao em volta do aterro, resultante da percolacao de lıquido do Aterro
Metropolitano de Gramacho, considerada uma das principais fontes de poluicao desse
corpo receptor.
Os dados apresentados por BILA [4] e pela COMLURB, revelam que a quantidade de
resıduos depositada no aterro, atualmente, esta compreendida na faixa de 5.500 a 6.700
toneladas diarias de lixo.
Segundo CHARLET et al. [19], o aterro de Gramacho possui quase a metade de
sua area total ocupada por lixo velho, com mais de 10 anos, gerando chorume com alta
salinidade e alta concentracao de compostos nitrogenados. O material organico e consi-
derado recalcitrante, pois apresenta baixa biodegradabilidade, indicando que o tratamento2http://www.rio.rj.gov/comlurb/arti12.htm3http://www.signuseditora.com.br/Sa-57/SAgramac.htm
8
do chorume gerado, por suas caracterısticas, representa um desafio.
2.4 Tecnicas empregadas para tratar o percolado
O chorume e um efluente muito complexo, apresentando ainda variabilidade de
composicao, uma vez que cada aterro gera chorume com caracterısticas particulares, o
que demanda uma avaliacao do tipo de tratamento viavel e eficiente para cada caso.
Os trabalhos sobre chorume apresentados na literatura ressaltam que as caracterısticas,
como a idade do aterro, tem influencia significativa na composicao quımica do chorume e
consequentemente em sua tratabilidade. Portanto, a escolha entre as diversas alternativas
de tratamento depende de parametros tecnicos e economicos [20, 21].
A seguir sao descritas algumas das tecnicas mais utilizadas relatadas na literatura para
o tratamento de chorume.
2.4.1 Tratamento Primario
A finalidade do tratamento primario e remover partıculas coloidais, material solido
em suspensao e ajustar o pH para o posterior tratamento do efluente.
A coagulacao e um processo muito utilizado por promover a clarificacao de efluentes
industriais contendo partıculas coloidais e solidos em suspensao. Este processo consiste
na adicao de agentes quımicos para neutralizar as cargas eletricas das partıculas, ocorren-
do ligacoes quımicas e absorcao das cargas superficiais presentes, havendo necessidade
de aplicacao de elevada energia a mistura.
O coagulante mais popularmente utilizado nos dias atuais para o tratamento de aguas
residuarias e o sulfato de alumınio. Segundo DEZOTTI et al. [22], para favorecer a
coagulacao sao usados ıons de alta valencia ( ��� ��
e ��� ��) pois quanto maior a valencia
do ıon maior sera a sua capacidade de coagulacao.
O valor do pH exerce um papel muito importante na coagulacao. O sulfato de
alumınio, encontrado sob a forma quımica de � � � � � ��� ����� � � � , pode atuar, tanto pa-
ra as condicoes acidas como basicas. A utilizacao em condicoes acidas exige uma certa
alcalinidade para a solucao, ja nas condicoes basicas a solucao pode apresentar baixa al-
calinidade [23]. De todo modo e importante que a agua que sera submetida a coagulacao
contenha alguma alcalinidade, para que o sulfato de alumınio possa reagir e formar o
precipitado.
9
Nao e possıvel estimar com exatidao a quantidade de sulfato de alumınio necessaria
para promover uma perfeita coagulacao, mas a literatura relata que sao necessarios teori-
camente cerca de 20 mg/L de sulfato de alumınio comercial para 7,7 mg/L de alcalinidade
na forma de � � � � � [24].
A adicao de alcalinidade para melhorar a coagulacao, podera implicar no aumento da
cor do efluente. Outra desvantagem e que o controle da coagulacao atraves do ajuste do
pH e uma tarefa difıcil, devido a pequena faixa de valores adequados do pH e a tendencia
de diminuicao do pH associada a adicao do sulfato [24].
Vale ressaltar que os componentes quımicos utilizados para promover a coagulacao,
agem tambem como aceleradores de floculacao, que consiste na formacao de macroflocos.
As partıculas formadas na coagulacao possuem tamanho da ordem de 1 � m, porem
sob lenta agitacao essas partıculas tendem a se aglomerar formando flocos visıveis. Um
fator fısico muito importante para a formacao dos flocos e a velocidade moderada propor-
cionada pela agitacao mecanica do meio, formando flocos com tamanho levemente maior
que uma cabeca de alfinete, pois turbulencia maior pode provocar a ruptura dos flocos em
partıculas menores que sao de difıcil decantacao, dificultando a sua remocao. As melhores
condicoes para a formacao dos flocos podem ser determinadas em ensaios laboratoriais,
visto que a duracao do perıodo de floculacao dependera tambem das caracterısticas do
efluente, da quantidade de coagulante utilizado e do tipo de floculante [24].
Temperaturas moderadas sao mais satisfatorias porque favorecem a rapida formacao
de flocos, na etapa posterior a coagulacao (floculacao). O surgimento destes flocos esta
diretamente relacionado com a concentracao do ıon-hidrogenio e as relacoes anionicas e
cationicas [24].
Para auxiliar no tratamento de coagulacao/floculacao estao sendo de largo emprego os
compostos sinteticos, denominados polieletrolitos, que sao substancias polimericas com
alto peso molecular, soluveis em agua, contendo cargas eletricas em sua estrutura.
O polieletrolito e uma substancia que nao e afetada pelo pH do meio e pode servir
como coagulante, pois pode reduzir a carga efetiva das partıculas coloidais [23].
Com relacao as cargas, o polımero pode ser classificado como cationico e anionico.
Na ausencia de cargas os polımeros denominam-se nao-ionicos.
i) cationico: possui cargas positivas capazes de absorver os flocos coloidais com
partıculas negativas;
ii) anionico: possui cargas negativas e realiza a troca destas cargas das partıculas coloi-
dais e permite a formacao de pontes de hidrogenio entre o coloide e o polımero.
Segundo REIS [25], a interacao dessas moleculas com a materia coloidal presente no
10
efluente favorece a neutralizacao das cargas ou facilita a formacao de ligacoes (pontes)
com as partıculas individuais para formar um visıvel precipitado insoluvel, ou floco.
Os polımeros sinteticos apresentam uma importante vantagem de mercado, porque
essas moleculas podem ser produzidas sob medida, atingindo os requisitos especıficos
para determinada aplicacao. O aumento do tamanho e da densidade do floco e um dos
principais motivos que levam a utilizar os polieletrolitos sinteticos como auxiliares no
tratamento primario.
Os polieletrolitos quando combinados com eletrolitos inorganico oferecem vantagens,
como a de reduzir o consumo de eletrolito inorganico e consequentemente o volume do
precipitado, e a de condicionar a formacao de flocos com caracterısticas adequadas a
operacao de separacao dos solidos formados [22].
A coagulacao e a floculacao do chorume do Aterro de Gramacho foi investigada em
dois trabalhos anteriores. CAMMAROTA et al. [26] testou varias dosagens de coagulan-
tes em diferentes valores de pH, sendo que o tratamento se mostrou eficaz, observando-se
razoaveis remocoes de DQO (40%) com o coagulante cloreto ferrico e (25%) com sulfato
de alumınio a um valor de pH de 4,0 - 4,5 e dosagem de 400-500 mg/L. A utilizacao
dos agentes coagulantes de forma combinada e o emprego de polieletrolitos nao contri-
buıram para aprimorar a qualidade do efluente tratado. Este trabalho tambem verificou
que o chorume gerado no Aterro Sanitario de Gramacho apresentou caracterısticas fısicas
e quımicas bastante distintas daquelas apresentadas por outros chorumes e reportadas na
literatura.
Com objetivo de remover material organico recalcitrante presente no chorume por pro-
cesso de coagulacao/floculacao, BILA [4], em seu estudo, realizou varios experimentos
testando as melhores condicoes de pH, a concentracao dos agentes empregados e o me-
lhor conjunto de coagulantes e polieletrolito. Dos produtos testados o sulfato de alumınio
foi o que apresentou o melhor desempenho, com a faixa de pH otimo entre 4,5 - 5,0, e
com uma dosagem otima entre 700 - 950 (mg/L). As maiores remocoes foram obtidas
utilizando um polieletrolito cationico da Nalco denominado 7128. O estudo apresentou
bons resultados em termos de remocao de DQO e COT, boa clarificacao do efluente, e
mostrou-se adequado quanto a formacao e tamanho dos flocos.
2.4.2 Tratamentos Oxidativos
Em busca de tecnologias limpas, com alto poder de destruicao dos poluentes, surgiram
os Processos Oxidativos Avancados (POAs), altamente eficientes para destruir substancias
organicas de difıcil degradacao e gerar como produtos finais da reacao � � � e�� � [27].
11
Os POAs sao processos que geram radicais hidroxila ( OH) altamente oxidantes, ca-
pazes de oxidar completamente as moleculas organicas presentes em aguas poluıdas. A
oxidacao com ozonio, com peroxido de hidrogenio combinados ou nao com radiacao ul-
tra violeta (UV), bem como a fotocatalise se constituem nos POAS com alto potencial de
uso.
Segundo DEZOTTI [28] e STEENSEN [27] algumas vantagens desses processos po-
dem ser destacadas, como:
Nao requerem a transferencia de fase do poluente (como a absorcao em carvao
ativo);
Apresentam alto potencial de oxidacao;
Nao formam sub-produtos solidos (lodo);
Podem levar a mineralizacao completa dos poluentes, se necessario, ou a formas
biodegradaveis ou a compostos nao toxicos;
Promovem a remocao de cor;
Removem Ferro e Manganes.
Dentre os POAS a ozonizacao e uma das tecnicas mais difundidas. O ozonio e comu-
mente produzido por descarga eletrica no ar ou oxigenio puro:
� ���� O + O
Esta reacao pode ser catalisada por radiacao, ultrasom,�� � � e catalisadores homogeneos
(metais).
Quando o ozonio se decompoe sao gerados radicais de grande poder oxidativo. Estas
reacoes sao ilustradas abaixo:
� � � � � + O
O +�� � � 2HO
Dentre os tratamentos terciarios existentes, a aplicacao do ozonio tem se destacado
como a segunda tecnica mais importante em nıvel industrial. Esta etapa de tratamento e
exigida quando os nıveis de poluentes nos efluentes industriais a serem descartados estao
acima dos valores estabelecidos pelos orgaos ambientais. A aplicacao do ozonio promove
tambem, alem da remocao da DQO e da DBO, o aumento do teor do oxigenio dissolvido,
a remocao de cor, odor, sabor e turbidez.
12
No estudo desenvolvidos por RIBEIRO [29] verificou-se a remocao de toxicidade,
em casos onde foram utilizados peroxido de hidrogenio como agente oxidante em uma
solucao de metionina e ozonio em amostras contendo compostos aromaticos.
As reacoes quımicas do ozonio com contaminantes organicos ocorre atraves de dois
mecanismos. Um deles e o mecanismo direto, com o ozonio na forma molecular, cujas
reacoes sao altamente seletivas. Outro mecanismo a de acao indireta, pois acontece a
decomposicao do ozonio formando radicais livres altamente oxidantes. Solucoes com pH
acido, constituıdos de radicais destruidores, como o carbonato e o bicarbonato, tenderao
a favorecer as reacoes diretas com ozonio molecular. Ja as solucoes que apresentarem
pH alcalino, incidencia de luz ultravioleta, altas temperaturas e presenca de catalisadores
como o peroxido de hidrogenio, promovem a decomposicao do ozonio favorecendo as
reacoes indiretas.
Sendo assim, fica difıcil estabelecer qual das duas formas de reacao predomina em
situacoes particulares, visto que as reacoes indiretas com formacao de radicais livres,
predominam na utilizacao do ozonio em reacoes de oxidacao de sistemas aquosos, e as
reacoes diretas com ozonio molecular, formam radicais organicos e inorganicos como
produtos, processando assim reacoes pelo mecanismo de radicais livres.
O ozonio reage com quase todos os elementos da tabela periodica, com excecao de
um membro da serie dos haletos, o fluor, que possui potencial de oxidacao mais elevado
que o ozonio. Quanto ao ıon cloreto, e oxidado muito lentamente em solucoes acidas.
O ozonio tambem nao reage com metais alcalinos e alcalinos terrosos, porque possuem
apenas um estado de oxidacao.
Para as especies inorganicas que se apresentam na forma reduzida, o ozonio e um
excelente oxidante, por gerar compostos com baixa solubilidade, que na forma de preci-
pitados podem ser removidos facilmente do meio aquoso pelo processo de filtracao.
Os processos oxidativos vem sendo empregados em muitas plantas de tratamento de
aguas residuarias, para remover os metais de transicao (como o ferro e o manganes) que
se encontram entre essas especies.
O ozonio pode ser empregado tanto para o tratamento de agua como de esgoto, com a
finalidade de obter na etapa final das plantas de tratamento, o polimento dos efluentes e a
purificacao das aguas.
Uma das mais recentes aplicacoes do ozonio em tratamento de agua e efluente, con-
siste em promover o aumento da biodegradabilidade dos compostos organicos. Porem,
em alguns casos onde foi utilizado o ozonio para desinfeccao final, verificou-se a possi-
bilidade de crescimento biologico extensivo, o que pode acarretar serios problemas.
KUO [30] comparou duas maneiras de adicionar ozonio no tratamento de um efluente
visando a remocao de DQO e COT. Na primeira adicionando ozonio atraves do borbulha-
13
mento no fundo do reator com auxılio de um agitador magnetico, na segunda empregando
a injecao em fluxo descendente, aplicando pressao no topo do reator. O segundo teste
apresentou os melhores resultados, devido a melhor transferencia de massa obtida da fase
gas para a fase lıquida.
PERKOWSKI et al. [31] confirmaram a aplicacao da oxidacao com resultados po-
sitivos na decomposicao dos poluentes contidos nos efluentes gerados nos processos de
tingimento e lavagem de uma industria textil. Quando combinou-se os tres POAs, houve
quase remocao completa da cor, dos surfactantes presentes no efluente proveniente do
tingimento e obteve-se tambem 80% de remocao da DQO.
Para que ocorra a oxidacao da amonia, e preciso que seja considerado o pH e a
presenca de outras substancias oxidaveis no meio aquoso. O pH alcalino na faixa en-
tre 7 e 9, favorece o deslocamento da curva de equilıbrio, aumentando a concentracao de
amonia livre, podendo-se observar nessas condicoes razoaveis taxas de reacao.
A amonia e dificilmente oxidada na presenca de substancias organicas, devido a
cinetica de oxidacao de compostos organicos ser muito mais rapida do que a da reacao
entre o ozonio e a amonia. Assim, nessas condicoes, a amonia nao e praticamente oxidada
[29].
2.4.3 Tratamento Biologico
De acordo com a literatura, o tratamento biologico tem se mostrado pouco eficiente
para chorumes provenientes de aterros velhos, devido a presenca de compostos recalci-
trantes. Dentre os processos biologicos encontrados na literatura para o tratamento de
chorume destacam-se: lodos ativados, lagoas aeradas e filtros biologicos.
CAMMAROTA et al. [18] nao encontrou resultados satisfatorios para o tratamento
biologico aerobio, pois verificou que com o aumento da concentracao de chorume no meio
de alimentacao do reator biologico, a eficiencia de remocao da DQO era reduzida. Os
resultados obtidos nesse estudo, com testes de biodegradabilidade, levaram a conclusao
de que o tratamento biologico do chorume “in natura” nao deve se constituir na primeira
etapa da sequencia de tratamento a que deve ser submetido este efluente.
Nos testes de tratabilidade biologica realizados por BILA [4] com amostra de choru-
me pre-tratado pelo processo de coagulacao/floculacao, observou-se que o lodo ativado
foi perdendo sua atividade com o aumento da concentracao de chorume na alimentacao
do reator. Estas conclusoes foram subsidiadas por observacoes do lodo, que constataram
escassez de flocos, que quase nao apresentaram filamentos estruturais, e ausencia de pro-
tozoarios no lodo, indicativos de lodo com mas caracterısticas. A natureza recalcitrante
14
do chorume e sua possıvel toxicidade foram sugeridas em funcao da pequena quantidade
de lodo presente no reator no final do teste de tratabilidade.
BILA [4] tambem investigou o comportamento do lodo biologico face ao chorume
pre-tratado com diferentes dosagens de ozonio (0,5; 1,5; e 3,0 g/L). Para a menor do-
sagem de ozonio baixas remocoes de DQO e COT foram observadas com prejuızo das
caracterısticas do lodo biologico. As caracterısticas do lodo melhoraram quando o rea-
tor foi alimentado com efluente tratado com as maiores dosagens de ozonio. Neste caso,
os flocos se apresentaram bem formados, com a presenca de filamentos estruturais e de
protozoarios. Os nıveis mais elevados de ozonizacao parecem ter contribuıdo para pro-
mover uma reducao da recalcitrancia e da toxicidade do efluente. No entanto, foi possıvel
observar que mesmo com o aumento da biodegradabilidade do chorume proporciona-
da pela ozonizacao, este efluente ainda apresentava compostos recalcitrantes de difıcil
biodegradacao.
A legislacao norueguesa de 1994 estabeleceu como ideal para o tratamento de cho-
rume, o emprego de tecnicas que possam ser facilmente adaptaveis, pouco sensıveis
as variacoes de vazao e concentracao com capacidade de remover um grande numero
de compostos que podem impactar o meio ambiente, de facil operacao e de pouca
manutencao, e ainda de baixo consumo de energia e custos compatıveis. HAARSTAD
& MAEHLUM [32] buscando simplicidade e baixo custo, verificaram que as tecnicas
adequadas para as condicoes da Noruega seriam a utilizacao de lagoas aeradas em
combinacao com sistemas naturais tais como: infiltracao no solo, irrigacao, filtracao e
wetlands (leitos alagados com plantas aquaticas).
A utilizacao das lagoas aeradas e bastante utilizada como etapa que precede a
disposicao final do chorume em estacoes de tratamento de esgotos, onde bons resulta-
dos de biodegradacao sao obtidos para chorumes provenientes de aterros jovens.
ROBINSON [33] verificaram que nos aterros de grande porte, os sistemas adota-
dos para o tratamento do chorume envolvem, alem das lagoas e tanques de aeracao, os
wetlands e tratamento com ozonio para reduzir a massa molar de compostos toxicos,
transformando-os em moleculas organicas menores.
O processo biologico nitrificacao/desnitrificacao foi investigado por ILIES e MA-
VINIC [34], IM et al. [21] como metodo economico e mais efetivo para remocao
de nitrogenio, no tratamento de chorume produzido em aterro sanitario contendo altas
concentracoes de amonia. Nesse estudo em que o efluente apresentava 2200mg/L de
amonia, conseguiu-se com o tratamento uma remocao de 50%.
McBEAN et al. [35] verificaram que os filtros biologicos, alem de eficientes na
remocao de compostos organicos biodegradaveis, podem promover a nitrificacao. Mas
os autores ressaltam que a sua utilizacao no tratamento de chorume, pode ficar compro-
15
metida pela facilidade de entupimento do filtro.
Algumas instalacoes que operam segundo o princıpio dos filtros biologicos de
percolacao tem sido divulgadas, sem, no entanto, se informar a eficiencia de operacao
desses sistemas. No aterro de Holstinharjn, na Finlandia, foi construıda uma torre de 10m
de altura, preenchida com galhos de salgueiro. O chorume era bombeado para o topo da
torre, percolado pelo recheio, sendo aerado e sofrendo decomposicao biologica (Jornal
DEMARI, 29/8/97 apud [36]).
Utilizando o mesmo princıpio citado acima, uma empresa da Suecia (GEODESIG-
NAB), construiu uma torre com modulos de vigas de concreto preenchidos com um meio
filtrante (argila expandida ou galhos de arvore) formando uma especie de filtro biologico,
sendo o chorume lancado no topo da torre e escorrendo pelo meio filtrante. O tratamento
dava-se por evaporacao, aeracao e decomposicao biologica [36].
O tratamento anaerobio tambem tem sido considerado como tecnica de tratamento de
chorumes com alta percentagem de materia organica biodegradavel. As lagoas anaerobias
podem vir a apresentar bons resultados quando empregadas como uma etapa subsequente
de tratamento do chorume, promovendo adequada degradacao da materia organica [36].
Os filtros anaerobios e os sistemas hıbridos tem se mostrado eficientes na remocao de
metais (na forma de sulfetos) e DQO. Isso ficou evidenciado em um tratamento realiza-
do com o chorume do Aterro Sanitario de Bandeiras-SP, utilizando um reator anaerobio
hıbrido de fluxo ascendente com manta de lodo e filtro. A remocao de 66% de DQO (inici-
al de 15.500 mg/L) e de cerca de 70% de DBO (inicial de 10.200mg/L) tornou viavel essa
tecnica como pre-tratamento para o chorume (MORAES e GOMES,1993, apud [36]).
BORZACCONI et al. [37] utilizando um reator anaerobio seguido de um reator
aerobio rotativo de contato, obtiveram em 1 ano de teste, com adicao de fosforo, uma
reducao de 80% de DQO para carga de 20kg DQO �� ��� , e em torno de 94% de efi-
ciencia de remocao para o conjunto todo. Ademais, os autores afirmam que houve baixo
consumo de energia e reduzida producao de lodo.
Apesar das diferencas entre os chorumes gerados nos aterros, o tratamento biologico
e muito citado na literatura como opcao de tratamento. No entanto, FERREIRA et al.
[36] aponta que este tipo de tratamento pode ser ineficiente em se tratando de chorumes
provenientes de aterros de meia-idade e velhos, pelo fato do despejo apresentar-se mais
resistente a biodegradacao.
Outros aspectos negativos, apresentados pelos processos biologicos sao:
Nao apresentam bom desempenho na presenca de metais toxicos (ex: Cu, Zn e Ni
podem inibir a nitrificacao);
Demandam a adicao de fosforo para assegurar o tratamento aerobio, visto que e
16
frequente a deficiencia desse elemento no chorume;
Podem levar a formacao de espuma na aeracao artificial;
Pode ocorrer precipitacao de � � � � � com prejuızo ao equipamento de aeracao;
A aeracao artificial e de alto custo.
2.4.4 Processos de Separacao com Membranas
O fracionamento e uma tecnica laboratorial que permite estimar os intervalos de massa
molar dos componentes de uma mistura. Para tal, utiliza-se um processo de separacao
por membranas, que em funcao das suas caracterısticas podem ser classificadas como:
microfiltracao, ultrafiltracao, nanofiltracao e osmose inversa.
Nos ultimos 30 anos, os processos com membranas tem atingido patamares de cres-
cimento devido a diversos fatores, como o menor consumo energetico em comparacao
com os outros processos de separacao tradicionais, a flexibilidade operacional pelo fato
do sistema ser mais compacto e a obtencao de produtos finais de melhor qualidade.
As membranas apresentam caracterısticas distintas para cada tipo de processo. Para
microfiltracao, ultrafiltracao e nanofiltracao o principal fator na separacao e a dimensao
dos permeantes, com o uso tradicional de membranas porosas. No transporte dos perme-
antes, os materiais devem apresentar estabilidade a diferentes solventes e valores de pH,
para que nao ocorram alteracoes estruturais [38].
A ultrafiltracao (UF) tem como finalidade purificar e fracionar solucoes contendo ma-
cromoleculas pelo processo de separacao por membranas. O diametro dos poros de uma
membrana de ultrafiltracao (UF) varia na faixa entre 1 a 100nm, sendo mais fechados do
que os das membranas de microfiltracao (MF) [39, 40].
Em funcao do tamanho do poro, a pressao exercida para o processo pode estar entre
2 e 10 bar. Por sua vez, a capacidade seletiva da membrana esta diretamente relacionada
com as relacoes entre o tamanho das especies e as dimensoes dos poros da membrana
(CAMPOS [41]), podendo ocorrer retencao de maneira distinta de solutos com pesos
molares diferentes.
A eficiencia de uma dada membrana e determinada por dois parametros: seletividade
e fluxo de permeacao.
A seletividade de uma membrana por uma mistura e geralmente expressa, no caso de
membranas porosas, pela rejeicao (R). Onde o soluto e parcialmente ou completamente
retido, enquanto o solvente (geralmente agua) passa pela membrana, portanto o coefici-
ente de rejeicao pode ser definido pela formula abaixo:
17
��� ��� ����
�
��� ����
�(2.1)
onde ��
e a concentracao de soluto na alimentacao e ��� e a concentracao de soluto no
permeado.
As membranas sao especificadas atraves da massa molecular de corte ou “cut off”que
pode ser definido como sendo valor da massa molecular para a qual a membrana apresenta
um coeficiente de rejeicao de 95%.
O processo com membranas tem tambem como objetivo a remocao de organismos
patogenicos incluindo protozoarios, bacterias e vırus, conforme indicado na Tabela 4.9.
Tabela 2.2: Potencial de remocao dos processos por membranas
Membrana Porosidade Material retido
Microfiltracao 0,1 � m - 0,2 � m Protozoarios, bacterias, vırus (maioria),
partıculas
Ultrafiltracao 1.000 - 100.000Da Material removido na MF + coloides
+ totalidade de vırus
Nanofiltracao 200 - 1.000Da Ions divalentes e trivalentes, moleculas
organicas com tamanho maior do que a
porosidade media da membrana.
Osmose reversa � ����� � � Ions, praticamente toda a materia
organica
Fonte:SCHNEIDER & TSUTIYA [40].
Uma serie de testes empregando varios tipos de membranas de microfiltracao e
ultrafiltracao com a porosidade nominal compreendida entre 0,2 � m e 100kDa, desen-
volvido por Jacangelo et al, (1995) para remocao de protozoarios e vırus, obteve sucesso
com a remocao completa dos protozoarios Cryptosporidium e Giardia e das bacterias
18
Pseudomonas aeruginosa e Escherichia coli. A remocao de vırus geralmente e alcancada
com membranas de UF [40].
Vale ressaltar que o permeado nao e uma solucao completamente esteril, isto e, pode
conter microorganismos, mesmo em baixo numero, pelo fato das membranas nao serem
fabricadas em ambientes e com materiais totalmente estereis.
Segundo SCHNEIDER & TSUTIYA [40] as membranas de microfiltracao e
ultrafiltracao sao muito eficientes para remover o material organico responsavel pela tur-
bidez da agua. Alem da remocao de contaminantes biologicos, estas membranas removem
tambem contaminantes que englobam todas as substancias ou partıculas nao biologicas
como:
carbono organico dissolvido de baixa massa molar;
substancias soluveis que dao cor inaceitavel para os padroes de consumo;
toxinas soluveis de algas;
metais pesados reduzidos como por exemplo o manganes e o ferro;
sais de calcio e magnesio, que aumentam a dureza da agua.
-Nanofiltracao
Na literatura ha informacoes que a osmose reversa gera um permeado de alta qualida-
de, mas e considerada cara. No entanto alguns autores tem mostrado que altas remocoes
de poluentes podem ser alcancadas com nanofiltracao, especialmente no caso de choru-
me velho. A nanofiltracao exige menor pressao que a osmose reversa, menor custo de
operacao e causa menos entupimento nas membranas MARTTINEN et al. [42].
A literatura relata que a nanofiltracao e eficiente na remocao de carga organica, pois
este processo consegue separar os ıons monovalentes e bivalentes agregados no material
organico, dificultando assim a remocao do cloreto e do sodio, que sozinhos podem passar
livremente pelos poros das membranas utilizadas neste processo PETERS [43].
Segundo URASE et al. [5] nos experimentos usando nanofiltracao a remocao do
ıon cloreto foi zero, porque os tamanhos dos poros das membranas usadas neste processo
favoreceram a passagem desses sais, e a repulsao de cargas foi enfraquecido pela presenca
de sais, obtendo baixas remocoes e um volume menor do lıquido permeado, devido a
elevada concentracao de sais no chorume.
De acordo com o estudo realizado por [43] a aplicacao de modulos com membrana
de nanofiltracao para efluentes especıficos como o chorume, deve ser projetada de forma
adequada para otimizar a interacao dos fluxos e de parametros tais como: o fluxo de
19
agua atraves da membrana, a queda de pressao, a limpeza eficiente das membranas, a
possibilidade de operar com micro-partıculas e tambem a obtencao de uma boa relacao
entre custo/desempenho.
Uma parte do chorume produzido pelo Aterro Metropolitano de Gramacho, atualmen-
te e tratado pela tecnica de nanofiltracao como um processo terciario, apos passar por um
tratamento biologico. Segundo FERREIRA [36] o volume obtido apos a permeacao cor-
responde a 60% do volume inicial, isento de coliformes e totalmente clarificado, sendo
em seguida lancado na Baıa de Guanabara. O rejeito do sistema retorna ao tratamento
biologico.
MARTTINEN et al. [42] observaram em seus estudos, que o tipo de membrana afeta
significativamente na separacao dos compostos organicos, bem como nos parametros ope-
racionais. A combinacao do pre-tratamento biologico com nanofiltracao apresentou uma
remocao de 90% para DQO total, de 27-50% para nitrogenio amoniacal, considerada mai-
or que a esperada, visto que a remocao de sais de amonia do chorume por nanofiltracao
depende da sua complexidade. A remocao da condutividade foi baixa, uma vez que a
maior parte dos ıons soluveis no chorume passou pela membrana.
- Osmose Reversa
A osmose reversa e utilizada para dessalinizar aguas com salinidade elevada. Tem
sido recentemente aplicada em tratamento terciario, quando se exigem concentracoes de
substancias inorganicas muito baixas.
O chorume produzido em aterro sanitario usualmente contem alta concentracao de
sais, cuja pressao osmotica e de 2 a 10 bar. Portanto este valor tende a aumentar durante
o processo, sendo necessario operar com elevada pressao. O processo utilizando osmose
reversa para o tratamento do chorume tem sido empregado na Alemanha com grande
eficiencia, utilizando uma pressao de operacao de 120 bar [5].
Segundo PETERS [43] a taxa de recuperacao do permeado entre 95 e 97% indica
que a combinacao de osmose reversa com nanofiltracao e cristalizacao e o processo mais
economico para tratar o chorume produzido em aterro sanitario na Alemanha. Com base
nesses estudos, algumas companhias colocaram a disposicao do mercado o sistema “own
and operate”, onde o cliente paga um preco por ��
do chorume tratado sem perda de
capital e com o mınimo de envolvimento operacional.
AMOKRANE et al. [44], em seu estudo verificaram que a osmose reversa removeu
95% de DQO e solidos dissolvido totais, para um chorume pre-tratado por microfiltracao
e ultrafiltracao. Na literatura consta que na Franca e em toda Europa e na America, o
tratamento do chorumes provenientes de aterros, com 10 anos ou mais, utilizando, pro-
cessos biologicos de degradacao, tratamento fısico-quımico e adsorcao por carvao ati-
vado mostraram-se raramente efetivos. Portanto, o tratamento pelo processo com mem-
20
branas vem ganhando destaque. Entretanto, para se obter maior eficiencia no proces-
so com osmose reversa para chorumes, os mesmos devem ser devidamente pre-tratados.
Frequentemente, o tratamento biologico tem se mostrado ineficiente como pre-tratamento
para a osmose reversa, mas a coagulacao/floculacao ou precipitacao quımica tem tido
exito. A adequacao da coagulacao/floculacao como pre-tratamento deve-se a remocao
de partıculas coloidais, que sao as principais impurezas do chorume retidas na osmose
reversa.
O permeado resultante do processo de osmose reversa contem nıveis muito baixos de
contaminantes organicos e inorganicos, portanto, pode contribuir muito para resolver o
problema da poluicao das aguas. A eficiencia deste processo pode ser facilmente avaliada
pela medida da condutividade eletrica do permeado [43].
Modulos tubulares foram os primeiros usados em sistema de osmose reversa para
purificacao de chorume de aterro, a partir de 1984. Em 1997 foi relatado que o DT-modulo
representa mais de 80% da capacidade total instalada para purificacao de chorume por
osmose reversa. Uma planta instalada no aterro Kolenfelder na Alemanha, que comecou a
operar em fevereiro de 1990, indicou eficiencia sempre maior que 98% para condutividade
eletrica e de 99% para DQO. Novas membranas foram instaladas depois de mais de 3 anos
de operacao em funcao da queda do fluxo do permeado. Este dados de longos tempos de
experiencia tem sido confirmados pelos resultados de mais de 120 sistemas que estao em
operacao em diferentes aterros e pelos dados coletados durante numerosos testes com
plantas piloto por toda Europa, America do Norte e alguns paıses do Leste Europeu [43].
2.4.5 Evaporacao
E um processo de destinacao do chorume que pode ser considerado para regioes em
que as condicoes climaticas favorecem a evaporacao.
Esta tecnica consiste na utilizacao de tanques abertos para evaporacao do lixiviado.
Em lugares com alto ındice pluviometrico usam-se instalacoes cobertas para que tambem
ocorra a evaporacao do lixiviado durante o perıodo chuvoso. O mau cheiro e a desvan-
tagem apresentada pela implantacao desta tecnica (TCHOBANOGLOUS et al., [45]). A
ocorrencia de aumento da concentracao de sais soluveis, tais como cloreto de sodio, pode
conduzir a nıveis inibidores a acao microbiana sobre o resıduo nao evaporado.
21
2.4.6 Recirculacao
A recirculacao do chorume, segundo alguns autores, pode ser considerado um metodo
de tratamento. Alem de reduzir o volume por evaporacao, aumenta a degradacao anarobia
no interior do aterro com a conversao dos acidos organicos em � � � e � � � , promo-
vendo a melhor distribuicao de nutrientes e umidade. E uma tecnica que se adapta as
condicoes ambientais do Brasil, como temperatura, ventos e irradiacao solar que favore-
cem a evaporacao [14, 39, 36, 26].
No Estado do Rio de Janeiro esta tecnica de recirculacao foi implantada no Aterro
Metropolitano de Gramacho desde 1997 com grande eficacia, atualmente sao recirculados
cerca de 600 ��/dia de chorume, e o aterro ainda conta com um sistema de 10 aspersores
com vazao de 1 ��/h, recirculando por volta de 110 �
�/dia, contribuindo para a reducao
do volume do chorume a ser tratado. [36].
Verifica-se que nos aterros que empregam esta tecnica, os mecanismos de remocao
primaria de metais sao a precipitacao como sulfeto e hidroxido. Observa-se tambem
uma maior producao de gas. A geracao de gas pode ser vista como um ponto positivo,
contribuindo para minimizar o impacto ambiental se o gas produzido for empregado de
maneira adequada.
Estudos mostraram que esta tecnica aumentou a eficiencia de compactacao do aterro,
facilitando o reaproveitamento posterior do terreno, e a recirculacao e capaz de reduzir
o tempo necessario para estabilizacao do aterro desde algumas decadas para 2 a 3 anos
(REINHART & AL-YOUSFI,1996, apud [36]).
2.4.7 Neutralizacao
A neutralizacao e um metodo de tratamento mais simples e comum para contami-
nantes inorganicos, que envolve a adicao de acidos ou bases para ajustar o pH em nıveis
aceitaveis entre 6-9 [39, 23]. E uma reacao que produz sais soluveis e insoluveis, sendo
usada no tratamento de chorume, para acondiciona-lo para outras etapas de tratamento
[46].
2.4.8 Eletroquımico
O processo eletrolıtico e mais usado para recuperacao de metais, e consiste na passa-
gem de uma corrente eletrica entre dois eletrodos [46].
22
TSAI et al. apud [36] utilizaram em seu estudo dois pares de eletrodos para remover a
materia organica do chorume, conseguindo remover moleculas pequenas e grandes, utili-
zando placas de eletrodo de aco carbono, positivas e negativas, Fe-Cu e Al-Cu alcancando
para ambos os casos remocoes na faixa de 30-50% para a DQO.
2.4.9 Wetlands
Os Wetlands sao descritos como sistemas artificiais, que tem como princıpio basico a
modificacao da qualidade da agua que ocorre nos Wetlands naturais como varzeas dos ri-
os, igapos da Amazonia, banhados, pantanos, manguezais etc.. Estes sistemas apresentam
uma acao depuradora devido a absorcao de partıculas pelo sistema radicular das plantas,
pela absorcao de nutrientes e metais pelas plantas, pela acao de microorganismos associa-
dos a rizosfera. Neste sistema o fenomeno natural da evapotranspiracao tambem contribui
para a reducao do volume produzido. E um sistema considerado economicamente viavel
pois apresenta baixo custo de implantacao, alta eficiencia de melhoria dos parametros que
caracterizam os recursos hıdricos, alta producao de biomassa, que pode ser utilizada na
producao de racao animal, energia e biofertilizantes [36, 47]. Segundo FERREIRA et al.
[36] alguns autores destacam o uso deste sistema de Wetlands como um polimento final,
apos um tratamento biologico, para promover a remocao adicional da materia organica
e da amonia, alem de promover a desnitrificacao. O alto teor de amonia encontrado no
chorume pode prejudicar o sucesso desta tecnica quando empregada como a unica forma
de tratamento.
2.4.10 Remocao de Volateis e Amonia
Resultante dos processos bioquımicos, o nitrogenio contribui muito para a poluicao
das aguas, podendo ser encontrado na agua residuaria sob a forma de nitrogenio organico,
amonia ou ainda na forma de nitritos e nitratos. A amonia apresenta-se na forma livre
(��� �
) e/ou ionizada (��� �� ).
A amonia livre (� ���
) dissolvida na agua, pode ser toxica aos peixes, mesmo em bai-
xas concentracoes. Segundo SEIFFERT (2000) a agencia americana de protecao ambien-
tal estabelece um limite de 0,02 ppm de N na forma de (� � �
) em aguas, para protecao
da vida aquatica.
O nitrogenio amoniacal pode ser removido das aguas residuarias por volatilizacao.
Este processo de arraste da amonia envolve a elevacao do pH para nıveis altos, usualmente
na ordem de 10,5 a 11,5 [47, 48].
23
A amonia pode ser removida por arraste (stripping), por cloracao ou ainda por outros
metodos previos de remocao de metais [23].
Arraste com ar consiste em um processo fısico de transferencia dos compostos
organicos volateis com a injecao de ar na agua atraves de difusores ou outros mecanismos
de aeracao.
Segundo alguns autores, os fatores responsaveis pela eficiencia de remocao dos com-
postos organicos volateis envolve a area de contato (gas de arraste - lıquido), a solubili-
dade do contaminante na fase aquosa, a difusividade do contaminante no ar e na agua, a
turbulencia das fases e a temperatura ambiente de operacao.
O processo de arraste e simples, mas a literatura apresenta algumas vantagens e des-
vantagens [47]. As desvantagens podem ser relacionadas como:
elevado custo de operacao e manutencao, pois requer cal para o controle do pH;
e limitado para um caso especial que requer o pH elevado para outras reacoes;
o processo e sensıvel a temperatura, pois a solubilidade da amonia com a
diminuicao da temperatura;
acumulacao do carbonato de calcio causando entupimento na tubulacao; potencial
problemas com ruıdo e estetico.
Algumas vantagens consideradas:
o processo pode ser controlado para se obter uma determinada remocao da amonia;
a maioria da aplicabilidade e requerida em combinacao estacinaria com sistema de
cal para remocao de fosforo;
o processo pode ser alcancar o padrao necessario para lancamento;
nao e sensıvel para substancias toxicas.
A preocupacao com aumento da poluicao do ar, liberando amonia para atmosfera e
o aumento de carbonato de calcio pela adicao de cal para elevar o pH, levaram alguns
autores a buscarem outras alternativas para remover a alta concentracao de amonia do
chorume, usando a tecnica fosfato/ amonia/ magnesio (MAP) para precipitacao da amonia
formando compostos insoluveis que podem ser facilmente separados da agua. O emprego
desse precipitante (MAP), demonstrou uma remocao muito satisfatoria para amonia, para
uma concentracao inicial de 5618 mg/L de amonia contida no chorume bruto foi reduzida
rapidamente para 112mg/L em um perıodo de 15 minutos com pH controlado entre 8,5 e
9,0 [49].
24
2.5 Remocao de Metais
A precipitacao quımica e a tecnica mais comumente usada para a remocao de me-
tais pesados de aguas residuarias. Uma remocao mais eficiente pode ser obtida com a
precipitacao na forma de sulfetos, mas a precipitacao na forma de hidroxidos, usando cal
ou soda caustica, e a mais usada. Isto se deve ao fato da precipitacao com sulfeto ser
de maior custo e poder gerar gas sulfıdrico, enquanto que a precipitacao com hidroxido
apresenta menor custo e e menos perigosa.
No caso dos chorumes, a concentracao de metais depende do tipo de lixo depositado
no aterro, sendo relativamente baixas para o lixo domestico, podendo aumentar para os
despejos industriais e variar de acordo com o estagio de decomposicao do lixo, sendo
maiores durante a fase de fermentacao acida, quando estes elementos estao mais soluveis
e menores nas ultimas fases de estabilizacao, quando o pH normalmente e mais alcalino
[50].
Empregando somente o tratamento fısico-quımico, nao se consegue alcancar grande
eficiencia na reducao da carga organica poluidora e da toxicidade do chorume, mas seu
emprego nao deixa de ser necessario para remover os metais e hidrolisar alguns compostos
organicos.
Os metais pesados encontrados estao presentes tanto na forma dissolvida, mais fa-
cilmente incorporada pela fauna e a flora, quanto na forma particulada associados a
partıculas em suspensao.
Cada compartimento ambiental apresenta uma limitada capacidade de suportar a acao
dos metais, que ameacam o ecossistema e consequentemente podem atingir o homem pelo
acumulo na cadeia alimentar [50].
A desvantagem do emprego da precipitacao quımica e a producao de lodo, que deve
ser tratado como resıduo perigoso devido ao seu conteudo de metais pesados.
2.6 Consideracoes sobre as tecnicas de tratamento de
chorume
A Tabela 2.3 apresenta um resumo das varias tecnicas utilizadas para o tratamento do
chorume produzido em aterro sanitario.
25
Tabela 2.3: Sumario das tecnicas de tratamento empregadas para tratar chorume
Processo de Tratamento Aplicacao Observacao
Processos Biologicos Remocao de substancias Podem ser necessarios aditivos
(Lodos ativados) organicas biodegradaveis (anti-espumantes)
Processos Biologicos Remocao de substancias Similar a lodos ativados,
(Reator Batelada organicas biodegradaveis somente e aplicavel para vazoes
Sequencial-RBS) de operacao nao muito elevadas
Processos Biologicos Remocao de substancias Requer uma grande area
(Aeracao prolongada) organicas biodegradaveis
Processos Biologicos Remocao de substancias Frequentemente utilizado para
(filtros percoladores, organicas biodegradaveis efluentes industriais similares
contactores biologicos ao lixiviado, porem nao muito
rotativos) testados com lixiviados
de aterros
Processos Biologicos Remocao de substancias Requer menor energia e produz
(Lagoas anaerobias) organicas biodegradaveis menos lodo que os sistemas
aerobios; possui maior potencial
para a instabilizacao do processo;
mais lento que os sistemas
aerobios
Processos Biologicos Remocao de nitrogenio A nitrificacao/desnitrificacao
(Nitrificacao/ pode ocorrer simultaneamente
desnitrificacao) com a degradacao da materia
organica
Processos quımicos Controle de pH De aplicacao limitada para a
(Neutralizacao) maioria dos lixiviados
Processos fısico- Remocao de metais e Produz um lodo, que pode
quımicos (Precipitacao) alguns anions requerer descarte como
resıduo perigoso
26
Tabela 2.3 - Continuacao
Processos Quımicos Remocao de compostos Funciona melhor com resı-
(Oxidacao) organicos;detoxificacao e duos diluıdos; o uso de cloro
remocao de algumas pode provocar a formacao
especies inorganicas de organo-clorados
Processos Quımicos Degradacao de compostos De alto custo; funciona bem
(Oxidacao por ar umido) organicos com poluentes organicos
resistentes
Processos Fısicos Separacao do material Tem aplicacao limitada;
(sedimentacao/flotacao) em suspensao pode ser utilizado conjun-
tamente com outros proces-
sos de tratamento
Processos Fısico- Separacao do material Somente util como processo
Quımicos (Filtracao) de refino
Arraste por ar Separacao de amonia e Pode requerer equipamento
compostos organicos de controle da contaminacao
volateis atmosferica
Separacao por vapor Separacao de compostos Alto custo energetico;
organicos volateis o vapor condensado requer
tratamento adicional
Absorcao Remocao de compostos Tecnologia aprovada; custos
organicos variaveis de acordo com
lixiviado
Troca ionica Remocao de substancias e Util somente como processo
ıons inorganicos dissolvidos de polimento
Ultrafiltracao Separacao de bacterias e de Propenso a entupimento;
compostos organicos com aplicacao limitada para
alta massa molar alguns lixiviados
Evapotranspiracao Quando nao se permite a O lodo resultante pode ser
descarga de lixiviados perigoso; e viavel normalmente
apenas em regioes aridas
Osmose reversa Remocao de substancias Custo elevado; e necessario
organicas e dessalinizacao pre-tratamento extensivo
Fonte: TCHOBANOGLOUS et al. [45]
27
2.7 Toxicidade: Conceitos e Metodos
Devido a complexibilidade e a variabilidade apresentada pelos compostos organicos
e inorganicos que podem estar presentes num efluente ou no corpo hıdrico, recomenda-se
que a caracterizacao dessas aguas seja complementada por testes biologicos para obter
informacoes nao reveladas pela simples caracterizacao fısica e quımica. Esta necessida-
de tem estimulado a realizacao de testes de toxicidade, atualmente considerados como
analises indispensaveis para se obter um controle mais abrangente das fontes de poluicao
das aguas. Atraves desses testes determina-se o potencial toxico de um agente quımico
ou de uma mistura complexa, sendo os efeitos desses poluentes mensurados atraves da
resposta de organismos vivos.
Nem sempre as tecnicas de tratamento empregadas asseguram que o efluente e des-
provido de toxicidade. Impoe-se, portanto, o controle da toxicidade do efluente lıquido,
tornando compatıvel seu lancamento com as caracterısticas do corpo receptor, de tal for-
ma que este nao cause efeitos toxicos de natureza aguda ou cronica a biota aquatica,
principalmente, quando um dos seus principais usos se referir a protecao da flora e da
fauna.
A contaminacao quımica, indubitavelmente, tem merecido maior atencao em nossa
sociedade, devido ao aumento, quase exponencial, do numero de substancias sintetizadas
pelo homem no ultimo seculo. Para que se tenha uma ideia, das 6 milhoes de substancias
conhecidas, 63 mil sao de uso cotidiano, e ainda e importante citar que apenas 2 mil
foram bem estudadas do ponto de vista ecotoxicologico. Tomando como base 118 agentes
quımicos, 103 organicos e 15 inorganicos, considerados mundialmente como prioritarios
para efeito de controle, verifica-se que a maioria deles e persistente e acumulativa no meio
aquatico, sendo assim pode-se constatar que a biota aquatica pode estar sujeita aos efeitos
dessas substancias por prolongados perıodos de tempo em diferentes locais [51].
O grau da toxicidade pode ser avaliado atraves do efeito que a dose ou concentracao
de uma certa substancia causara a determinado organismo num dado intervalo de tempo.
Esses efeitos podem ser classificados em agudos e cronicos.
2.7.1 Toxicidade aguda
A toxicidade aguda corresponde a uma resposta severa e rapida dos organismos
aquaticos a um estımulo, que se manifesta, em geral, num intervalo de 0 a 96 horas.
A letalidade e um dos indicadores utilizados para avaliar a resposta dos organismos a
toxicidade aguda provocada por um composto ou um efluente. Pode ser expressa atraves
28
do parametro CL50 que corresponde a concentracao que causa o efeito (letalidade) a 50%
da populacao testada [52].
Quando se observa o efeito do agente toxico sobre as funcoes vitais ou funcionais
dos organismos teste, utiliza-se o ındice de toxicidade CE50 ou DE50, que corresponde a
concentracao ou dose efetiva que causa efeito em 50% dos organismos testados [53].
A DL50 por sua vez e a dose letal do toxico administrada diretamente nos experimen-
tos com animais, com efeito letal para 50% da populacao exposta sob diferentes condicoes
do teste [54].
2.7.2 Toxicidade cronica
A toxicidade cronica corresponde a resposta a um estımulo prolongado ou contınuo,
por um longo perıodo de tempo, podendo abranger parte ou todo ciclo de vida do orga-
nismo.
Os testes de toxicidade sao bioensaios que consistem na exposicao do organismo teste
a diferentes concentracoes de uma ou mais substancias ou fatores ambientais por um de-
terminado perıodo de tempo, visando observar os efeitos sobre as funcoes biologicas fun-
damentais como mudanca de apetite, crescimento, metabolismo reprodutivo, diminuicao
da taxa de natalidade em decorrencia de alteracoes nas fases meioticas das celulas re-
produtoras e/ou por anomalias no processo de desenvolvimento embrio-larval, bem como
mutacoes ou morte [55, 52].
Ja foi evidenciado na literatura que os organismos-teste reagem de forma diferente
para um mesmo composto, em testes realizados em laboratorio ou em meio natural, por-
tanto, a utilizacao de metodos de ensaio, que se aproximem das condicoes reais, pode
trazer respostas mais precisas do efeito causado ao ecossistema.
O lancamento de efluentes lıquidos, mesmo que tratados, de forma contınua no am-
biente aquatico, pode causar efeitos cronicos, uma vez que os organismos sao expos-
tos a baixas concentracoes de determinados poluentes durante longos perıodos de tem-
po. Se estes poluentes forem degradaveis, ocorrera equilıbrio a uma certa distancia
do ponto de lancamento, mas, no trecho ou area em que esse fenomeno se proces-
sa, os organismos poderao enfrentar impedimentos ou dificuldades para se manter no
ambiente, levando a alteracoes na estrutura e funcionamento do ecossistema aquatico.
O lancamento de substancias persistentes ou bioacumulaveis poderas causar efeitos
drasticos nas populacoes expostas [56, 57, 52].
O efeito cronico deve ser objeto de verificacao quando os testes de toxicidade aguda
nao forem suficientes para caracterizar um efeito toxico mensuravel.
29
Tem aumentado o emprego dos testes de toxicidade nos ultimos anos, que encontram-
se padronizados e podem detectar a toxicidade de efluentes lıquidos em organismos
aquaticos vivos, permitindo inclusive acoes de controle. Desta forma e possıvel exer-
cer o mesmo nıvel de controle para diferentes efluentes lıquidos e para diferentes corpos
d’agua [52].
Os organismos aquaticos apresentam sensibilidade diferentes as propriedades toxicas
das substancias quımicas. Essas diferencas de uma especie para outra, ocorrem justa-
mente pela especificidade de seus metabolismo e pela natureza de seus “habitats”, que
depende das caracterısticas particulares de cada ecossistema aquatico. E recomendavel,
sempre que possıvel, avaliar o efeito agudo e cronico em sistemas de fluxos contınuos,
com mais de uma especie representativa da biota aquatica, atendendo diferentes nıveis
troficos, para que se possa, atraves do resultado obtido com o organismo mais sensıvel,
estimar com maior seguranca o impacto desse efluente no corpo receptor [58, 56, 57, 52].
Alem das informacoes sobre os efeitos causados a diferentes organismos, estes testes
podem prever um impacto ambiental, fornecendo informacoes referentes a ocorrencia ou
nao de bioacumulacao e ao transporte e bioamplificacao do agente nas cadeias alimentares
[59].
2.7.3 Organismos Padronizados
Os testes de toxicidade sao realizados com diversos organismos e as metodologias
ja estao padronizadas pelos orgaos ou institutos ambientais. Abaixo estao relacionados
alguns organismos pertencentes a diferentes nıveis troficos, mais utilizados em testes de
toxicidade, que foram avaliados neste trabalho.
Os microcrustaceos Daphnia e Artemia sao considerados consumidores primarios ou
secundarios, e constituem um importante elo entre os nıveis inferiores e superiores da
cadeia alimentar de um ecossistema [51].
Daphnia similis
Segundo DAMATO [60] Daphnia similis e uma especie de microcrustaceo da famılia
Daphnidae, pertence a ordem Cladocera (Crustacea-Branchiopoda) e exerce um papel
fundamental na comunidade zooplanctonica.
Este microcrustaceo esta presente em todos ambientes de agua doce, e facilmente
encontrado em lagos, represas, rios e planıcies inundadas. Conhecido popularmente como
pulga d’agua, mede cerca de 0,5 a 5,0 mm de comprimento e alimenta-se basicamente de
algas, bacterias, protozoarios e detritos organicos, os quais sao capturados por processo de
filtracao (comum nos microcrustaceos). A natacao e feita pela movimentacao das longas
30
antenas, que funcionam como remos.
O ciclo de vida deste organismo, pode variar de tres a cinco semanas, sua populacao
e composta de femeas, porque a forma de reproducao e partenogenese, isto e, assexuada.
As femeas produzem celulas diploides que originam femeas com o mesmo genotipo. A
Figura 2.1 ilustra as diversas fases da vida desses organismos.
Figura 2.1: Daphnia Similis: diversas fases da vida do organismo
Daphnia e um organismo muito sensıvel. Alteracao no manuseio da cultura, nao dis-
ponibilidade de nutrientes, mudancas de temperatura, na qualidade da agua etc., podem
influenciar a reproducao deste organismo, provocando o surgimento de machos e femeas
com ovulos constituıdos de celulas haploides. Com a presenca de machos, esses ovulos
sao fecundados, e posteriormente recobertos com uma carapaca quitinosa escura, visıveis
no saco embrionario das femeas adultas, resultante entao de reproducao sexuada, deno-
minada efıpio [61, 62, 63, 64].
Artemia
Artemia salina e um pequeno crustaceo marinho caracterıstico de pocos e pequenos
lagos de agua salgada. Este organismo apresenta uma grande adaptacao as variacoes de
salinidade (igual ou maior que 5 g/kg). Os nauplius da Artemia salina sao utilizados
31
internacionalmente em testes de toxicidade por apresentarem caracterısticas significativas
como: os seus organismos adultos tem um grande potencial reprodutivo; sao de facil
aquisicao no mercado e manutencao em laboratorio; os cistos (ovos) sao de facil eclosao
e os testes apresentam uma boa reprodutividade [65, 66, 55, 67].
Para determinar a faixa de concentracao que sera utilizada no teste, deve-se verificar as
concentracoes de uso do produto e as observadas em campo. Em se tratando de efluentes,
amostras ambientais e extratos sao normalmente avaliados nas concentracoes de 1%, 10%,
30%, 50%, 70%, e 100% v/v. Na realizacao dos testes, as analises fısico-quımicas para
determinacao de pH, cloretos, oxigenio dissolvido (OD), devem ser feitas para controlar
as condicoes basicas de exposicao dos organismos-teste e subsidiar a interpretacao dos
resultados.
Peixes
Sao organismos consumidores, componentes da comunidade nectonica, constituem
o nıvel superior na cadeia alimentar de um ecossistema aquatico e tem grande interesse
economico [51].
Com base nos estudos desenvolvidos pela FEEMA, a fim de estabelecer limites de
toxicidade para o lancamento de efluentes industriais em corpos receptores, o peixe zebra
(Brachydanio rerio) foi considerado o organismo mais resistente e, portanto padronizado
pelo orgao ambiental para testes de toxicidade aguda. Os resultados dos testes sao expres-
sos em Unidade de Toxicidade (UT) “considerando-se como seu limite superior o valor 8
(oito) e inferior o valor 2 (dois)” , conforme a NT 213 - Criterios e Padroes para Controle
da Toxicidade de Efluentes Lıquidos Industriais [68].
��� � � ���
��� ��� (2.2)
Os peixes por serem considerados como importante recurso alimentıcio, podem ser a
principal via de contaminacao de metais pesados para o homem, donde a sua importancia
como organismos indicadores, utilizados em bioensaios para verificar a presenca ou a
ausencia de efeitos aparentes dos contaminantes sobre os organismos vivos.
O aumento da contaminacao nos ambientes aquaticos evidencia-se pela reducao da
populacao de animais residentes e especies migratorias de peixes.
32
Bacterias
As bacterias sao microorganismos que podem transformar substancias organicas com-
plexas em elementos dissociados na forma oxidada (mineralizacao). Esses organismos
podem estar presentes em todas as partes de um corpo d’agua [51].
Vibrio fisheri e uma bacteria bioluminescente de origem marinha, anaerobia, Gran-
negativa, pertencente a famılia das Vibrinaceae, que emite luz e apresenta vida livre ou
associada com outros organismos superiores [69, 70, 67, 71].
Nestas bacterias, a enzima luciferase catalisa a reacao da flavina (mononucleotıdeo)
com um aldeıdo e o oxigenio, obtendo-se um acido organico, agua e a emissao de luz. A
reacao em questao faz parte da cadeia transportadora de eletrons e a emissao de luz esta
associada ao metabolismo celular. A acao de um toxico em qualquer nıvel celular afetara
a bioluminescencia. A inibicao de uma enzima qualquer deste processo ira causar uma
diminuicao na taxa de emissao de luz, que pode ser quantificada em um sistema com um
fotomultiplicador e um fotometro [72, 73, 74, 75].
O teste de toxicidade com bacterias luminescentes mais difundido e o Microtox, consi-
derado simples e reprodutivo. Segundo REIS [73], MUNKITTRICK et al. [76], ARGESE
et al. [77], STEVENS [78] os ensaios sao bastante rapidos, pois, apos a exposicao a uma
pequena amostra, o organismo responde rapidamente a um vasto numero de substancias,
podendo o efeito ser determinado num tempo de 5 a 15 minutos.
Algumas desvantagens citadas na literatura (REIS [73]) para este teste sao:
a necessidade do aumento da salinidade de algumas amostras, para um nıvel com-
patıvel com as exigencias da bacteria utilizada, pode favorecer a precipitacao de
metais pesados;
a bio-luminescencia das bacterias diminui com o tempo, requerendo um contro-
le preciso da duracao do teste e limitando o numero de amostras que podem ser
processadas simultaneamente;
a cor do efluente a ser testado influencia na medida da luz emitida pelas bacterias
marinhas.
Segundo MUNKITTRICK et al. [76] a U.S. Agencia de Protecao Ambiental tem
recomendado os testes com Microtox, para avaliar a toxicidade de aguas residuarias e
chorumes gerados em aterros sanitarios.
No teste Microtox a CE50 e obtida pela razao corrigida entre a reducao da quan-
tidade de luz e a quantidade de luz remanescente expressa em um grafico, em funcao
da concentracao da amostra. A partir de entao, pode-se obter a concentracao efetiva da
33
amostra que causa uma reducao de 50% na quantidade de luz emitida apos os perıodos
de exposicao determinados para o teste. A nao ocorrencia de decrescimo na producao de
luz, pelo organismo teste, significa ausencia de efeito toxico. 4
Existe um grande interesse no teste com bacterias luminescentes, devido a rapidez de
resposta. As principais bacterias sao: Photobacterium fisheri, Photobacterium phospho-
reum, Spirillum volutans e Beneckea harveyi [69, 73].
E comum encontrar-se na literatura testes utilizando Photobacterium phosphoreum,
mas a partir de dois anos para ca, foi introduzida no mercado a bacteria Vibrio fisheri que
apresenta maior sensibilidade. Ambas sao bacterias marinhas pertencentes a famılia dos
Vibrionaceae [79].
A toxicidade e inversamente proporcional ao valor de � ��� � ����� ou ��� ����� , ou se-
ja, quanto menor o valor da � ��� � ����� ou ��� ����� , mais toxica e a amostra. A maior
concentracao do efeito nao observado e designada como CENO, e o parametro CEO cor-
responde a menor concentracao de efeito observado.
A cada serie das amostras testadas e realizado um teste de toxicidade com um padrao,
com o objetivo de verificar se os organismos estao respondendo na faixa de toxicidade
previamente estabelecida para as condicoes de laboratorio. Considera-se que:
i) amostras que apresentam 0 a 10% de mortalidade na concentracao de 100% do produto
bruto testado sao consideradas nao toxicas;
ii) para valores entre 11% e 29%, considera-se baixo indıcio de toxicidade;
iii) entre 30% e 49%, alto indıcio;
iv) as amostras que apresentam entre 50% e 79% sao consideradas toxicas;
v) sao muito toxicas as amostras cujos ındices estao entre 80% e 100%.
LAMBOLEZ et al. [80] estudaram o efeito toxico em 15 amostras de chorume de
varios aterros, avaliando a toxicidade aguda com o Microtox e o microcrustaceo Daphnia
e tambem a realizando testes cronicos com microalgas. Os resultados foram distintos para
as diferentes amostras testadas e em muitos casos nao foi possıvel correlacionar os resul-
tados dos testes de toxicidade com os parametros fısico-quımicos. Tambem foi verificado
que quatro amostras apresentavam produtos mutagenicos. A presenca desses produtos
nos resultados, evidencia a importancia do monitoramento utilizando testes de toxicidade
em conjunto com analises fısico-quımas no gerenciamento dos resıduos solidos.4Efeito toxico observado: e a razao entre o total de organismos afetados pelo total de organismos testa-
dos
34
2.7.4 Leis Federais e Estaduais Para Avaliacao da Toxicidade
Legislacao Federal
Esta fundamentado para aguas de classe 2 e 3 que a “ Resolucao CONAMA���
20
[81] permite, como uso preponderante, a preservacao de peixes em geral e outros elemen-
tos da fauna e flora, bem como a protecao de comunidades aquaticas”. Nos artigos 18 e
23 da mesma resolucao esta estabelecido “que os efluentes, nao obstante atenderem aos
limites fixados para substancias especıficas, nao poderao conferir ao corpo receptor ca-
racterısticas em desacordo com o enquadramento do mesmo na classificacao das aguas”.
E o seu artigo 12 reforca as argumentacoes ligadas a classificacao dos corpos d’agua,
estabelecendo que as eventuais acoes sinergicas entre substancias especıficas de um eflu-
ente, citadas ou nao na legislacao, nao poderao conferir as aguas caracterısticas capazes
de causar efeitos letais ou alteracoes de comportamento, reproducao ou filosofia de vida”.
Verifica-se portanto, que os ensaios de toxicidade nao sao exatamente mencionados, mas
nao deixam de ser contemplados [82].
Para efeito de enquadramento de um lancamento, que causa efeito toxico em um corpo
receptor, deve-se considerar as legislacoes estaduais.
Estado de Sao Paulo
A Legislacao Ambiental do Estado de Sao Paulo (Regulamentada da Lei � 997,
31/5/76, aprovado pelo Decreto � 8468, de 8/9/76) e similar a Lei Federal (Resolucao
CONAMA���
20), na qual os ensaios de toxicidade nao sao citados textualmente. Des-
ta forma, a Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental (CETESB) continua
a controlar os agentes toxicos nos efluentes lıquidos, atraves dos padroes de emissao e
de qualidade das aguas, como tambem, atraves do controle da toxicidade mesmo sem
exigencia legal [82, 73]. Segundo ZIOLLI e JARDIM [83] o Estado de Sao Paulo iniciou
em 1996 uma revisao na Lei � 997 de 1976, objetivando contemplar os testes de toxi-
cidade no controle dos poluentes, a qual entraria em vigor em junho de 1998. A revisao
desta lei significa um ganho importante na preservacao do meio ambiente.
Estado do Rio de Janeiro
A NT 202 R10, Criterios e Padroes para Lancamento de Efluentes Lıquidos, da
Fundacao Estadual de Engenharia do Meio Ambiente (FEEMA), publicada em 12/12/86,
35
indica no Item 3.6: “A FEEMA podera estabelecer exigencias quanto a reducao de to-
xicidade dos efluentes lıquidos, ainda que os mesmos estejam dentro dos padroes pre-
conizados por esta Norma Tecnica”. Na NT 213 R4, publicada em 18/10/90, o orgao
ainda estabelece Criterios e Padroes para Controle da Toxicidade em Efluentes Lıquidos
Industriais, utilizando testes de toxicidade com organismos vivos, de modo a proteger os
corpos d’agua da ocorrencia de toxicidade aguda ou cronica. A NT 213 estabelece um
limite maximo de toxicidade para efluentes industriais e considera ainda que esse valor
pode ser restrito, conforme o potencial de diluicao do efluente no corpo receptor.
36
Capıtulo 3
Materiais e Metodos
Neste capıtulo e descrita toda a parte experimental desenvolvida neste trabalho, as
formas de tratamento estudada, os testes de toxicidade e as demais metodologias analıticas
empregadas.
3.1 Procedimentos de Coleta e Preservacao das Amostras
de Chorume
A coleta foi realizada no Aterro Metropolitano de Gramacho - Duque de Caxias RJ.
No perıodo estudado foram realizadas duas coletas de amostras nos meses de maio e ou-
tubro de 2001. As amostras utilizadas neste estudo foram coletadas em um valao proximo
a canaleta lateral. As amostras foram armazenadas em bombonas de plasticos e preserva-
das abaixo de� � � assim que transferidas para o laboratorio, para posterior utilizacao. A
figura 3.1 ilustra o local de amostragem no referido aterro.
Figura 3.1: Local de Amostragem do Chorume
3.2 Caracterizacao do Chorume
A caracterizacao do chorume foi feita com base nos seguintes parametros: pH, deman-
da quımica de oxigenio (DQO), carbono organico (dissolvido) total (COT), cor, nitrogenio
amoniacal (N-NH4+), metais pesados e cloreto. Os teores de metais pesados foram deter-
minados por espectrofotometria de absorcao atomica. Todos os procedimentos analıticos
utilizados se basearam no AWWA (APHA[84]). Foram realizados bioensaios de toxicida-
de para avaliar a toxicidade aguda do chorume aos organismos aquaticos Daphnia similis,
Artemia salina, Brachydanio rerio e bacterias luminescente Vibrio fisheri (Sistema Mi-
crotox).
38
3.3 Tratamento Primario
A primeira abordagem usada para o tratamento do chorume consistiu da utilizacao
da tecnica fısico-quımica. Os testes de coagulacao/floculacao foram realizados em um
aparelho Jar Test, marca Digimed, modelo Modulo Floculador MF-01. Este equipamen-
to tem a capacidade de realizacao de 6 ensaios simultaneos, podendo tratar 1000mL da
amostra em becheres de 2 litros,como mostra a Figura 3.2, com controle individual de
rotacao (agitacao mecanica) ajustavel de 0 a 150 rpm. Estes testes foram realizados no
Laboratorio de Controle de Poluicao de Aguas (LABPOL) do PEQ/COPPE/UFRJ. Com
base em um estudo de BILA [4], foi utilizado neste trabalho o coagulante ( � � � � � � � �- Sulfato de Alumınio), com uma dosagem otima de 700 mg/L, sob agitacao rapida de
aproximadamente 150 rpm por 5 minutos, acarretando a formacao de pequenos flocos.
Em seguida ocorre a floculacao, que promove a aglomeracao das partıculas, facilitando
a sua sedimentacao. Nesta etapa aplicou-se agitacao branda de 15 rpm por 15 minutos,
acompanhada da adicao de polieletrolito cationico em uma concentracao de 3,0 mg/L. As
amostras de chorume bruto submetidas a este teste tiveram o pH ajustado para 4,5, consi-
derado otimo. O tempo de decantacao do efluente, apos o perıodo de agitacao, foi de 30
minutos. A descricao do material utilizado neste ensaio encontra-se na tabela 3.1.
Tabela 3.1: Descricao do Coagulante e do Polieletrolito utilizados nos testes de
coagulacao/floculacao
Nome do Produto Descricao Procedencia
Sulfato de Alumınio Coagulante Inorganico VETEC
Nalco 7128 Polımero Cationico Nalco Brasil Ltda
39
Figura 3.2: Teste de Coagulacao/Floculacao
Foram realizados varios experimentos para obter-se o volume necessario para
realizacao dos tratamentos posteriores. As amostras do sobrenadante foram armazena-
das, sendo submetidas as seguintes analises: DQO, COT, N-� � �� , cor, cloretos, metais e
testes de toxicidade.
3.4 Ozonizacao do Efluente Pre-tratado
3.4.1 Planta Piloto de Ozonizacao
Utilizou-se a ozonizacao por ser uma tecnica de oxidacao quımica que promove a
decomposicao parcial ou completa de poluentes organicos de difıcil degradacao. Os tes-
tes de ozonizacao do chorume foram realizados no CTR - Centro de Tecnologia da Whi-
te Martins, localizado em Duque de Caxias/RJ. A empresa possui uma planta piloto de
ozonizacao para realizar ensaios com efluentes. A planta piloto utilizada e composta de
4 partes principais: um gerador de ozonio, dois analizadores de ozonio, uma unidade de
distribuicao de ozonio e uma coluna de contato, ilustradas nas Figuras 3.3 e 3.4
40
Figura 3.3: Planta Piloto instalada na White Martins
Figura 3.4: Coluna de Contato
Gerador de Ozonio: O gerador de ozonio usado foi do tipo PCI, no qual sao gerados
ate 40g/h de ozonio, sendo usado oxigenio comercial como gas de alimentacao. O pro-
cesso de geracao de ozonio ocorre atraves de descargas eletricas no gas de alimentacao,
que quebram as ligacoes duplas das moleculas de oxigenio e, assim, os atomos gerados
reagem com outras molecula de oxigenio formando o ozonio.
Analisadores de Ozonio: As quantidades de ozonio na alimentacao e na corrente de
saıda da coluna de contato foram medidas atraves de um monitor PCI, esse instrumento
41
e controlado por um computador e baseia-se na absorcao de ozonio na faixa do UV. A
absorcao de UV na amostra gasosa e medida e a concentracao de ozonio e calculada
utilizando a lei de Beer.
Coluna de Contato: No ensaio utilizou-se uma coluna de acrılico de 1,0 m de altura
por 0,1 m de diametro. O difusor localizado na parte inferior da coluna constitui-se de um
disco poroso de aco inox 316 L com 10 micrometros de diametro de poro, gerando bolhas
da ordem de 3 mm de diametro.
Unidade de Destruicao de Ozonio: Tanto os gases que saem da coluna de contato
como dos analisadores de ozonio passam atraves de uma unidade catalıtica de destruicao
de ozonio, a qual contem dioxido de manganes, dioxido de cobre e dioxido de alumınio.
Somente apos a sua destruicao, os gases sao lancados na atmosfera.
AT 286
destruiçãoUnidade de
Monitoramento
Unidade de
Gerador de
Ozônio
Ozônio
Célula
de
Contato
O2
O2
Figura 3.5: Diagrama esquematico da unidade piloto de ozonio da White Martins
42
3.4.2 Procedimento experimental
Foram realizados ensaios de ozonizacao com o chorume previamente submetido a eta-
pa de coagulacao/floculacao. Com base nos experimentos realizados por BILA [4], foram
empregadas quatro dosagens de ozonio (0,1; 0,5; 1,5 e 3,0 g de ozonio absorvido/litro
de efluente) em ensaios que tiveram duracao de 15 a 150 min. Foram ozonizados 5,5
litros de amostra para cada concentracao de ozonio absorvido e durante a realizacao do
teste o chorume promoveu a geracao de espumas. Para elimina-la adicionou-se 2mL de
anti-espumante (Nalco718) na amostra de efluente antes de ser introduzida na coluna de
contato. A Figura 3.6 mostra o efluente na coluna de contato em operacao em dois ensaios
tıpicos. Todos os ensaios de ozonizacao foram realizados na temperatura ambiente com
pH do efluente corrigido para valores da ordem de 4,5.
Figura 3.6: Coluna de Contato
As amostras de chorume ozonizadas foram monitoradas pelos seguintes parametros:
DQO, COT, cor e toxicidade.
3.5 Fracionamento com Membranas
Os processos de separacao por membranas sao utilizados quando se deseja separar
moleculas com diferentes tamanhos de uma dada solucao. Neste estudo, o chorume pre-
43
tratado (coagulacao/floculacao) foi filtrado previamente em papel de filtro e posterior-
mente filtrado em membrana de microfiltracao de 0,22 � � (Osmonics) ou 0,45 � �(Milipore), com objetivo de remover materiais em suspensao. Em seguida, com pH o
ajustado em 7,0 foi realizado o processo de ultra filtracao de membranas com diferentes
cortes (cutoff ), a saber: 50.000, 20.000 e 5.000 Da, conforme indicado na Tabela 3.2. As
amostras de efluente ultrafiltrado (permeado) tiveram as suas caracterısticas determinadas
(toxicidade e parametros fısico-quımicos).
Tabela 3.2: Relacao de membranas usadas para microfiltracao(MF) e ultrafiltracao(UF).
Membrana Material Corte nominal Procedencia
MF ester de celulose 0,22 � m Osmonics
UF polisulfona 5 kDa Osmonics
UF polisulfona 20 kDa Osmonics
UF polisulfana 50 kDa Osmonics
3.5.1 Procedimento Experimental
O sistema de separacao por membranas usado neste trabalho foi de fluxo cruzado
onde a unidade de permeacao era constituıda basicamente de um vaso de alimentacao,
bomba de engrenagem, rotametro, manometros e celula de permeacao como ilustrada
na Figura 3.7 . Os experimentos foram efetuados a temperatura ambiente e o efluente
que nao era permeado pela membrana, retornava ao vaso de alimentacao. A celula de
permeacao foi construıda em acrılico, e possuıa uma area util de membrana de 0,004738
� � . A alimentacao era efetuada por um orifıcio ligado a uma canaleta para distribuicao
uniforme no interior do modulo. No outro extremo da celula uma canaleta semelhante
coletava o efluente conduzindo-o ao orifıcio de saıda, como ilustra a Figura 3.8.
44
Figura 3.7: Esquema da unidade empregada nos ensaios de micro e ultrafiltracao.
Figura 3.8: Representacao Esquematica da Celula de Permeacao
45
Apos o efluente pre-tratado ter sido submetido ao processo de ultrafiltracao com uma
dada membrana, os seguintes parametros eram monitorados: DQO, COT,cor,N-� � �� e
toxicidade.
3.6 Arraste da Amonia com Ar das Fracoes Percoladas
Com o intuito de reduzir o alto teor de nitrogenio amoniacal presente no chorume
bruto e no chorume tratado, foram feitos ensaios de remocao da amonia por arraste com
ar. O arraste consiste na transferencia da amonia da fase lıquida para a fase gasosa por
injecao de ar no efluente. Este processo so ocorre em altos pH, entre 10,5 e 11,5. O
volume de amostra submetido ao arraste foi de aproximadamente 600 mL com uma perda
entre 100 e 150 mL, a amostra de chorume foi colocada em um recipiente com capacidade
de 10 litros, devido a grande producao de espuma durante a aeracao. A Figura 3.9 mostra
o esquema do sistema utilizado para arraste da amonia. O pH foi corrigido para 11 a
cada 24 horas, juntamente com avaliacao do teor de amonia, ate alcancar nıveis abaixo de
5ppm, cada teste teve uma duracao de ate 7 dias.
Frasco
Bolhas de Ar
Pedra Porosa
Figura 3.9: Esquema do Sistema Utilizado para o Arraste da Amonia
46
3.7 Bioensaios para determinacao da toxicidade
Foram realizados bioensaios de toxicidade para avaliar a potencia relativa de agen-
tes quımicos sobre organismos vivos, observada atraves de efeito agudo (exposicao do
organismo-teste ao efluente por perıodo de 48 ou 96 horas). Estes testes foram aplicados
para o efluente bruto, pre-tratado, ozonizados, fracionado por membranas e submetido ao
arraste para remocao da amonia.
3.7.1 Organismos testados
Levando em consideracao os efeitos que um agente pode causar a biota aquatica,
atingindo uma comunidade em diferentes nıveis e maneiras, recomenda-se realizar testes
com organismos representativos de diferentes nıveis troficos (produtores, consumidores
primarios e consumidores secundarios). Os organismos utilizados neste estudo foram: Ar-
temia salina, Daphnia similis, Brachydanio rerio e a bacteria luminescente Vibrio fisheri.
3.7.2 Procedimento dos Testes
Todos os testes foram realizados em uma sala aclimatada com uma temperatura de��� �
C.
i) Artemia salina Os testes de toxicidade foram realizados com organismos jovens de Ar-
temia tambem conhecido como camarao duende, microcrustaceo de agua salgada,
provenientes de cistos liofilizados (ovos) comprados no mercado MACAU/RN, que
quando colocados para eclodir, apos 24 horas de eclosao em fase larvar obtem-se os
nauplios II-III, para serem usados nos testes. A exposicao destes organismos foram
realizadas diferentes diluicoes da amostra com agua do mar sintetica e expostos
em cinco concentracoes, foram separados 10 mL e transferidos para os becheres, e
para cada concentracao foram montadas cinco replicas, onde 10 organismos foram
introduzidos com auxılio de uma pipeta Pauster, tendo ainda um grupo controle
executado com cinco replicas contendo apenas agua do mar. Os testes foramreali-
zados num sistema estatico por um perıodo de 24 e 48 horas. A toxicidade e me-
dida em termos de efeitos sobre a mortalidade, atraves dos seguintes parametros:
- ��� ��� Concentracao inicial de amostra que causou letalidade a 50 dos organis-
mos expostos; - CENO-Maior concentracao de efeito nao observado; - CEO-Menor
47
concentracao de efeito observado. A Figura 3.13 apresenta uma fotografia do mi-
crocrustaceo Artemia salina.
Figura 3.10: Artemia salina
ii) Daphnia Similis: Nos testes de toxicidade foram utilizadas jovens de Daphnia similis,
microcrustaceo de agua doce, com idade entre 6 e 24 horas. Para realizacao dos
testes as amostras foram submetidas a diferentes diluicoes da amostra com agua
reconstituıda e expostos em cinco concentracoes, 10 mL foram transferidos para
os becheres, e para cada concentracao foram montadas cinco replicas, onde 5 or-
ganismos foram introduzidos em cada replicacao, e um grupo controle executado
com cinco replicas contendo apenas agua reconstituıda, num sistema estatico, ou
seja, um sistema fechado no qual nao ocorre a renovacao da solucao teste por um
perıodo de 24 e 48 horas. A toxicidade e medida em termos de efeitos sobre a
mobilidade, onde a ��� ��� -Concentracao inicial que causou efeito adverso a 50 %
dos organismos expostos, CENO-Maior concentracao de efeito nao foi observado
eCEO-Menor concentracao de efeito observado . A Figura3.13 apresenta uma fo-
tografia do microcrustaceo Daphnia similis.
48
Figura 3.11: Daphnia similis
iii) Brachydanio rerio: Os peixes de agua doce,Brachydanio rerio mais conhecido como
paulistinha ou peixe zebra, submetidos ao teste, tinham um comprimento de 30
a 35 mm e peso de 0,1 a 0,3g, foram adquiridos em piscicultura e aclimatados
em laboratorio, o fornecedor esta localizado no bairro Vista Alegre (RJ), e possui
capacitacao tecnica para fornecer estes organismos. Foram realizados testes com
diferentes concentracoes da amostra diluıdas com agua reconstituıda a um volume
total de 3000 mL em becheres de 4000 mL. Em cada becher foram adicionados 10
organismos e os efeitos foram observados por um perıodo de 24 a 96 horas, num
sistema estatico. A toxicidade foi medida em termos de efeitos sobre a letalidade
, � � ��� e CENO. Foram realizados testes com grupos controle com apenas agua
reconstituıda. A Figura 3.13 apresenta uma fotografia do peixe Brachydanio rerio.
Figura 3.12: Brachydanio rerio
49
iv) Microtox: O sistema Microtox e um fotometro de precisao, especialmente desenvol-
vido para realizacao deste bioensaio. O organismo usado neste teste e a Vibrio
fisheri, bacteria de origem marinha que emite luz naturalmente. Neste teste uma
pequena quantidade de amostra exposta ao teste com as bacterias bioluminescente,
as quais emitem luminosidade proporcional as suas reacoes. A avaliacao do efeito
e dada em 5 e 15 minutos onde se observa uma consequente reducao na emissao
de luz, indicando assim a quantidade de organismos que podem estar afetados pela
carga toxica. O teste de referencia foi conduzido com sulfato de cobre com quatro
diluicoes (0,9; 0,45; 0,225 e 0,112 mg/L de Cu) e mais um grupo controle. A to-
xicidade e medida em CE50, observando a reducao da luminescencia das bacterias.
Caso nao haja decrescimo na producao de luz pelo microorganismo teste, significa
ausencia de efeito toxico. A Figura 3.13 apresenta uma fotografia do Vibrio fisheri
Figura 3.13: Vibrio fisheri
3.7.3 Tratamento Estatıstico dos Dados
Para obter o valor da CL 50 e da CE 50 determinados na avaliacao da toxicidade aguda,
os resultados obtidos foram submetidos a testes estatısticos, empregando-se o metodo de
ajuste Sperman-Karber, que fornece tambem o intervalo de 95 % de confianca [85]. Os
resultados dos testes com peixe, tambem podem ser expressos em UT, que corresponde
ao fator de diluicao da amostra, em numero inteiro.
50
3.8 Metodologia Analıtica
3.8.1 DQO
As determinacoes da demanda quımica de oxigenio(DQO) foram feitas segundo o
metodo 5220 D (metodo colorimetrico) descrito pela AWWA (APHA [58]), empregando-
se equipamento da HACH, modelo 45600, para a digestao das amostras e um espectro-
fotometro visıvel, modelo DR/2000 da HACH.
3.8.2 COT
O teor de carbono organico foi determinado por tecnica instrumental, empregando-se
um analisador de COT Shimadzu, modelo 5000 A. Todas as amostras foram previamente
filtradas atraves de membranas com diametro de poro igual a de 0,45 � m (Milipore),
obtendo-se desta maneira, o teor de carbono organico dissolvido.
3.8.3 pH
A determinacao do pH foi feita pelo metodo potenciometrico em um medidor de pH
da marca Digimed, modelo DMPH-2, previamente calibrado com solucao tampao de pH
7,0 e pH 4,0.
3.8.4 Cor
A cor foi determinada de acordo com o metodo padrao Platium-Cobalt secao 2120 C,
AWWA (APHA [58]). Este metodo se baseia na determinacao da absorbancia de uma uma
solucao e sua correlacao com absorbancia de uma solucao padrao de platina e cobalto. As
absorbancias foram determinadas em um espectrofotometro HACH, modelo DR/2000, em
um comprimento de onda de 455 nm. O pH das amostras foram previamente corrigidos
para 7,0. O resultado e expresso em unidades de cor (UNITS PtCo COLOR).
51
3.8.5 Cloreto
O teor de cloretos foi determinado pelo o metodo argentometrico,secao 4500-Cl- B
AWWA (APHA [58]).
3.8.6 Amonia
Para determinar a concentracao de N-� � �� , utilizou-se um eletrodo de ıon seletivo
(Orion Model 720).Antes de realizar o teste, foi necessario fazer uma curva de calibracao,
para isso foram preparados padroes de concentracoes 1ppm, 10ppm, 100ppm de amonia,
e no momento da leitura adicionou-se 0,2ml de solucao ISA(Ionic Strengh Adjustor) e
manteve-se em agitacao moderada. Introduziu-se o eletrodo tomando cuidado de evitar
a formacao de bolhas na parte inferior do mesmo. A leitura dos padroes determinou os
coeficientes A e B da equacao 3.1 para calcular a concentracao (em ppm) de amonia das
amostras.
� ��� � � � � ��� � ����� � ��� � ��� � (3.1)
3.8.7 Metais
De acordo com os levantamentos bibliograficos feitos com o chorume de Gramacho,
verificou-se a importancia da analisar a concentracao de metais pesados, visto que eles
podem contribuir para a toxicidade deste efluente. Os metais Al, Ba, Cu, Pb, Cu, Cr,
Sn, Fe, Mn, Hg, Ni, K, S, Zn, Ca e Mg foram avaliados nos chorume bruto e pre-
tratado (coagulacao/floculacao), pelo metodo de Espectrometria de Absorcao Atomica
com chama de Ar-Acetileno e Oxido Nitroso. Essas determinacoes foram realizadas em
laboratorios externos como o da FEEMA (Fundacao Estadual de Engenharia do Meio
Ambiente) e o da Petroflex S.A.
52
Capıtulo 4
RESULTADOS e DISCUSSAO
Os resultados experimentais obtidos serao apresentados a seguir, de acordo com as
tecnicas de tratamento empregadas neste estudo, bem como o comportamento da toxici-
dade do chorume bruto e tratado pelas tecnicas investigadas.
4.1 Caracterizacao do efluente
Neste estudo, realizado com o chorume proveniente do aterro Metropolitano de Gra-
macho coletado em duas amostragens em diferentes epocas do ano, foi evidenciada eleva-
da concentracao de material organico recalcitrante, metais pesados, bem como elevados
teores de amonia. Os resultados da caracterizacao dos parametros fısico-quımicos das
amostras do chorume estao apresentados de uma forma resumida na Tabela 4.1.
Tabela 4.1: Caracterizacao do Chorume: valores medios dos parametros fısico-quımicos
de duas amostras distintas.
Parametros � � Amostragem�
� Amostragem
pH 8,16 8,25
DQO ( � ��� � ) 3455 3470
����� �� � ��� � � 150* 150*
��� ��� ����� � � � ��� � � 23,03 23,13
� ��� ��� ��� � � � ��� � � 0,04 0,04
� � � � � ��� � � 815 1001
� � � � ��� � 0,24 0,29
Cor ( � � ��� � �� � ) 5250 6925� � � ���� � � ��� � � 802 754
Cloretos ( � ��� � ) 4129 5142
�- Resultado de outra amostragem, reportado por BILA [4]
A recalcitrancia do material organico, pode ser ilustrada pela alta razao ��� ��� ����� �tıpica de aterro velho, a qual indica o nıvel de biodegradabilidade de um determinado
efluente. Quanto maior for esta razao, menos biodegradavel e o efluente. Infelizmente nao
foi possıvel, no ambito deste trabalho realizar determinacoes de DBO com as amostras
coletadas. No entanto, mesmo para alguns valores mais elevados reportados na literatura
(Tabela 4.2), da ordem de 500 mg � L, ainda assim fica evidenciada a recalcitrancia.
De acordo com os resultados obtidos, verificou-se que o pH do chorume foi pratica-
mente o mesmo nas duas amostragens.
Na realidade um aterro sanitario funciona como um grande reator biologico, dentro
dele ocorrem processos de conversao anaerobia, caracterizados por varias reacoes sequen-
ciais.
Cada conjunto de reacoes ocorre pela acao de uma populacao bacteriana especıfica,
distinguindo-se quatro etapas diferentes: hidrolise, acidogenese, acetogenese e a meta-
nogenese [86].
Com o conhecimento dos contaminantes potenciais que pode conter o chorume, e
possıvel entender os resultados obtidos neste estudo, relacionando-os com os processos
54
descritos acima.
Abaixo encontram-se relacionados tipos de contaminantes potenciais encontrados no
chorume, tal como relatado por BARBOSA et al.[87]:
i) Materia organica dissolvida: medida pela Demanda Quımica de Oxigenio (DQO) e
pela Demanda Bioquımica de Oxigenio (DBO), ou pelo Carbono Organico Total
(COT), incluindo o metano, os Acidos Graxos Volateis (AGV) e outros compostos
organicos;
ii) Componentes Organicos Antropicos (COA):hidrocarbonetos aromaticos, fenois, com-
postos alifaticos clorados, entre outros;
iii) Cations: ��� � , � � , � � � , � � � ,��� �
,� �
,� � � ���� ;
iv) Anions:� � � �� , ��� � , � � �� ;
v) Metais pesados: cadmio, cromo, cobre, chumbo, nıquel e o zinco.
Embora existam compostos toxicos de varias naturezas no chorume, como por exem-
plo metais pesados e alguns compostos organicos, a amonia e tambem preocupante, pois
esta presente em nıveis altos.
CLEMENT et al. [88] relataram que nos trabalhos realizados por varios autores, em
89 amostras de chorume testadas o nıvel de amonia encontrava-se alto, em media 404
mgN/L, nıvel este considerado toxico.
Ainda que os parametros alcalinidade, condutividade e amonia nao estejam menci-
onados no regulamento de descarte de chorume na Franca, CLEMENT, desde 1993,
vem estudando a contribuicao destes parametros, e atraves de calculos utilizando re-
gressao matematica aplicada aos parametros fısico-quımicos e toxicologicos, foi obtida
a confirmacao de que esses parametros podem ser os principais contribuintes a toxici-
dade desses despejos. Portanto, os seus resultados indicaram que o pH e a alcalinidade
do chorume, que sera lancado no corpo receptor, devem ser controlados, para nao criar
condicoes favoraveis para o surgimento de amonia na forma toxica, pois a alcalinidade
e o pH afetam o equilıbrio da amonia (ionizada ou nao). O controle do lancamento no
tocante a amonia pode evitar tambem os riscos de eutrofizacao [88].
Altas concentracoes de nitrogenio amoniacal presentes no percolado podem ser con-
sequencia da degracao biologica de aminoacidos e outros compostos organicos nitroge-
nados, durante a fase acetogenica, podendo ocorrer elevadas concentracoes de amonia
[3, 34, 21].
55
BAIG et al. [89]., verificaram que o chorume de um aterro pode ser considerado esta-
bilizado quando apresenta valores de ��� � � � ��� � � � � �����, razao ����� ��� ��� � � ���
�e para razao COT/DQO igual a 0,4.
Conforme indicado na Tabela 4.1, a materia organica medida atraves dos parametros
DQO e COT, apresenta valores similares em ambas amostragens. Os resultados indi-
cam que a razao ��� � � ��� ��� encontra-se em torno de 23, cerca de 0,04 para razao
��� � � � ��� � e uma media de 0,27 para a relacao COT/DQO, evidenciando assim, a
baixa biodegradabilidade do chorume. Portanto, este efluente precisa ser submetido a
tratamentos que diminuam a sua recalcitrancia, tornando-o mais biodegradavel.
O valor da DBO registrado na Tabela 4.1 e usado para o calculo das razoes acima
foi obtido do trabalho anterior conduzido no laboratorio com o chorume do Aterro de
Gramacho [4].
Os dados obtidos nesta caracterizacao evidenciaram que os fatores climaticos nao in-
terferiram nas caracterısticas do chorume para as amostras coletadas em diferentes epocas
do ano.
A caracterizacao revela tambem a presenca de altas concentracoes de cloretos e de
intensa cor no chorume.
Os resultados apresentados na Tabela 4.2, revelam as caracterısticas do chorume do
aterro de Gramacho/RJ analisados em perıodos diferentes em nosso laboratorio e por
empresas de tecnologia ambiental.
56
Tabela 4.2: Caracterizacao do chorume do Aterro de Gramacho feita em diferentes
perıodos por pesquisadores e tecnicas distintas
Amostras
Parametros COPPE-UFRJ CAMMAROTA GEOPROJETOS HIDROQUIMICA TECMA BILA
1991 1994 1995 1997 1998 2000
pH 8,3 8,3 7,9 8,2 8,0 8,2
DQO ( ������� ) 9590 6924 8805 3792 2694 3096��� � � ��������� 360 468 3232 857 494 150���� � ���� � 26,64 14,79 2,72 4,42 5,45 20
� ���������
Cloretos
( ������� )
15540 8169 - - 3534 3700
Sulfatos
( ������� )
2200 1871 - - 500 -
Pode-se observar dos resultados da Tabela 4.2 que parece haver uma tendencia de
decrescimo dos valores de DQO, a medida que a idade do aterro foi aumentando. Para
a DBO nao se observa esta mesma tendencia, isso pode ter acontecido devido a maneira
como foram realizadas as determinacoes deste parametro.
Os dados da Tabela4.2 mostram que para tres dos estudos efetuados, a relacao
��� � � ����� � foi muito elevada (superior a 14) e para apenas um deles foi encontrada
uma relacao baixa (2,7). Os dados deste trabalho apresentados na Tabela 4.1 tambem
confirmam a alta razao obtida para esse parametro, que e indicativo de um efluente de
baixa biodegradabilidade.
No Brasil nao existe uma legislacao que forneca os limites de lancamento para este ti-
po especıfico efluente, devendo-se obedecer as normas estaduais e a legislacao federal. O
valor de lancamento para efluentes de qualquer fonte poluidora estabelecido pelo CONA-
MA N�
20 [81] e de 5,0 mg/L para amonia, e a legislacao Estadual (FEEMA) estabelece
lancamento de 250mg/L para DQO para efluentes de natureza industrial.
Para ilustrar a variabilidade de composicao e caracterısticas dos chorumes, sao apre-
sentados na Tabela 4.3 alguns dados recentes referentes a percolados de diversas pro-
57
cedencias. Observa-se que mesmo para os percolados que se encontram em processo de
degradacao anaerobia (fase metanogenica) ha uma apreciavel diferenca nas suas carac-
terısticas.
Tabela 4.3: Dados recentes sobre parametros caracterısticos dos chorumes gerados em
aterros de diferentes regioes brasileiras
Parametros
pH DQO � ��� � � � � � �� Cloretos
( � ��� � ) ( � � � � ) ( � ��� � ) ( � ��� � )
Medias na fase 7,5-9,0 500-4500 20-550 30-3000 100-5000
Metanogenica�
Chorume de 8,0 3275 494 934 3534
Gramacho-RJ �
Chorume do 7,4-7,7 � � 955 �
Jockey Club-DF�
Chorume do 8,5 6027 409 526 4204
Jangurussu-CE�
Chorume de 7,7-8,7 5200-1150 2800-4000 � 22-42
Niteroi-RJ �
Chorume de Sao 5,57-8,4 588-49680 99-26799 0,6-1258 �
Giacomo-RS�
Chorume de 7,6 298 61 47,3 �
Porto Alegre-RS
Chorume de 7,43-7,57 2370-8480 � � �
Biguacu-SC�
�- Nao foi avaliado
Fonte: � EHRIG (apud ���������� ����������� ,1997) apud OLIVEIRA et al.[3]; � FERREIRA et al.[36]; � (SANTOS,
1996)apudOLIVEIRA et al.[3]; � OLIVEIRAet al.[3]; � SISINO et al. [90]; � PESSIN et al. [91]; � KUAJARA et al. [92]; � LUZ [53].
Para os chorumes de Gramacho, Jangurussu e Porto Alegre fica evidenciada a alta
58
relacao ��� � � ������� . Ademais, os nıveis de nitrogenio amoniacal sao bastante elevados.
Os teores de metais medido neste trabalho para as duas coletas efetivadas no Aterro
de Gramacho encontra-se na Tabela 4.4, que tambem apresenta os limites de descarte
determinados pela legislacao.
Tabela 4.4: Resultados das analises de metais presentes nas amostras de chorume do
Aterro de Gramacho e limites de lancamento de alguns poluentes
Amostras de Chorume Bruto
Parametros Amostra1�
Amostra2�
VMP� �
VMP� � �
(mg � L) (mg � L) (mg � L) (mg � L) (mg � L)
Al � � � � 1,5
Ba � � � � 5
Cd � ��� � � � ��� � � 0,2 0,1
Pb � ��� � � ��� � 0,5 0,5
Co � � � � � ��� �
Cu 0,08 0,1 1 0,5
Cr 0,2 0,1 0,5 0,5
Sn � � � � 4
Fe 5,5 8 15
Mn 0,2 0,05 1
Hg�
2 1,2 0,01 0,01
Ni 0,1 0,25 2 1
K 1700 1900
Na 2700 3200
Zn 0,35 0,25 5 1
Ca 320 240
Mg 97,2 72,9
�- Concentracoes determinadas nolaboratorio da FEEMA em ( � ��� � ), exceto o
Hg( ����� � )
59
� �- Valores Maximos Permissıveis por Lei - Fonte: Resolucao CONAMA ��� ��� [81]� ���
- Valores Maximos Permissıveis por Lei - Fonte:NT-202 (FEEMA) [93]
Observa-se na Tabela 4.4 que o teor de metais presentes no chorume bruto e inferior
ao limite estabelecido para todos os metais.
Segundo BAIG et al. [94] em chorumes velhos que apresentam caracterısticas de estar
estabilizados, geralmente podem ser observadas concentracoes elevadas de calcio, ferro,
magnesio, metais pesados, sodio e potassio. No presente trabalho observou-se para ambas
as amostras analisadas teores elevados de Na, K, Ca e Mg.
Foram feitas determinacoes de metais da primeira coleta, logo apos a amostragem,
usando a mesma tecnica analıtica, porem realizadas no laboratorio da Petroflex S.A. Os
resultados mostrados na Tabela 4.5 sao distintos daqueles apresentados na Tabela 4.4, e
importante considerar que as analises foram realizadas em laboratorios diferentes, por
material e pessoas diferentes. Cabe ressaltar que os teores de Al, Cu, Fe, Mn, Ni e Zn
encontram-se abaixo do limite de descarte. Entretanto, os metais Cr e Sn apresentaram-se
em teores superiores ao padrao de lancamento.
60
Tabela 4.5: Resultados das analises de metais presentes na amostra de chorume do Aterro
de Gramacho e limites de lancamento de alguns poluentes
Amostras de Chorume Bruto
Parametros Amostra1�
VMP� �
VMP� � �
(mg � L) (mg � L) (mg � L) (mg � L)
Al 1,32 1,5
Co 0,25
Cu 0,15 1 0,5
Cr 0,83 0,5 0,5
Sn 6,98 4
Fe 4,63 15
Mn 0,21 0,5
Ni 0,78 2 1
K 1962
Na 1839
Zn 0,21 5 1
Ca 18,7
Mg 87,5 2 1
�- Concentracoes determinadas na Petroflex
� �- Valores Maximos Permissıveis por Lei - Fonte: Resolucao CONAMA ��� ��� [81]
� ���- Valores Maximos Permissıveis por Lei - Fonte:NT-202 (FEEMA) [93]
Os resultados das Tabelas 4.5 e 4.4 apontam que para a maioria dos metais anali-
sados, os teores encontrados no chorume estao aquem do padrao de descarte. Ha uma
preocupacao com o cromo e com estanho, posto que esses dois ultimos mostraram-se ele-
vados em uma das amostras analisadas. E tambem recomendavel que um maior numero
de amostras seja coletada para que possam ser tiradas conclusoes mais definitivas.
61
4.2 Tratamento primario
No teste de coagulacao/floculacao ocorreu uma apreciavel remocao da maioria dos
parametros analisados, conforme indicado nas Tabelas 4.6 e 4.7 .
O principal objetivo do tratamento primario e a remocao do material organico recalci-
trante do chorume, que esta diretamente relacionado com as condicoes fısicas e quımicas
do chorume e com as condicoes operacionais. Este tratamento tambem pode remover
alguns metais presentes no chorume bruto.
Segundo KANG e HWANG [95] os processos fısico-quımicos tem sido ideais para
tratar chorumes velhos. Em seus estudos os autores conseguiram remocao de DQO do
chorume atraves da coagulacao em pH otimo na faixa entre 3 a 6.
A escolha do coagulante utilizado neste trabalho, foi ditada pelos resultados obtidos
por BILA [4], em cujo trabalho ficou tambem determinado o ponto otimo da coagulacao
(pH=4,5).
Naquele trabalho, o � � � ( � � ) foi utilizado em pHs baixos, resultando assim na
formacao de um meio com predominancia de cations multivalentes. A natureza das
partıculas presentes no chorume, propiciou a formacao de complexos com esses cations,
resultando na neutralizacao das cargas eletricas das partıculas e consequentemente na
diminuicao das forcas de repulsao, favorecendo a formacao de flocos. Boas remocoes
foram alcancadas tambem com a utilizacao do polieletrolito cationico.
Tabela 4.6: Resultados do processo de coagulacao/floculacao aplicado a primeira amostra
do chorume: remocao de materia organica, cor e cloreto
Coagulacao-Floculacao
Concentracao Remocao
Inicial Final (%)
��� � � 3455 2670 23
� � � � 815 690 15
� � � ��� 5250 1550 70
������� � � � * 4129 3599 13
�concentracoes em ( � ��� � )
� �concentracoes em ( � � � � � � � � )
62
Tabela 4.7: Resultados do processo de coagulacao/floculacao aplicado a segunda amostra
do chorume: remocao de materia organica, cor e cloreto
Coagulacao-Floculacao
Concentracao Remocao
Inicial Final (%)
��� � � 3470 2530 27
� � � � 1001 757 24
� � � ��� 6925 2225 69
������� � � � * 5142 4906 5
�concentracoes em ( � ��� � )
� �concentracoes em ( � � � � � � � � )
Com base nos dados encontrados na literatura, a percentagem de remocao para DQO
e COT obtidos na coagulacao/floculacao esta geralmente compreendidas entre 10-25%
para chorume do tipo estabilizado, isto e, proveniente de aterros que apresentam idade
superior a 10 anos [44].
Levando em consideracao as caracteristicas do chorume, a coagulacao/floculacao
apresentou uma boa remocao da materia organica, expressa como DQO e COT. Os nıveis
de remocao da DQO variaram de 23 a 27% e os de COT de 15 a 24% para as amostras 1
e 2 , respectivamente.
Devido ao volume de amostra tratada no laboratorio, o teor de amonia nao foi deter-
minado nesta etapa de tratamento, pelo fato de poder apresentar um valor incorreto.
A remocao de cloretos foi muito pequena, como era de se esperar, ficando proxima da
faixa de erro do metodo.
A remocao de cor foi elevada no pre-tratamento, cerca de 70%. A Figura 4.1 ilustra a
remocao de cor obtida nesse processo. Os dados gerais de remocao de DQO, COT, cor e
cloretos estao representados na forma de grafico de barras na Figura 4.2
63
Figura 4.1: Fotografia ilustrativa da remocao de cor do chorume promovida pelo processo
de coagulacao/floculacao
Figura 4.2: Remocao dos parametros analisados no processo de coagulacao/floculacao do
chorume
64
Tal como ilustrado nas Figuras 4.1 e 4.2, verifica-se que o parametro fısico cor, foi o
que alcancou maiores remocoes, na faixa de 69 a 70%.
As concentracoes de metais presentes no chorume, apos o tratamento primario estao
mostradas na Tabela 4.8 , juntamente com os valores maximos de descarte permissıveis.
Observa-se que o tratamento com o coagulante � � � ( � � ) promoveu um elevado au-
mento do teor de Al no efluente tratado em comparacao com o chorume bruto.
A coagulacao/floculacao proporcionou alguma remocao para varios metais analisa-
dos (Cu, Fe, Mn, K, Na, Zn e Ca), em ambas as amostragens, como se depreende da
comparacao dos dados das Tabelas 4.8 e 4.4. Observou-se tambem que para Hg, Mg,
Ni e Cr nao foram observadas remocoes consistentes. Para Ba, Cd, Pb, Co os teores fo-
ram identicos aos encontrados no chorume bruto e estao abaixo do limite de deteccao do
metodo.
65
Tabela 4.8: Resultados das analises de metais presentes nas amostras de chorume pre-
tratado e limites de lancamento de alguns poluentes.
Amostras de Chorume Pre-Tratado
(Coagulacao � Floculacao)
Parametros Amostra1�
Amostra1�
VMP� �
VMP� � �
(mg � L) (mg � L) (mg � L) (mg � L) (mg � L)
Al 28 40 1,5
Ba � � � � 5
Cd � ��� �� � ��� � � 0,2 0,1
Pb � ��� � � ��� � 0,5 0,5
Co � � � � � ��� �
Cu 0,04 0,06 1 0,5
Cr 0,15 0,2 0,5 0,5
Sn � � � � 4
Fe 2,8 4 15
Mn � � � � � 0,05 1
Hg�
1,6 2 0,01 0,01
Ni 0,15 0,1 2 1
K 1500 1700
Na 2700 2900
Zn 0,1 0,3 5 1
Ca 240 200
Mg 24,3 97,2
�- Concentracoes determinadas no laboratorio da FEEMA em ( � ��� � ), exceto
Hg( ����� � )� �- Valores Maximos Permissıveis por Lei - Fonte: Resolucao CONAMA � � ��� [81]� ���
- Valores Maximos Permissıveis por Lei - Fonte:NT-202 (FEEMA)
66
4.3 Ozonizacao
A ozonizacao foi empregada com o objetivo de aumentar a biodegradabilidade do
chorume. Esta tecnica tem-se mostrado eficiente para degradar poluentes organicos, mui-
tas vezes presentes no chorume, como os hidrocarbonetos poli-aromaticos e clorofenois,
contribuindo para a reducao da toxicidade do efluente [42, 95, 94, 30].
Os resultados relativos a remocao de DQO do chorume pre-tratado no processo de
ozonizacao estao apresentados na Figura 4.3. Neste grafico pode-se observar que houve
uma reducao nos nıveis de DQO a medida que foi aumentanda a dosagen de ozonio.
Figura 4.3: Remocao de DQO obtida nos testes para diferentes dosagens de ozonio
Observa-se tambem que praticamente nao houve remocao da DQO para as dosagens
de ozonio iguais ou inferiores a 0,5 g/L.
Segundo BILA [4] as baixas remocoes e ate remocoes negativas (aumento da DQO)
observadas para baixas dosagens de � � podem ser atribuıdas a rapida mudanca na estrutu-
ra dos compostos organicos como consequencia de reacoes de formacao de intermediarios
de curta duracao, que sao mais prontamente oxidaveis pelos reagentes de DQO (aumen-
to da DQO detectavel). Quando maiores dosagens sao aplicadas esses compostos sao
oxidados, promovendo uma efetiva reducao de DQO.
KANG e HWANG [95] observaram em seus estudos uma eficiente remocao da DQO
na oxidacao de acordo com o pH da reacao. A oxidacao mais completa foi observada em
pH de aproximadamente 4,0.
67
Antes da amostra de chorume pre-tratado pelo processo de coagulacao/floculacao ser
submetida ao processo de ozonizacao, a ela foi adicionado um anti-espumante, afim de
reduzir a formacao de espuma na coluna de contato. Observou-se que apos a adicao
deste produto houve um aumento no valor da DQO, medida em ambas as amostragens
realizadas, de 2700 para cerca de 3000 mg/L. A Figura 4.4 mostra os valores de DQO do
efluente tratado com diferentes dosagens de ozonio.
Figura 4.4: Comportamento da DQO do chorume pre-tratado e ozonizado em diferentes
condicoes
Quanto ao COT, pode-se observar na Figura 4.5, que praticamente nao houve reducao
desse parametro para todas as dosagens de ozonio investigadas, havendo em algumas
condicoes (dosagens intermediarias) ate aumento do seu valor.
68
Figura 4.5: Variacao do COT do chorume pre-tratado e ozonizado em diferentes
condicoes
O aumento de COT na ozonizacao tambem foi observado por LIMA [96] e RIBEIRO
[29]. Esses autores explicam que o aumento do COT pode ser atribuıdo a presenca de
compostos recalcitrantes que so sao oxidados durante a ozonizacao, e que nao sao oxi-
dados na analise instrumental. Ao serem modificados na ozonizacao, esses compostos
tornam-se menos recalcitrantes e passam a ser quantificados, gerando valores de COT
maiores do que o inicial.
Embora neste trabalho nao tenham sido observadas remocoes de COT na ozonizacao,
na literatura ha relato de apreciavel remocao de COT de chorume, quando combinou-se
� � com UV [97].
O chorume ozonizado, pre-tratado por processo de coagulacao/floculacao, apresentou
um menor nıvel de cor. A remocao de cor aumentou com a dosagem de ozonio, tal como
indicado nas Figuras 4.6 e 4.7.
69
Figura 4.6: Remocao de cor no processo de ozonizacao do efluente pre-tratado para dife-
rentes dosagens de ozonio.
CHORUMEBRUTO
CHORUMEPRE−
TRATADO
CHORUMEOZONIZADO0,1gO3/L
CHORUMEOZONIZADO0,5 gO3/L
CHORUMEOZONIZADO1,5g O3/L
CHORUMEOZONIZADO3,0g O3/L
Figura 4.7: Variacao da cor do efluente com o pre-tratamento e posterior ozonizacao com
diferentes dosagens de ozonio
ZHOU e SMITH [98] observaram que a ozonizacao foi eficiente no tratamento de eflu-
70
entes de uma fabrica de polpa de papel, pre-tratado por processos biologicos, alcancando
80% de remocao para cor e 50% de remocao para AOX (haletos organicos adsorvıveis).
A ozonizacao tem se mostrado eficiente para diferentes aguas residuarias inclusive para
chorumes, que possuem matrizes organicas constituıdas por diversos tipos de compostos
altamente complexos.
4.4 Fracionamento com membranas
Os resultados obtidos no fracionamento apresentaram apreciaveis remocoes para os
parametros DQO, COT e cor. Esta remocao pode ser observada a medida que o efluente
foi permeando por membranas de poros mais fechados, como ilustrado nas Figuras 4.8 e
4.9.
Para que haja remocao da amonia no chorume, que foi insignificante por essa tecnica,
deve-se levar em conta alguns fatores que interferem na composicao do chorume, (pH,
temperatura entre outros). Em funcao do tamanho molecular da amonia nao era esperada a
sua remocao, a nao ser que ocorresse complexacao desse ıon ou interacao com compostos
de maior massa molecular.
50.000
5.000
20.000
Permeado − PM < 50.000Efluente
Permeado − PM < 20.000
Permeado − PM < 5.000
COT= 492 mg/Lcor= 630
DQO= 1250 mg/L
DQO= 1310 mg/L
4 + N−NH =1296ppm
N−NH4
cor= 1520
N−NH = 15154
+ ppmcor= 540COT= 485 mg/L
+ =1679ppm
DQO= 1850 mg/LCOT= 845 mg/L
Figura 4.8: Esquema e resultados do fracionamento do efluente em membranas com dife-
rentes cortes (primeira amostragem)
71
50.000
5.000
20.000
Permeado − PM < 50.000
Permeado − PM < 20.000
Permeado − PM < 5.000
Efluente
DQO= 1480 mg/L
DQO= 1900 mg/LCOT= 898 mg/Lcor= 2160N−NH
4 =1451ppm
DQO= 1670 mg/LCOT= 629 mg/Lcor= 2040N−NH = 1394ppm4
cor= 790COT= 576 mg/L
4
+
+ ppmN−NH = 1591
+
Figura 4.9: Esquema e resultados do fracionamento do efluente em membranas com dife-
rentes cortes (segunda amostragem)
A tecnica empregada nao se caracteriza como um metodo de determinacao de mas-
sa molecular. Pode-se com essa tecnica ter uma estimativa nao muito precisa da faixa
de massa molecular dos poluentes presentes no efluente. Fenomenos como a adsorcao de
moleculas na membrana e na camada de ultrafiltracao formada ao longo da operacao (fou-
ling) e possıveis interacoes moleculares durante o processo de concentracao fazem com
que a separacao por massa molecular nao seja absoluta com relacao ao tamanho de corte
da membrana. De todo modo, a tecnica e util para previsoes e estimativas relacionadas ao
tamanho molecular dos compostos presentes no efluente.
Admitindo-se uma alimentacao (chorume pre-tratado) com DQO da ordem de 2600
mg/L, COT de 750 mg/L e cor de 1550 (amostra 1) e 2225 mg PtCo/L (amostra 2),
observam-se as remocoes mostradas na Tabela 4.9
72
Tabela 4.9: Remocao percentual de parametros fısico-quımicos de interesse observados
no processo de fracionamento por membranas
Parametro Permeado (50.000 Da) Permeado (20.000 Da) Permeado (5.000 Da)
Amostra1 Amostra2 Amostra1 Amostra2 Amostra1 Amostra2
DQO
(mg/L)
29 27 50 36 52 43
COT
(mg/L)
����
���� 34 16 35 23
Cor (mg
PtCo/L)
2 3 59 8 65 64
���� - Nao foi calculado (nao houve remocao)
Dos resultados infere-se que cerca de 50% da DQO do efluente provem da
contribuicao de compostos com massa molecular superior a 5.000Da. Para o COT es-
sa contribuicao e menor, da ordem de 30%. No entanto, para a cor, a contribuicao dos
compostos de alta massa molecular, acima de 5.000 Da, e significativa, da ordem de
65%. A massa molecular de 5.000 Da, a menor investigada no fracionamento, correspon-
de a moleculas organicas grandes, para exemplificar, essa massa corresponde a cerca de
28 moleculas de glicose agrupadas. Talvez, se utilizada uma membrana de corte menor
(2.000 Da), a ultrafiltracao poderia ser uma boa tecnica para o tratamento do chorume,
desde que fluxos adequados de permeado fossem obtidos.
De acordo com alguns trabalhos da literatura e importante considerar o tipo de materi-
al da membrana, para obter melhor desempenho no processo. BOHDZIEWICZ et al. [99]
empregaram tres tipos de membranas: cloreto de polivinila, polisulfona e acetato de celu-
lose no processo de ultrafiltracao, utilizando chorume com caracterısticas recalcitrantes.
Apos o tratamento biologico o melhor resultado quanto a fluxo de permeacao do chorume
foi obtido com uma membrana de polisulfona.
A experiencia com o tratamento biologico nao foi boa para BOHDZIEWICZ et al.[99]
pois apresentou uma pequena remocao de 6,7% de DQO, apresentando valores elevados
para todos os outros parametros analisados. Empregando o processo de ultrafiltracao
na sequencia do tratamento, observou-se melhora nos resultados, mas o pH e o teor de
materia organica dissolvida continuaram elevados. Somente com a posterior aplicacao de
um tratamento de oxidacao quımica foi obtida a remocao da DQO.
Os dados apresentados na literatura sugerem que os processos com membranas, po-
dem ser muito eficientes para o tratamento de chorumes com caracterısticas recalcitrantes.
73
Conforme ja comentado, neste trabalho foram obtidas apreciaveis remocoes de cor e
DQO para a permeacao em membrana de 5.000Da.
4.5 Arraste da amonia das amostras fracionadas emmembranas
O metodo fısico-quımico mais comum para remocao de amonia do chorume e o arraste
por ar.
O objetivo principal do emprego deste processo de tratamento foi remover a amonia
presente no chorume apos o tratamento primario, visto que o teor de nitrogenio amoniacal
ainda apresentava-se muito elevado, podendo contribuir para a alta toxicidade do efluente.
O arraste com ar aplicado as amostras do chorume fracionado por membranas contribuiu
para uma significativa remocao da amonia, enquanto os demais parametros permaneceram
praticamente inalterados, conforme se constata da comparacao dos resultados expressos
nas Figuras 4.8 e 4.9 com dados da Tabela 4.10. Cabe ressaltar que durante o arraste
ocorre evaporacao da agua e concentracao da amostra. Os valores constantes da Tabela
4.10 foram corrigidos em funcao da variacao de volume da amostra durante o teste.
Tabela 4.10: Valores dos parametros fısico-quımicos analisados nos permeados apos o
arraste da amonia
Parametro Amostra 1 Amostra 2
50.000 Da 20.000 Da 5.000 Da 50.000 Da 20.000 Da 5.000 Da
DQO (mg/L) 1840 1080 1420 1750 1590 1430
COT (mg/L) 607 442 562 860 416 570� � ��� �� (mg/L) 5,0 2,9 1,2 1,5 0,8 2,0
Cor (mg PtCo/L) 1430 608 NC � 1292 580 730
NC � - Nao foi calculado
Conforme anteriormente comentado, praticamente nao houve remocao de DQO e
COT no processo de arraste (Tabela 4.10 e Figuras 4.8 e 4.9). Alguma remocao de cor foi
observada para o chorume permeado proveniente da segunda amostragem, em particular,
para os permeados das membranas de maior corte (50.000 e 20.000 Da).
MARTTINEN et al. [42] alcancaram 93% de remocao de amonia para um chorume
que apresentava alta concentracao inicial. Esta remocao significativa ocorreu em pH 11.
74
A remocao de DQO foi muito baixa, entre 4-21% indicando assim pouca volatilizacao de
compostos organicos.
Experimentos de arraste com ar feitos por LIAO et al. [100] apresentaram remocao de
90,3% de amonia, em 7h de operacao com pH 11,5 a� � �
C com efluente de suinocultura.
A fim de eliminar a possibilidade da amonia estar contribuindo para a toxicidade
do chorume, ela foi reduzida a valores abaixo de 5mg/L, limite este determinado pela
Resolucao CONAMA� �
20 [81] para que um efluente industrial possa ser lancado no
corpo receptor. O comportamento, ou ainda, a cinetica de remocao da amonia observada
experimentalmente encontra-se ilustrada na Figura 4.10.
a) Pre-Tratado b) Permeado-Membrana de 50.000Da
c) Permeado-Membrana de 20.000Da d) Permeado-Membrana de 5.000Da
Figura 4.10: Variacao do teor de amonia no decorrer do ensaio de arraste com ar para ochorume pre-tratado e posteriormente fracionado em membranas com diferentes cortes
Dos graficos da Figura 4.10 observa-se uma tendencia de se atingir o limite de des-
carte de amonia mais rapidamente para os permeados das membranas, o que ocorre em
praticamente 48 horas.
75
4.6 Toxicidade
A concentracao de componentes inorganicos do chorume e muito alta, sendo talvez a
principal responsavel pela toxicidade. Levando em consideracao as condicoes do corpo
receptor, esta toxicidade ira afetar organismos que sao produtores primarios, componentes
do fitoplancton, que constituem o elemento basico da cadeia alimentar, transformando a
materia inorganica em organica, para alimentar outros organismos.
Um grande ecologista (Elton, 1927) instituiu o ”princıpio do tamanho trofico”que de-
fine o conceito da piramide dos numeros, onde os organismos se dispoem em quantidade
e classes, estando os animais maiores proximos do fim da cadeia. A cadeia alimentar ou
cadeia trofica e formada por uma serie de organismos desde os produtores ate os consu-
midores finais [101, 102]. Portanto, pode ocorrer a concentracao de toxicos ao longo da
cadeia, fenomeno denominado bioacumulacao.
Os representantes da cadeia trofica empregados neste estudo estao representados na
Figura 4.11.
PLANCTON
FITOPLANCTON
NÉCTON
(Consumidores terciários)
(Consumidores secundários)
(Produtores primários)
Figura 4.11: Piramide representativa dos organismos em determinados nıveis troficos,
destacando-se aqueles utilizados neste trabalho
Na literatura ha poucos trabalhos que correlacionam a tratabilidade dos efluentes com
a sua toxicidade, a grande maioria dos trabalhos aborda principalmente a toxicidade do
efluente final e seu possıvel impacto no corpo receptor.
E importante ressaltar que este estudo nao produziu resultados suficientes para avaliar
a cadeia trofica do corpo receptor que recebe o chorume, porque para obter essas impor-
76
tantes informacoes seria necessario avaliar tanto a toxicidade aguda como a toxicidade
cronica por um certo perıodo de tempo no corpo receptor. No entanto, este estudo pode
contribuir para a escolha dos organismos que poderiam dar uma resposta adequada num
trabalho futuro mais completo, que podera informar as reais condicoes da poluicao gerada
por este efluente.
Estudos tem demonstrado que nem sempre os resultados obtidos das analises fısico
quımicas podem ser comparados com os dados apresentados nos testes de toxicidade. Os
resultados obtidos neste trabalho procuram levar em conta tanto dados fısico-quımicos
como os resultados dos bioensaios de toxicidade.
4.6.1 Efluente Bruto
A toxicidade do chorume bruto retrata as condicoes em que se encontrava o percola-
do gerado no aterro de Gramacho durante os perıodos de amostragem. Na Tabela 4.11
encontram-se os resultados obtidos nos testes de toxicidade realizados em laboratorio.
Tabela 4.11: Resultados dos testes de toxicidade aplicados as amostras de chorume bruto
Amostra Microtox Daphnia Artemia B.rerio
CE50(%) CE50(%) CL50(%) CL50(%)
� � Coleta 15,02 2,26 11,89 2,24�
� Coleta 11,27 2,04 25,58 2,24
A fase metanogenica propicia condicoes, para reducao do oxigenio a nıveis muito
baixos, favorecendo o aparecimento dos microorganismos anaerobios responsaveis pela
producao de � � � e��� �
, sendo que o��� �
tem um poder muito toxico para quase todos
os animais superiores [103].
Dentre os inumeros compostos presentes no chorume que podem causar toxicidade, a
amonia merece destaque, porque apresenta-se em altas concentracoes.
Em alguns estudos foi verificado o aumento da toxicidade causada pela amonia, que
na forma livre e mais toxica, enquanto que na forma ionica��� �� e levemente toxica para
maioria dos organismos [88, 76, 104].
A amonia e a alcalinidade sao fatores importantes que contribuem para a toxicidade
do chorume como evidenciam alguns resultados encontrados na literatura ( CLEMENT
et al., 1996 apud PIRBAZARI et al. [105]).
77
Os dados da Tabela 4.11 evidenciam a elevada toxicidade do chorume para todos os
organismos testados, apos 48 h de exposicao. No que se refere ao organismo Brachydanio
rerio a toxicidade foi muito elevada, o teste e expresso em 48 h, porem, podendo ser
estendido ate 96h, e vale ressaltar que os organismos morreram nas primeiras horas de
exposicao. Embora seja um organismo dulcıcula, este peixe pode ser considerado tambem
como um organismo estuarino. Os testes com este organismo foram padronizados pela
FEEMA, com salinidade determinada em 5g/L.
Uma outra resposta muito toxica apresentada por este percolado foi observada pa-
ra o organismo Daphnia similis, o que ja era esperado, pois trata-se de um organismo
dulcıcula, muito sensıvel, que nao suporta alta salinidade.
Vale ressaltar que esse teste foi realizado para se ter uma ideia das consequencias que
o chorume pode trazer para os rios, levando-se em conta que no Brasil os rios sao os
cursos que mais recebem este tipo de efluente. Cabe tambem alertar para o impacto que
o percolado gerado em Gramacho possa ter causado, antes da construcao de uma barreira
de contencao de argila, para os dois rios mais proximos ao aterro que sao o Iguacu e o
Sarapuı.
Para confirmar se o efeito toxico causado com o organismo Daphnia similis foi provo-
cado pela salinidade, foram realizados novos testes com correcao da salinidade. Surpre-
endentemente os resultados foram identicos aos obtidos sem a correcao, como ilustrado
na Tabela 4.12. Portanto, comprovou-se que a toxicidade do chorume bruto para Daphnia
nao foi causada somente pela salinidade. A norma da FEEMA estabelece que a sensibili-
dade deste organismo permanece ate 5g/L (salinidade). Nos testes efetivados trabalhou-se
com concentracao maxima de 3g/L, para nao atingir o limite maximo de tolerancia do or-
ganismo teste.
Tabela 4.12: Resultados de toxicidade por Daphnia similis empregando-se correcao de
salinidade para o chorume bruto
CE50% CENO (%) CEO (%) Efeito (%) GRAU DE (%) CLASSIFICACAO
TOXICIDADE DA AMOSTRA
2,05 1 2 100 MT* Pessimo
* - Muito Toxica
Estudos ja realizados revelaram que o organismo Daphnia foi mais sensıvel aos com-
postos inorganicos presentes no chorume, do que bacterias e peixe, exceto para mercurio,
arsenio e cobalto que foram muito toxicos para todos os organismos testados [76, 80].
78
Alguns autores relatam que a presenca de nıveis elevados de cloretos, potassio, calcio,
magnesio, sodio e metais pesados tornam os efluentes potencialmente toxicos [88, 71].
SVENSON et al. [106] observaram que os metais Zn,Pb e Cu, e elementos como
o enxofre foram indicados como causadores do efeito toxico nos testes realizados com
Microtox.
O organismo Artemia salina que tambem e um microcrustaceo, so que de origem
marinha, nao apresenta valor limite para salinidade, exigindo um mınimo de 6g/L . Este
organismo teve uma melhor resposta a toxicidade do chorume, apresentando na segunda
coleta um resultado cerca de duas vezes melhor do que na primeira Tabela 4.11.
Para o sistema Microtox foram obtidos resultados similares em ambas as coletas. Este
teste foi realizado com bacterias bioluminescentes de origem marinha, portanto resistente
a salinidades entre 10 e 40 g/L. Porem, e sabido que essas bacterias sao muito sensıveis
as variacoes (muito pequenas) na salinidade no efluente.
A matriz organica, constituıda por inumeros compostos distintos, pode contribuir pa-
ra a toxicidade. PIRBAZARI et al. [105] observaram um marcante efeito da materia
organica na toxicidade do chorume.
Esta consideracao pode ser perfeitamente valida para este efluente, pois ele esta cons-
tituıdo de materia organica altamente recalcitrante.
A Figura 4.12 ilustra os resultados mostrados na Tabela 4.11 . Os organismos de agua
doce, evidentemente, foram os mais afetados, mas pode-se afirmar que o efeito toxico do
efluente foi forte para todos os organismos testados para os dois perıodos amostrados.
79
Figura 4.12: Resultados de toxicidade do chorume bruto para os diferentes organismos
testados.
4.6.2 Efluente Pre-tratado
Os testes de coagulacao/floculacao promoveram uma diminuicao da toxicidade para
os organismos Daphnia, Artemia e Brachydanio rerio. Entretanto, um resultado inverso
foi observado para o Microtox, como mostrado na Tabela 4.13. A Figura 4.13 ilustra os
resultados obtidos para os diferentes organismos testados.
80
Tabela 4.13: Resultados dos testes de toxicidade aplicados as amostras de chorume pre-
tratado
Amostra Microtox Daphnia Artemia B.rerio
CE50(%) CE50(%) CL50(%) CL50(%)
� � Coleta 0,3 6,42 17,44 7,07�
� Coleta�
2,78 32,21 7,07
�- Toxicidade muito elevada (nao passıvel de calculo)
Figura 4.13: Comportamento da toxicidade do chorume pre-tratado para os diferentes
organismos
O organismo Daphnia similis foi ainda muito afetado pelo chorume, mesmo pre-
tratado. A correcao de salinidade tambem foi feita neste caso, observando-se uma reducao
da toxicidade. Para o chorume pre-tratado observou-se CE50 de 6,42%, no entanto, quan-
do corrigida a salinidade a melhora foi tao significativa que impediu a expressao dos re-
sultados atraves desse parametro. Empregou-se, entao, o efeito toxico observado, que no
caso foi de 40%, indicativo de um alto grau de toxicidade, conforme indicado na Tabela
4.14.
81
Tabela 4.14: Resultado de toxicidade para Daphnia similis com correcao da salinidade do
chorume pre-tratado
CE50% CENO (%) CEO (%) Efeito (%) GRAU DE (%) CLASSIFICACAO
TOXICIDADE DA AMOSTRA
3 4 40 AIT* Regular
* - Alto Indıcio de Toxicidade
Cabe ressaltar que, em geral, o efluente pre-tratado apresentou-se menos toxico do que
o bruto e que a melhora alcancada neste tratamento, ressaltada pelos parametros fısicos-
quımicos, tambem se refletiu nos resultados de toxicidade. O confronto dos resultados de
toxicidade para o chorume bruto e o pre-tratado encontra-se ilustrado nas Figuras 4.14 e
4.15.
Figura 4.14: Variacao da toxicidade para primeira amostragem
82
Figura 4.15: Variacao da toxicidade para segunda amostragem
BERTOLETTI [107] relatou que pode-se esperar uma variacao na toxicidade de eflu-
entes industriais com a mudanca do pH, particularmente se uma substancia toxica esta
sujeita a ionizacao. Os resultados para amostras com diferentes pHs originais, foram
ajustadas para o pH neutro antes de serem submetidas ao teste de toxicidade e verificou-
se que, em 38% dos casos a toxicidade manteve-se inalterada apos o ajuste do pH; em
52% dos casos houve uma reducao, no entanto, duas amostras mostraram-se mais toxicas
do que as amostras originais, para o organismo teste Daphnia similis. Vale ressaltar que
o pH padronizado para os testes de toxicidade deve obdecer os limites impostos pela
legislacao, e se o ajuste conferir maior toxicidade outras maneiras para solucionar o pro-
blema deverao ser estudadas.
Substancias que tem a sua toxicidade alterada pelo pH podem se apresentar em eleva-
dos teores a medida que o pH diminui. Isto e verificado para certos metais como Al, Hg
e Mg, que se apresentaram com teores muito elevados apos o tratamento primario, que
promoveu alteracao no pH do efluente.
E possıvel, segundo MUNKITTRICK et al. [76], SWEET e MEIER [108] que a
bacteria usada nos teste Microtox, estando na forma liofilizada, mostre um aumento de
sensibilidade, podendo apresentar facilidade para que certos compostos toxicos penetrem
em sua parede celular.
O teste utilizando o sistema Microtox apresentou resultado altamente toxico para o
efluente, isto pode ter ocorrido devido ao aumento dos teores de alguns metais (Al, prin-
83
cipalmente) observado no efluente apos o processo de coagulacao/floculacao.
4.6.3 Efluente Ozonizado
Metodos de tratamento, nos quais o chorume e modificado quimicamente por ajuste
de pH ou uso de reagente oxidante, podem causar mudancas inesperadas na toxicidade.
Relacionar a toxicidade do chorume com a medida da DQO e mais difıcil do que com
o teor de amonia, que como ja se sabe e toxica para a maioria dos organismos. O valor
da DQO reflete a presenca de diferentes substancias, que podem ser responsaveis pela
diferenca na sensibilidade apresentada pelas diferentes especies de organismos testados.
A excessiva adicao de produtos quımicos, por metodos padronizados como a oxidacao
e a coagulacao, promove a clarificacao do efluente, mas contribui para o aumento da
toxicidade [75].
Apesar da diferenca de sensibilidade dos organismos, os resultados obtidos apos a
ozonizacao apresentaram uma melhora consideravel na toxicidade, de acordo com os va-
lores apresentados na Tabela 4.15.
Tabela 4.15: Resultados de toxicidade obtidos com o chorume pre-tratado e ozonizado
em diferentes condicoes
Dosagens de Microtox CE50% Daphnia CE50% Artemia CL50% B. rerio CL50%
Ozonio Am1 Am2 Am1 Am2 Am1 Am2 Am1 Am2
0,1 � � ��� 1,18 3,35 7,88 2,45 19,6 29,8 9,25 13,24
0,5 � � ��� 1,33 2,15 6,13 2,58 26,0 37,35 11,07 10,79
1,5 � � ��� 0,41 1,95 6,30 3,60 29,46 32,77 11,07 14,48
3,0 � � ��� 0,37 1,56 6,30 4,46 43,04 33,36 15,87 14,48
Para as diferentes dosagens de ozonio aplicadas neste trabalho, as bacterias foram
os organismos mais sensıveis quanto a toxicidade. Houve um decrescimo da CE50 nos
testes com Microtox, apresentando-se o efluente mais toxico quando maiores dosagens de
ozonio foram empregadas (1,5 e 3,0 g � � /L), como indicado na Tabela 4.15.
Para Daphnia, Artemia e Brachydanio rerio observou-se um resultado inverso. O
acompanhamento da toxicidade revelou uma tendencia de diminuicao com o aumento na
dosagem de ozonio, com certa estabilidade para as maiores dosagens aplicadas.
84
Os resultados obtidos com as amostras ozonizadas para Daphnia similis mostrados
na Tabela 4.16, comprovaram uma melhora obtida com este tratamento quando houve
ajuste da salinidade. Neste caso as dosagens de ozonio referentes a 1,5 e 3,0 g � � /L so
apresentaram indıcios de toxicidade. Os resultados relativos ao parametro efeito toxico
encontram-se ilustrados na Figura 4.16.
Tabela 4.16: Avaliacao global da toxicidade do chorume pre-tratado e ozonizado (dife-
rentes dosagens) para Daphinia similis. Amostras com salinidade corrigida (�
� Amostra-
gem).
Amostra CE50% CENO (%) CEO (%) Efeito (%) GRAU DE (%) CLASSIFICACAO
TOXICIDADE DA AMOSTRA
0,1 � � ��� 4,6 3 4 68 T* Pessimo
0,5 � � ��� 3,7 1 2 68 T* Pessimo
1,5 � � ��� 4 5 12 BIT** Bom
3,0 � � ��� 3 4 36 AIT* Regular
* - Toxica
* - Baixo Indıcio de Toxicidade
** - Alto Indıcio de Toxicidade
85
Figura 4.16: Resposta do parametro efeito toxico para amostras ozonizadas em diferentes
condicoes (�
� amostragem)
Nos testes com peixe, a mortalidade foi observada antes mesmo de 24 horas, as demais
leituras mantiveram o resultado, ou seja, o efeito resulta nas primeiras horas.
A ozonizacao do chorume contribuiu para uma certa reducao de sua toxicidade em
relacao ao chorume simplesmente pre-tratado. Para os organismos B.rerio e Artemia a
ozonizacao, mesmo com baixa dosagem (0,1 � � � � � ), promoveu reducao da toxicidade.
Os valores da CE50% se alteraram de 7,07 para 9,25, de 17,44 para 19,60 (amostra 1),
para B.rerio e Artemia, respectivamente.
Para Daphnia o parametro efeito toxicoobservado foi de 40% para o chorume pre-
tratado e 68% para o ozonizado com 0,1 � � � � � , indicando um aumento da toxicidade
com a ozonizacao. No entanto, para as maiores dosagens o efeito observado caiu para 12
e 36% Figura 4.16.
Como comentado, e difıcil saber que compostos organicos contribuem para a toxici-
dade do chorume. Estudos feitos por BOHME et al. [89] e MARTTINEM et al. [42]
empregando cromatografia, revelaram que a ozonizacao foi efetiva para degradar hidro-
carbonetos poli-aromaticos e clorofenois presentes no chorume.
4.6.4 Efluente Fracionado
Os permeados obtidos por fracionamento em membranas apresentaram menor efeito
toxico observado nos testes com Microtox e com o microcrustaceo Artemia salina.
86
Para a bacteria do teste Microtox, os dados da Tabela 4.17 indicam que os compostos
de menor massa molecular contribuem mais para a toxicidade do que os de maior massa.
Para Artemia, os resultados de CL50% sao proximos em todas as fracoes permeadas,
no entanto, o simples fracionamento na membrana de corte 50.000 Da ja proporcionou
uma reducao da toxicidade em relacao ao chorume pre-tratado (CL50 passou de 17,44
(Amostra1) e 32,21 (Amostra2) para 39.06 (Amostras 1 e 2)). Portanto, pode-se supor
que ha compostos de alto peso molecular ( � � ��� ����� � � ) conferindo alguma toxicidade ao
chorume.
Para Daphnia os resultados foram inesperadamente piores, ou seja, os valores de CE50
das diversas fracoes diminuıram muito em relacao aos valores obtidos para o efluente
pre-tratado. Esses resultados, de difıcil interpretacao, mostram como efeitos antagonicos
podem ser observados, dependendo do organismo empregado no teste de toxicidade.
Tabela 4.17: Toxicidade avaliada nos permeados obtidos nos processos de permeacao
com membranas
Permeado Microtox CE50% Daphnia CE50% Artemia CL50%
Am1 Am2 Am1 Am2 Am1 Am2
50.000 Da 15,51 13,24 7,04 0,51 39,06 39,06
20.000 Da 6,82 8,85 0,32 0,32 41,91 39,85
5.000 Da 5,35 5,71 0,32 0,32 35,93 28,42
A complexidade do chorume, dificulta uma analise conclusiva dos resultados, tendo
em vista que efeitos sinergicos poderam estar presentes.
LAGE [38] evidenciou que membranas com corte de 50.000 e 20.000 Da, removem
praticamente todos os compostos que possuem alto peso molecular, mas os cloretos, que
afetam particularmente Daphnias, permeiam livremente pela membrana.
Segundo CARLSON-EKVALL e MORRISON [71] a presenca de ıons cloreto con-
tribui para o aumento da toxicidade, determinada no teste com Microtox, pois ocorre
diminuicao de emissao de luz quando este ıon esta presente em grande quantidade na
amostra, devido a formacao de complexos com ıons de metais dissolvidos.
De acordo com a literatura o cloreto pode ser um dos causadores da toxicidade no
permeado obtido neste processo de tratamento.
MUNKITTRICK et al. [76] verificaram que os testes realizados com Microtox apre-
sentaram maior sensibilidade para certas formulacoes comerciais, como os herbicidas e
87
pesticidas do que para substancias quımicas isoladas. Analises com Microtox apresenta-
ram maior toxicidade para o chorume do que para compostos quımicos puros.
O mesmo comportamento se repetiu para o organismo Daphnia similis quando sub-
metida, ao ajuste de salinidade, conforme mostrado na Tabela 4.18. Os resultados de
CE50 nela apresentados, quando confrontados com os da Tabela 4.17 (�
� amostragem),
evidenciam que a toxicidade e alta e persiste mesmo apos o ajuste da salinidade.
Tabela 4.18: Toxicidade para Daphnia similis das diferentes fracoes permeadas apos o
ajuste da salinidade (�
� amostragem)
Amostra CE50% CENO (%) CEO (%) Efeito (%) GRAU DE (%) CLASSIFICACAO
TOXICIDADE DA AMOSTRA
50.000 Da 0,29 0,01 0,1 100 T* Pessimo
20.000 Da 0,32 0,1 1 100 T* Pessimo
5.000 Da 0,34 0,1 1 100 T* Pessimo
* - Toxica
4.6.5 Permeados submetidos ao arraste com ar para remocao de
amonia
Na Tabela 4.19 encontram-se os resultados obtidos nos ensaios de toxicidade reali-
zados com os efluentes que passaram pelo processo de arraste da amonia, para os orga-
nismos: bacteria Vibrio fisheri (Sistema Microtox) e microcrustaceos Daphnia similis e
Artemia salina. Cabem as seguintes observacoes:
i) houve significativa reducao da toxicidade para Artemia, com drastica reducao do efeito
toxico para os permeados;
ii) para Daphnia similis praticamente nao houve reducao de toxicidade em relacao as
amostras nao submetidas ao arraste;
iii) para o Microtox tambem quase nao houve alteracao nos nıveis de toxicidade.
Nao foram feitos testes com B.rerio por insuficiencia de volume de amostra.
88
Tabela 4.19: Resultados de toxicidade para amostras permeadas e submetidas ao arraste
com ar (primeira e segunda amostragens)
Permeado Microtox CE50% Daphnia CE50% Artemia Efeito%
Am1 Am2 Am1 Am2 Am1 Am2
50.000 Da 18,2 5,57 7,75 3,05 11 0
20.000 Da 6,7,67 6,57 0,32 1,36 24 0
5.000 Da 6,57 3,95 0,29 0,33 53 15
Apesar dos efluentes fracionados apresentarem valores de amonia que se enquadram
na legislacao CONAMA� �
20 [81] (5,0 mg/L), estes nao foram suficientes para eliminar
a toxicidade das amostras, com excecao da acao toxica para o organismo Artemia salina.
Os efeitos da salinidade sobre o organismo Daphnia similis, nao foram significativos
neste tratamento, como mostram os resultados na Tabela 4.20.
Tabela 4.20: Toxicidade dos permeados para Daphnia similis apos o ajuste de salinidade
Amostra CE50% CENO (%) CEO (%) Efeito (%) GRAU DE (%) CLASSIFICACAO
TOXICIDADE DA AMOSTRA
50.000 Da 3,8 2 3 88 T* Pessimo
20.000 Da 0,65 0,1 1 100 T* Pessimo
5.000 Da 0,32 0,1 1 100 T* Pessimo
* - Toxica
De todos os ensaios evidencia-se que nao se pode atribuir a amonia, isoladamente, a
causa da toxicidade do efluente. A toxicidade do chorume tem sido pouco correlacionada
com a concentracao de amonia e a DQO, no entanto, a remocao conjunta destes dois
parametros parece reduzir a toxicidade do chorume.
Esta hipotese orientou o trabalho desenvolvido por MARTTINEN et al. [42], que em
seu experimento para remocao da amonia por arraste com ar, verificou que o chorume
apresentou uma toxicidade mais elevada para Daphnia, mesmo quando cerca de 89% de
amonia havia sido removida. A justificativa para o efeito toxico observado nesse experi-
mento foi atribuıda ao ajuste de pH, que foi aumentado para 11. Esta variacao pode ter
89
causado alguma mudanca reversıvel no conteudo organico do chorume e com isso rendido
alguns constituintes no chorume mais toxicos para Daphnia.
No presente trabalho os resultados foram diferentes dos obtidos por alguns autores,
mas a justificativa citada acima pode ser perfeitamente plausıvel, visto que a alteracao de
pH pode provocar mudancas na matriz organica e inorganica do efluente.
Os resultados para o microcrustaceo Artemia salina apos o fracionamento (efeito
toxico) sao absolutamente menores do que para as amostras fracionadas sem remocao
da amonia, mostrando que o arraste fez com que houvesse uma diminuicao consideravel
nos valores de toxicidade. Houve reducao relevante nos valores de CL50, principalmente
na amostra fracionada em uma membrana de 50.000Da, como mostra a Tabela 4.21, cujos
resultados estao expressos em relacao ao efeito toxico observado (em porcentagem), ou
seja, a razao entre o total de organismos afetados pelo total de organismos testados. Baixo
indıcio de toxicidade foi obtido para o permeado da membrana com corte equivalente a
20.000Da. O permeado da membrana com corte de 5.000Da mostrou-se toxico para Arte-
mia salina, mas ainda assim, o arraste da amonia promoveu uma reducao do efeito toxico
para esse efluente.
Tabela 4.21: Resultados de toxicidade para Artemia salina expressos em termos de diver-
sos parametros
Artemia salina�
� Amostragem
Amostra CE50% CENO (%) CEO (%) Efeito (%) GRAU DE (%) CLASSIFICACAO
TOXICIDADE DA AMOSTRA
50.000 Da 0 NT* Excelente
20.000 Da 30 50 23 BIT** Bom
5.000 Da 66,71 10 30 53 T*** Ruim
Artemia salina � � Amostragem
Amostra CE50% CENO (%) CEO (%) Efeito (%) GRAU DE (%) CLASSIFICACAO
TOXICIDADE DA AMOSTRA
50.000 Da 0 NT* Excelente
20.000 Da 0 NT* Excelente
5.000 Da 50 70 15 BIT** Bom
* - Nao Toxica
* - Baixo Indıcio de Toxicidade
** - Toxica
90
4.6.6 Efluente pre-tratado submetido ao arraste com ar para
remocao de amonia
Os melhores resultados com relacao a toxicidade, com o emprego da tecnica de ar-
raste, foram obtidos para o efluente pre-tratado por coagulacao/floculacao, para o qual a
toxicidade foi totalmente eliminada para certos organismos, conforme indicam os resul-
tados apresentados na Tabela 4.22.
Tabela 4.22: Resultados da toxicidade para o efluente pre-tratado e submetido ao arraste
com ar.
Microtox CE50% Daphnia CE50% Artemia Efeito%
Am1 Am2 Am1 Am2 Am1 Am2
29,67 36,21 13,97 11,35 0 4
Esses resultados, obtidos para o efluente pre-tratado, podem ser considerados surpre-
endentes, pois a remocao de toxicidade foi significativa. A CE50 para Daphnia prati-
camente dobrou e houve tambem um aumento muito expressivo deste parametro para
o ensaio Microtox. Para Artemia salina os resultados foram muito bons, so tendo sido
possıvel calcular o efeito observado. Os resultados para este organismo encontram-se
detalhados na Tabela 4.23.
Tabela 4.23: Resultados da toxicidade para Artemia salina determinados para o chorumepre-tratado e submetido ao arraste com ar.
Artemia salina�
� AmostragemCE50% CENO (%) CEO (%) Efeito (%) GRAU DE (%) CLASSIFICACAO
TOXICIDADE DA AMOSTRA
0 NT* ExcelenteArtemia salina � � Amostragem
CE50% CENO (%) CEO (%) Efeito (%) GRAU DE (%) CLASSIFICACAO
TOXICIDADE DA AMOSTRA
50 70 4 NT* Excelente
*- Nao Toxico
Os resultados obtidos para Daphnia similis, quando efetivada a correcao de salinidade,
foram excelentes, conforme indicado na Tabela 4.24.
91
Tabela 4.24: Resultados de toxicidade para Daphnia similis com amostras do efluente
pre-tratado e submetido ao arraste com ar. Amostras com salinidade corrigida.
CE50% CENO (%) CEO (%) Efeito (%) GRAU DE (%) CLASSIFICACAO
TOXICIDADE DA AMOSTRA
5 0 NT* Excelente
*- Nao Toxico
Neste caso (chorume pre-tratado), a contribuicao da amonia para a toxicidade pare-
ce evidente. O mesmo efeito, porem nao foi observado para os permeados do efluente
pre-tratado submetidos ao arraste. E difıcil encontrar explicacoes para esses resultados
somente com base nos dados experimentais coletados. No entanto, pode-se refletir sobre
algumas causas para essa diferenca de resultados.
O fracionamento removeu substancias de alta massa molecular, que poderiam interagir
com ıons presentes no chorume (inclusive o ıon amonio), alterando o equilıbrio ionico da
fase lıquida, com consequente efeito na toxicidade.
Outra possıvel influencia, refere-se ao efeito de consecutivas alteracoes do pH das
amostras, o que pode provocar alteracoes na matriz dos componentes do efluente. Assim,
o chorume pre-tratado e submetido ao arraste teve o seu pH ajustado tres vezes ate o ajuste
para o teste de toxicidade. Para os permeados do pre-tratado submetidos ao arraste, esse
ajuste teve quatro etapas. A variacao do pH previa ao teste de toxicidade pode alterar o
efeito da amonia e, consequentemente, o efeito toxico do chorume para os organismos
teste, como citado na literatura [88, 104].
4.7 Comentarios finais sobre os tratamentos realizados
Com a finalidade de sumarizar os resultados obtidos no conjunto amplo de testes efe-
tuados, encontram-se nas Tabelas 4.25 e 4.26 os principais parametros monitorados e os
respectivos valores, para as amostragens 1 e 2, respectivamente.
92
Tabela 4.25: Sumario dos principais parametros monitorados nos diversos tratamentos( � �
amostragem)
Parametros Monitorados (Amostra1)
Efluentes DQO COT � ���� Cor Microtox Daphnia Artemia B.rerio
( ����� � ) ( ����� � ) ( ����� � ) ( ������� � � � ) CE50(%) CE50(%) CL50(%)
(Efeito)
CL50(%)
Ch.Bruto 3455 815 802 5250 15,02 2,26 11,89 2,24
Ch.Pre-Tratado 2670 690 * 1550 0,3 6,42 17,44 7,07
Ch.Ozonizado 3025 647 * 930 1,18 7,88 19,55 9,25
(0,1 ��� � )
Ch.Ozonizado 2955 686 * 500 1,33 6,13 26,02 11,07
(0,5 ��� � )
Ch.Ozonizado 2630 856 * 300 0,41 6,3 29,46 11,07
(1,5 ��� � )
Ch.Ozonizado 1970 762 * 250 0,37 6,3 43,04 15,87
(3,0 ��� � )
Permeado 1850 845 1679 1520 15,51 7,04 39,06 *
50.000Da
Permeado 1310 492 1296 630 6,82 0,32 41,91 *
20.000Da
Permeado 1250 485 1515 540 5,35 0,32 35,93 *
5.000Da
Arraste c/ ar 1840 807 4,94 1430 18,15 7,75 (0 � 100) *
50.000Da
Arraste c/ ar 1080 442 2,91 608 7,67 0,32 (23 � 100) *
20.000Da
Arraste c/ ar 1420 560 1,19 * 6,57 0,29 66,71 *
5.000Da
Arraste c/ ar 2480 841 1,0 2275 29,97 13,97 (0 � 100) *
e Pre-Tratado
* - Nao Calculado
93
Tabela 4.26: Sumario dos principais parametros monitorados nos diversos tratamentos(�
�
amostragem)
Parametros Monitorados (Amostra2)
Efluentes DQO COT � ���� Cor Microtox Daphnia Artemia B.rerio
( ����� � ) ( ����� � )
( ����� � )
( ��� ��� � � � ) CE50(%) CE50(%) CL50(%)
(Efeito)
CL50(%)
Ch.Bruto 3470 1001 754 6925 11,27 2,04 25,58 2,24
Ch.Pre-Tratado 2530 757 * 2225 0 2,78 32,21 7,07
Ch.Ozonizado
(0,1 ��� � )
2900 898 * 1480 3,35 2,45 29,80 13,24
Ch.Ozonizado
(0,5 ��� � )
3310 957 * 890 2,15 2,58 37,35 10,79
Ch.Ozonizado
(1,5 ��� � )
2710 968 * 540 1,95 3,6 32,77 14,48
Ch.Ozonizado
(3,0 ��� � )
1190 845 * 200 1,56 4,46 33,36 14,48
Permeado
50.000Da
1900 898 1451 2160 13,24 0,51 39,06 *
Permeado
20.000Da
1670 629 1394 2040 8,85 0,32 39,85 *
Permeado
5.000Da
1480 576 1591 790 �������� 0,32 28,42 *
Arraste c/ ar
50.000Da
1750 860 1,45 1292 5,57 3,05 0 � 100 *
Arraste c/ ar
20.000Da
1590 416 0,80 580 6,57 1,36 0 � 100 *
Arraste c/ ar
5.000Da
1430 570 1,96 730 3,95 0,33 15 � 100 *
Arraste c/ ar e
Pre-Tratado
2990 1084 3,91 3100 36,21 11,35 2 � 100 *
* - Nao Calculado
94
Alguns comentarios podem ser feitos relativamente aos processos de tratamento in-
vestigados.
No tocante a remocao de materia organica (DQO e COT) houve uma pequena, mas
apreciavel, contribuicao do pre-tratamento (coagulacao � floculacao). A ozonizacao,
por sua vez, contribuiu pouco para a reducao da materia organica, obtendo-se resul-
tados mais expressivos para a DQO quando condicoes mais elevadas de dosagem de
ozonio foram empregadas (3,0 ��� � ). A tecnica de ultrafiltracao foi a mais efetiva
para a remocao da materia organica, obtendo-se bons resultados quando utilizada
uma membrana de 20.000Da, que assegura um bom compromisso em termos de
fluxo de permeado e eficiencia. Na Figura 4.17 estao mostrados os valores de DQO
dos efluentes obtidos com diversas tecnicas de tratamento.
Figura 4.17: Valores da DQO do chorume submetido a diferentes tratamentos
�Chorume Bruto; � Chorume Pre-tratado;
�Chorume Ozonizado (3,0 � � ��� );
�Permeado na
membrana de 50.000Da; � Permeado na membrana de 20.000Da;�Permeado na membrana de
5.000Da
A amonia foi removida de modo muito intenso com a tecnica de arraste por ar, que
assegurou, no efluente tratado, nıveis sempre inferiores a 5 � ��� � . No entanto, o
emprego desta tecnica exige aumento significativo do pH e um tempo de operacao
95
razoavel. Ademais, essa tecnica transfere o poluente para a atmosfera, podendo ser
exigido tratamento da fase gasosa.
A cor foi removida em nıveis elevados por todas as tecnicas testadas. Evidente-
mente, a ozonizacao e o fracionamento por membranas foram muito efetivos para
tal finalidade.
Para a remocao da toxicidade, os melhores resultados foram obtidos para o chorume
pre-tratado (coagulacao � floculacao) e submetido ao arraste com ar para a remocao
da amonia. De um modo geral, os organismos testados tiveram respostas diferentes
em relacao a toxicidade do chorume tratado de diversas formas. Entretanto, todos os
tratamentos investigados contribuıram de algum modo para reducao da toxicidade,
como mostram as Figuras 4.18 a 4.20.
Figura 4.18: Resultados da Toxicidade nos diferentes tratamentos investigados na � �
amostragem
�Chorume Bruto; � Chorume Pre-tratado;
�Chorume Ozonizado (3,0 � � ��� );
�Permeado na
membrana de 50.000Da (B.rerio nao testado nessa avaliacao)
96
Figura 4.19: Resultados da toxicidade nos diferentes tratamentos investigados na�
� amos-
tragem
�Chorume Bruto; � Chorume Pre-tratado;
�Chorume Ozonizado (3,0 � � ��� );
�Permeado na
membrana de 50.000Da (B.rerio nao testado nessa avaliacao)
Figura 4.20: Resultados da toxicidade para os efluentes submetidos ao arraste de amonia
com ar em ambas as amostragens
�PA50.000-Permeado e submetido ao arraste com ar na membrana de 50.000Da; � PA20.000-
Permeado e submetido ao arraste com ar na membrana de 20.000Da;�PA5.000-Permeado e
submetido ao arraste com ar na membrana de 5.000Da;�PTA- Pre-Tratado e submetido ao arraste
97
com ar
Figura 4.21: Resultados do Efeito observado no teste de toxicidade para Artemia Salina
para os efluentes submetidos ao arraste de amonia nas duas amostragens
�PA50.000-Permeado e submetido ao arraste com ar na membrana de 50.000Da; � PA20.000-
Permeado e submetido ao arraste com ar na membrana de 20.000Da;�PA5.000-Permeado e
submetido ao arraste com ar na membrana de 5.000Da;�PTA- Pre-Tratado e submetido ao arraste
com ar
98
Capıtulo 5
CONCLUSOES E SUGESTOES
Como conclusoes deste trabalho, podemos observar as seguintes constatacoes:
Os dados obtidos neste trabalho revelaram que o chorume gerado no Aterro Me-
tropolitano de Gramacho apresenta um elevado teor de compostos recalcitrantes e
elevada toxicidade para todos os organismos testados.
O pre-tratamento do chorume pelo processo de coagulacao/floculacao promoveu
uma certa remocao da materia organica (de 23 a 27% da DQO e de 15 a 24% do
COT) e uma elevada remocao da cor desse efluente (da ordem de 70%). Como
era esperado, nao houve remocao significativa dos metais presentes no chorume.
Porem, a utilizacao de sulfato de alumınio no processo levou a um expressivo au-
mento do teor de Al no efluente tratado, que atingiu nıveis muito superiores ao
padrao de lancamento.
O pre-tratamento promoveu uma certa reducao da toxicidade do efluente para os
organismos Artemia salina e Brachydanio rerio.
A ozonizacao do chorume pre-tratado nao foi efetiva para remocao da materia
organica. Somente quando elevadas dosagens de ozonio foram empregadas (3 ��� � )
observou-se alguma remocao desses poluentes em termos de DQO (de 36 a 60%).
A remocao de cor foi muito efetiva nesse processo, atingindo-se nıveis de 80 a 90%
para as maiores dosagens de ozonio. Quanto a toxicidade foram observados efeitos
distintos para os diversos organismos testados. Para as dosagens elevadas de ozonio
houve reducao da toxicidade para Daphnia similis, Artemia salina e Brachydanio
rerio. No entanto, a toxicidade determinada no teste Microtox, em contraste com
as demais, aumentou no efluente ozonizado.
Observou-se apreciavel remocao de materia organica para o efluente permeado,
obtendo-se, em termos de DQO reducoes na faixa de 27 a 52%, com tendencia
crescente para as membranas de menor tamanho de corte. A remocao de cor foi
bastante efetiva para a membrana com corte de 5.000. Esses resultados indicam que
os composto de massa molar maior do que 5.000 Da contribuem significativamente
para o conteudo de materia organica e para a cor do efluente. No que se refere a
toxicidade, este parametro nao mostra uma tendencia clara de variacao nas diversas
fracoes de permeado testadas. Para os organismos Daphnia similis e para a bacteria
Vibrio fisheri (Microtox) houve uma aumento da toxicidade nas fracoes permea-
das. Para Artemia salina houve uma reducao da toxicidade em relacao ao chorume
pre-tratado, no entanto para os diferentes permeados houve uma leve tendencia de
aumento desse parametro com a diminuicao do tamanho de corte da membrana.
Para remover o alto teor de amonia presente no chorume, empregou-se a tecnica
do arraste com ar em pH elevado, visando a reducao da toxicidade do efluente.
Essa tecnica permitiu reduzir a concentracao de amonia para nıveis inferiores a 5
mg/L. O efluente pre-tratado submetido ao arraste com ar teve a sua toxicidade sig-
nificativamente reduzida. Observou-se que o efeito toxico para Artemia salina foi
nulo e para os demais organismos testados (Daphnia similis e Vibrio fisheri) houve
sensıvel aumento do parametro CE50. Para o chorume pre-tratado e posteriormente
fracionado em membranas, observou-se uma reducao marcante da toxicidade para
Artemia salina, em especial para o fracionado na membrana de 50.000 Da. Entre-
tanto, para Daphnia similis e Vibrio fisheri nao foi observada apreciavel reducao da
toxicidade.
Dos organismos testados para avaliar a toxicidade do chorume bruto ou tratado por
diversas tecnicas, a bacteria Vibrio fisheri (Microtox) mostrou-se o mais sensıvel.
Daphnia similis tambem mostrou-se muito sensıvel aos efluentes testados, mes-
mo quando houve a necessaria correcao de salinidade. O peixe Brachydanio rerio
foi menos afetado nos testes em que foi empregado. Trata-se de um organismo
muito adequado para o trabalho de laboratorio e representativo dos ecossistemas
aquaticos. O microcrustaceo Artemia salina foi o organismo menos afetado e per-
mitiu indicar que alguns dos tratamentos efetuados levaram a reducao total do efeito
toxico do efluente. Esses resultados evidenciam a importancia de se trabalhar com
100
diferentes organismos representativos da cadeia trofica, que podem apresentar res-
postas diferentes quanto a toxicidade dos efluentes.
Com vistas a continuidade deste trabalho, sao feitas as seguintes sugestoes:
Quanto ao tratamento do chorume sugere-se investigar uma combinacao das
tecnicas de precipitacao de metais, na forma de hidroxidos, conjugada com a
operacao de arraste da amonia com ar, visto que esses processos ocorrem em valores
elevados de pH. Evidentemente, o tratamento dos gases devera ser considerado.
Como foi observado, os compostos de alta massa molar presentes no chorume sao
responsaveis por grande parte da cor e da DQO ou COT desse efluente. Assim, a
tecnica de ultrafiltracao pode ser investigada mais detalhadamente, procurando-se
selecionar uma membrana adequada que permita obter remocoes apreciaveis dos
poluentes com um bom fluxo operacional.
A forte presenca de compostos de alta massa molar no chorume nao permitiu que
elevadas eficiencias de mineralizacao fossem obtidas no processo de ozonizacao.
Assim, recomenda-se a utilizacao combinada de ozonio e UV para incrementar as
taxas de oxidacao desses compostos.
A toxicidade do chorume, revelada neste estudo, deve ser melhor avaliada atraves de
monitoramento periodico do chorume, que contemple nao apenas os efeitos toxicos
agudos como tambem aqueles cronicos.
Deve-se estimular os estudos de levantamento de vazoes de efluente e do corpo re-
ceptor, para melhor estimar os efeitos de diluicao. A importancia dos testes de toxi-
cidade, ressaltada neste trabalho, deve ser levada em conta no ambito da legislacao
estadual, de forma clara e regulamentada para prevenir a constante agressao aos
ecossistemas aquaticos e estabelecer criterios de lancamento de efluentes mais se-
guros.
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