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DAIANI WOLOSZYN
BIOTRATAMENTO EM ÁGUA EXCEDENTE DO BENEFICIMENTO DO CARVÃO
MINERAL
CANOAS, 2012
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DAIANI WOLOSZYN
BIOPROCESSO EM ÁGUA EXCEDENTE DO PROCESSO DE BENEFI CIAMENTO
DO CARVÃO
Trabalho de Conclusão de Curso apresentado para a banca examinadora do Curso de Engenharia Ambiental do Centro Universitário La Salle – Unilasalle, como exigência para obtenção de grau de Bacharel em Engenharia Ambiental.
Orientação: Profº. Dr. Delmar Bizani
CANOAS, 2012
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DAIANI WOLOSZYN
BIOPROCESSO EM ÁGUA EXCEDENTE DO PROCESSO DE BENEFI CIAMENTO
DO CARVÃO
Trabalho de Conclusão de Curso apresentado para a banca examinadora do Curso de Engenharia Ambiental do Centro Universitário La Salle – Unilasalle, como exigência para obtenção de grau de Bacharel em Engenharia Ambiental.
Aprovado pelo examinador em 04 de julho de 2012.
Examinador:
_______________________________ Profº. Dr. Delmar Bizani
UNILASALLE
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Aos meus pais, Marcos (in memoriam) e Estela, incansáveis incentivadores, pelo que realizo em minha vida, por serem meu exemplo de família, perseverança e determinação.
4
RESUMO
O descarte de efluentes industriais tem sido alvo de diversos estudos para
desenvolvimento de tecnologias de tratamento e adequação aos padrões de
descarte previsto em legislação ambiental vigente. A drenagem acida de minas
(DAM) gerada durante a mineração do carvão decorre em dano ambiental
significativo nos ecossistemas associados á mesma. Atualmente, para resolver esta
situação, sistemas ativos de tratamento valendo-se de processos de neutralização
precipitação e sedimentação, têm sido implementados. Esses sistemas
proporcionam bons resultados no tratamento da água, principalmente na correção
do pH e na remoção de ferro e manganês. No entanto, por vezes são parcialmente
eficientes na remoção de sulfato. Métodos passivos de tratamento têm sido
empregados como alternativa aos ativos. Neste projeto foram utilizadas culturas
mistas enriquecidas de microorganismos com potencial de redução de sulfato
(Bacillus cereus e Pseudomonas aeruginos), para águas excedentes do processo de
beneficiamento do carvão mineral, acompanhando, assim, a capacidade de
bioprocesso microbiano e monitoramento físico-químico do efluente (tais como
Fósforo Total, Fósforo (P), Nitrato (como N), Nitrogênio Total Kjeldahl e Sulfato
(SO4)) em diferentes tempos do experimento. Assim, o experimento demonstrou o
bioprocesso das BRS às condições da água excedente do processo de
beneficiamento do carvão mineral contendo cerca de 1900mg/L de sulfato. Os
resultados revelaram reduções médias dos níveis de sulfato nas três amostras
(amostra contendo exclusivamente Bacillus cereus, amostra contendo
exclusivamente Pseudomonas aeruginosa e amostra contendo consórcio de Bacillus
cereus e Pseudomonas aeruginosa). O maior índice de redução ficou na ordem de
65,6% na amostra a qual foi cultivada exclusivamente a espécie microbiana Bacillus
cereus.
Palavras chave: Bactérias redutoras de sulfato (BRS). Biotratamento. Drenagem
ácida de minas (DAM).
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ABSTRACT
The elimination of industrial effluents has been the target of several studies to
develop treatment technologies and their adequacy standards and disposal provided
on environmental regulations. Acide mine drainage (AMD) generated during coal
mining takes place in significant environmental damage associated ecosystems will
be the same. Currently, to address this situation, active treatment systems making
use of precipitation processes of neutralization and sedimentation have been
implemented. These systems provide good results in treating water, specially in the
correction of the pH and to remove iron and manganese. However, sometimes are
partially effective in the removal of sulfate. Passive methods of treatment have been
used as an alternative to assets. In this design have been used for mixed cultures
enriched with microorganisms sulphate reduction potential (Bacillus cereus, and
Pseudomonas aeruginos) for excess water from the process of coal processing,
monitoring, as the ability of microbial and bioprocess monitoring the effluent physico-
chemical (such as Total Phosphorus, Phosphorus (P), nitrate (as N) Total Kjeldahl
Nitrogen and sulfate (SO4)) at different times of the experiment. The experiment
demonstrated the bioprocess of BRS conditions of excess water in the process of
beneficiation of coal containing about 1900mg / L of sulfate. The results showed
reductions in mean levels of sulphate in the three samples (sample containing only
Bacillus cereus, Pseudomonas aeruginosa containing only the sample and sample
containing consortium of Bacillus cereus and Pseudomonas aeruginosa). The
highest reduction was in the order of 65,6% in the sample which was grown
exclusively microbial species Bacillus cereus.
Keywords: Sulfate-reducing bacteria (SRB). Biotreatment. Acid mine drainage
(AMD).
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LISTA DE ILUSTRAÇÕES
Figura 1 - Localização geográfica das principais jazidas de carvão mineral do Sul do
país. .......................................................................................................................... 13
Quadro 1: Resumo de métodos aplicados no tratamento de DAM ........................... 20
Tabela 1 - Resultados de análises de monitoramento dos parâmetros físico-químicos
em efluente de ETE realizado por uma empresa mineradora local, no período de
2010 a 2011. ............................................................................................................. 26
Figura 2 – Coleta de amostras .................................................................................. 28
Figura 3 - Frascos antes do bioprocesso .................................................................. 28
Figura 4 - Placas contendo os cultivos das bactérias estudas .................................. 30
Figura 5 - Incubadoras orbital .................................................................................... 31
Figura 6 - Placas de contagem .................................................................................. 32
Tabela 2 - Resultados de análises físico-químicas de um efluente preparado e
suplementado, para os parâmetros abaixo. .............................................................. 33
Tabela 3 - Valores dos parâmetros físico-químicos: PH, Eh, OD, DBO5, DQO e
Proteínas Totais nos tempos de analises Tinicial e Tfinal para os diferentes
microrganismos e seus consórcios, após atividade microbiana. ............................... 35
Figura 7 - Determinação da curva de crescimento bacteriana através da contagem
em placa de unidade formadoras de colônia por mililitro (UFC.mL-1), das linhagens
bacterianas testadas. ................................................................................................ 36
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LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS
BRS Bactérias Redutoras de Sulfato
DAM Drenagem Ácida de Mina
ROM Room Of Mine
CONAMA Conselho Nacional de Meio Ambiente
DNPM Departamento Nacional de Produção Mineral
CETEM Centro de Tecnologia Mineral
CPRM Companhia de Pesquisa de Recursos Minerais
CE Carvão Energético
ETE Estação de Tratamento de Efluentes
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SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO .................................................................................................. 9
2 JUSTIFICATIVA ..................................... ......................................................... 11
3 OBJETIVOS E METAS ................................. .................................................. 12
3.1 Objetivo Geral ................................ .................................................................... 12
3.2 Objetivos específicos.......................... .............................................................. 12
4 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ............................. .............................................. 13
4.1 O carvão mineral no cenário nacional .............. ........................................... 13
4.2 Aspectos ambientais da mineração de carvão ........ ................................... 14
4.3 Legislação ambiental .............................. ...................................................... 15
4.4 Crime de poluição ................................. ........................................................ 16
4.5 Drenagem ácida de mina (DAM) ...................... ............................................. 17
4.6 DAM - situação atual no sul do Brasil ............. ............................................ 18
4.7 Ações de prevenção e controle da DAM .............. ....................................... 19
4.7.1 Tratamentos ativos ....................................................................................... 20
4.7.2 Tratamentos passivos .................................................................................. 21
4.8 Bactérias redutoras de sulfato (BRS) .............. ............................................ 22
5 EXPERIMENTAL ...................................... ...................................................... 25
5.1 Materiais ......................................... ................................................................ 25
5.1.1 Água do processo de beneficiamento do carvão mineral ............................. 25
5.1.2 Microrganismos ............................................................................................ 26
5.1.3 Equipamentos .............................................................................................. 27
5.2 Metodologia ....................................... ............................................................ 27
5.2.1 Coleta e preparação das amostras .................................................................. 27
5.2.2 Análise físico-química....................................................................................... 29
5.2.3 Seleção e preparação do pré-inóculo ............................................................... 29
5.2.4 Inoculação dos microrganismos e a formação dos consórcios ........................ 30
5.2.5 Determinação da curva de crescimento bacteriano ......................................... 31
5.2.6 Análise estatística ............................................................................................ 32
6 DISCUSSÃO DE RESULTADOS ........................... ......................................... 34
7 CONCLUSÃO ......................................... ........................................................ 37
REFERÊNCIAS ......................................................................................................... 38
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1 INTRODUÇÃO
Os efluentes industriais são regidos por legislação ambiental específica, a qual
visa garantir a qualidade das águas que foram utilizadas nos processos das
indústrias e estão sendo devolvidas ao meio ambiente, uma vez que a água é uma
das maiores preocupações do planeta (REBOUÇAS, 1999). Estas normas, leis e
resoluções que normatizam parâmetros e determinam se a água é ou não
apropriada para o consumo humano e seu lazer, ou seja, legislam sobre a qualidade
deste bem de domínio da união.
Assim como diversas outras atividades industriais, o processo de mineração de
carvão mineral utiliza-se de água para realizar o beneficiamento (separação
granulométrica) do carvão Run of Mine (ROM), segundo Ferreira (1978).
Durante o beneficiamento do carvão, devido ao contato do ROM com a água,
pode haver carreamento de alguns elementos químicos, causando alteração na
qualidade físico-química da água excedente do processo de beneficiamento
(UBALDO; SOUZA, 2008).
Para garantir a qualidade ambiental da água excedente do beneficiamento de
carvão mineral podem-se aplicar diversas técnicas para adequação aos padrões
legais de cada parâmetro exigido em legislação, Resolução CONAMA nº 357/2005
(BRASIL, 2005) e Resolução CONAMA nº 430/2011 (BRASIL, 2011a).
Os íons sulfatos apresentam baixa toxicidade quando comparados com os
parâmetros acidez e íons de metais nos sistemas aquáticos. Os principais efeitos
causados por esses ânions são corrosão de tubulações de diferentes materiais,
acidez do solo e, principalmente, danos de desidratação humana (efeitos laxativos)
relacionada com a ingestão de grandes quantidades de íons sulfato. O Brasil,
através de deliberações normativas do Conselho Nacional do Meio Ambiente
(CONAMA) em sua Resolução nº 357/2005 (BRASIL, 2005) determina um limite
máximo de 250 mg.L-1 SO4 para os efluentes industriais. O padrão para água potável
no país também é de 250 mg.L-1 definidos pelo ministério da saúde através da
Portaria nº 2914/2011 (BRASIL, 2011b). Os principais métodos de remoção de íons
sulfato da água são realizados através de precipitação química (formação de gipsita
e sulfato de bário), redução biológica a sulfetos, processos de troca-iônica e
adsorção (OLIVEIRA, 2006). Assim, este experimento visa acompanhar o potencial
da utilização de bactérias redutoras de sulfato (BRS) para bioprocesso em água
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excedente do processo de beneficiamento do carvão mineral, como método
complementar ao tratamento ativo já existente (neutralização e sedimentação para
ferro e manganês).
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2 JUSTIFICATIVA
Sabendo da gravidade causada pela poluição de metais pesados e outros
compostos no meio ambiente e da dificuldade em tratar esses rejeitos na área de
mineração, buscam-se novas alternativas, não só inovadoras, mas de baixo custo,
para a remediação de efluentes industriais e assim a proteção ambiental.
Atualmente o uso de bioprocessos aparece como boa alternativa nos
processos de remediação do meio ambiente. Deste modo, este trabalho se propõe a
avaliar a utilização de bactérias redutoras de sulfato (BRS) como bioprocesso para
água excedente do processo de beneficiamento do carvão mineral.
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3 OBJETIVOS E METAS
O objetivo geral e os específicos deste trabalho são:
3.1 Objetivo Geral
O objetivo principal deste Trabalho de Conclusão de Curso (TCC) é utilizar
bactérias com capacidade de redução de sulfato, em sistemas de bioprocesso, para
águas excedentes do processo de beneficiamento do carvão mineral, buscando
redução do teor de sulfato após tempo de incubação, em relação ao teor encontrado
antes do bioprocesso.
3.2 Objetivos específicos
Os objetivos específicos são:
a) Determinar e monitorar dos parâmetros físico-químicos nos diferentes
tempos pH, OD, Eh, DBO, DQO, sulfato e proteínas totais.
b) Acompanhar os parâmetros físico-químicos da água excedente do
beneficiamento do carvão mineral nos seguintes tempos: T0: início (zero
dias), T1 e T2: no segmento do experimento (dez e vinte e dois dias,
respectivamente) e T3: final (trinta e cinco dias).
c) Avaliar o comportamento bacteriano através do acompanhamento da
curva de crescimento bacteriano.
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4 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
4.1 O carvão mineral no cenário nacional
Dados publicados pelo Departamento Nacional de Produção Mineral (DNPM),
no Anuário Mineral Brasileiro 2010 do Ano Base 2009, indicam que os estados de
maior relevância na mineração de carvão são o Rio Grande do Sul e Santa Catarina.
No Rio Grande do Sul, a produção encontra-se predominantemente nos municípios
de Bagé, Candiota e região do baixo Jacui e em Santa Catarina nos municípios de
Criciúma, Lauro Muller, Treviso, Forquilhinha, Urussanga e Orleans (DNPM, 2010).
Figura 1 - Localização geográfica das principais jazidas de carvão mineral do Sul do
país.
Fonte: Monteiro, 2004.
O carvão produzido no Brasil é de qualidade relativamente baixa com poder
calorífico variando de 3700 a 4500 kcal (carvões do hemisfério norte têm de 6400 a
6700 kcal). Este carvão possui altos teores de cinzas, entre 47% e 58%, e valores
de enxofre que variam de 1,0% e 4,7%. O teor de enxofre piritoso nos carvões
brutos brasileiros cresce do sul para o norte, com cerca de 1% no Rio Grande do
Sul, 3 e 8% em Santa Catarina e até 9 a 10% no Paraná (CETEM, 2001).
Borba indica que apesar no Brasil possuir um setor industrial significativamente
desenvolvido, o consumo de carvão mineral é irrelevante. No cenário mundial
14
representa em torno de 0,5%. Do total de carvão consumido no Brasil,
considerando-se nacional e importado, 62% é destinado à siderúrgica 33% á
geração termoelétrica, 1,3% á indústria da celulose, 1% a petroquímica e 2,7% a
outros setores. Ao contrário de outros países que empregam o carvão de forma
maciça em suas respectivas matrizes energéticas, a participação do carvão na
matriz energética brasileira é muito limitada. No entanto, isso não se deve as
implicações ambientais da atividade mineira, que são bastante significativas, pois as
companhias mineradoras têm buscado reduzir o impacto futuro e mitigar o passivo
ambiental decorrente por meio de políticas internas e externas (governo e ONG’s)
produzindo, assim, carvão com menor impacto ambiental.
4.2 Aspectos ambientais da mineração de carvão
A Resolução Nº 01 de 1986 do Conselho Nacional do Meio Ambiente –
CONAMA (BRASIL, 1986) considera como impacto ambiental
Qualquer alteração das propriedades físicas, químicas e biológicas do meio ambiente causada por qualquer forma de matéria ou energia resultante das atividades humanas que, direta ou indiretamente afetam: a saúde, a segurança e o bem-estar da população; a biota; as condições estéticas e sanitárias do meio ambiente; e a qualidade dos recursos ambientais.
Martins e Leite (1997) afirmam que a mineração implica em alterações das
condições ambientais cujos reflexos extravasam os limites dos trabalhos mineiros.
De acordo com Farias (2002), os principais problemas oriundos da mineração são a
poluição da água, a poluição do ar, a poluição sonora e a subsidência do terreno. No
que diz respeito à mineração de carvão, a história mostra que esta pode afetar áreas
naturais, comprometer a disponibilidade e a qualidade de recursos hídricos, destruir
o potencial turístico de regiões inteiras, criar conflitos com comunidades locais,
reduzir a biodiversidade e degradar ecossistemas (MONTEIRO, 2004).
Dentre os impactos ambientais da mineração do carvão, o mais grave é,
certamente, a poluição dos mananciais hídricos pela acidificação dos corpos d’água,
associada ao aumento da concentração dos metais ferro, alumínio, manganês e
ânions sulfato.
No entanto, apesar dos problemas causados ao meio ambiente, a mineração
quando conduzida de forma ambientalmente correta, é essencial para que
15
humanidade atinja dois valores socioeconômicos fundamentais: qualidade de vida e
desenvolvimento sustentável (CPRM, 2004). Assim a Política Nacional do Meio
Ambiente, regulamentada pela Lei nº 6.938 de 1981, objetiva preservar, melhorar e
recuperar a qualidade ambiental propícia a vida, visando assegurar, no país
condições ao desenvolvimento sócio-econômico, aos interesses da segurança
nacional e a proteção da dignidade da vida humana. Tem-se, portanto que a
recuperação dos danos causados pela mineração é uma exigência legal na qual se
entende que todo contaminante deve ser conduzido ao meio ambiente em baixos
níveis de risco ambiental. A recuperação de áreas degradadas também está ligada a
fatores como a recomposição da paisagem, a conservação de recursos hídricos, a
fixação e a conservação da fauna e da flora, a preservação de encostas, a
contenção da erosão, a prevenção do assoreamento dos cursos de água além do
cumprimento da legislação ambiental vigente.
4.3 Legislação ambiental
A legislação ambiental procura controlar os problemas de contaminação do
meio ambiente através de três abordagens:
a) a regulamentação dos locais de produção visando controlar, na origem a
geração e a disposição dos resíduos;
b) a regulamentação dos produtos, estabelecendo limites para emissões e
restringindo o uso de certos materiais perigosos na fabricação;
c) a regulamentação das condições ambientais de forma abrangente,
limitando certas atividades que possam atuar de forma crítica em desfavor
de uma área ou região.
A terceira abordagem da legislação aplica-se perfeitamente à questão
ambiental da extração mineral, a qual está atrelada a toda legislação aplicável ao
tema, dispersa entre inúmeras Leis, Decretos–leis, Decretos e Resoluções.
Para o entendimento da legislação aplicável ao setor mineral é preciso
conhecer a legislação aplicável de modo geral a todas as atividades potencialmente
degradadoras do meio ambiente, além da legislação especificamente aplicável.
16
4.4 Crime de poluição
Uma das principais premissas da legislação de meio ambiente é o princípio do
poluidor-pagador, que se encontra albergado na Constituição Federal de 1988, Art.
225, parágrafo terceiro:
§ 3º As condutas e atividades consideradas lesivas ao meio ambiente sujeitarão os infratores, pessoas físicas ou jurídicas, a sanções penais e administrativas, independentemente da obrigação de reparar os danos causados. (BRASIL, 1988)
Encontra-se referência também na Lei 7804 (BRASIL, 1989), Art.15, no qual
se define que o gerador da poluição será cobrado pelas emissões que gera ou pelos
acidentes ambientais que venha a provocar.
A referência ao poluidor-pagador pode ser encontrada ainda no inciso VII, do
Art. 4º, da Lei 6.938 (BRASIL, 1981) que dispõe sobre a Política Nacional de Meio
Ambiente nos seguintes termos:
Art. 4º A Política Nacional de Meio Ambiente visará: VII – à imposição, ao poluidor e ao predador, da obrigação de recuperar e/ou indenizar os danos causados e, ao usuário, da contribuição pela utilização de recursos ambientais com fins econômicos.
Assim, é importante conhecer as definições, do ponto de vista legal, de
poluição e poluidor.
Segundo o Art. 3º, inciso III, da Lei 6.938 (BRASIL, 1981) que dispõe sobre a
Política Nacional de Meio Ambiente, seus fins e mecanismos de formulação e
aplicação, define-se poluição como:
III – poluição, a degradação da qualidade ambiental resultante de atividades que direta ou indiretamente: a) prejudiquem a saúde, a segurança e o bem estar da população; b) criem condições adversas às atividades sociais e econômicas; c) afetem desfavoravelmente a biota; d) afetem as condições estéticas ou sanitárias do meio ambiente; e) lancem materiais ou energia em desacordo com os padrões ambientais estabelecidos.
No texto da Lei 6.938 (BRASIL, 1981), Art. 3º, inciso IV, temos a definição
legal de poluidor , ou seja,
17
IV – poluidor, pessoa física ou jurídica de direito público ou privado, responsável direta ou indiretamente, por atividade causadora de degradação ambiental.
A poluição é o modo mais pernicioso de degradação do meio ambiente
natural. Atinge mais diretamente o ar, a água e o solo, mas também prejudica a flora
e fauna. (SILVA, 1994).
As agressões ao meio ambiente provocadas pela poluição do ar, do solo e da
água, com as respectivas repercussões, são de tal monta, que somente com a
aplicação de uma sanção penal que funcionará também como um meio de
prevenção, conseguir-se-á refreá-la.
4.5 Drenagem ácida de mina (DAM)
A DAM (Drenagem Ácida de Mina) é reconhecida mundialmente como um sério
problema ambiental associado atividade de mineração. Consiste de uma solução
ácida que atua como agente lixiviante dos minerais presentes nos resíduos de
mineração, cuja origem está associada à oxidação dos minerais sulfetados
presentes quando expostos ao oxigênio atmosférico em presença de água
(THOMAS et al., 1994), disseminando em solução íons metálicos e sulfato.
Geralmente, a DAM apresenta pH muito baixo (1,5 – 2,0) e níveis elevados de
sulfato (2000 mg/L) e metais dissolvidos (100 – 300 mg/L) (FARFAN et al., 2004), o
que confere a DAM um caráter nocivo ao meio ambiente, comprometendo corpos
hídricos e vegetação.
Na mineração de carvão, a sua gênese está relacionada á oxidação de pirita ou
marcassita, ambos sulfetos de ferro (porém em formas cristalinas diversas).
A DAM é um efluente caracterizado por elevada acidez e altas concentrações
de metais tais como Al, Cu, Fe, Mg, Mn e Zn, ânios sulfetados e às vezes,
compostos residuais orgânicos. A DAM é o resultado de uma série completa de
reações químicas influenciadas por fatores como: geração de ácido sulfúrico em
função da oxidação de sulfetos, cuja taxa pode ser acelerada pela ação de
microorganismos (MENEZES, 2002). A oxidação no material da rocha explica os
valores de pH dos pontos baixos na drenagem.
Sendo assim, fica claro o motivo de a DAM ser considerada como o pior
problema ambiental associado à mineração, pois após o fim das atividades de
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extração o risco liberação da DAM das pilhas de rejeitos, diretamente no ambiente
pode comprometer a qualidade das águas superficiais e subterrâneas, devido à
infiltração das descargas contaminantes (FERNANDES et al., 2008).
4.6 DAM - situação atual no sul do Brasil
O carvão mineral é a maior fonte de energia não renovável no país. As maiores
reservas de carvão estão localizadas no Rio Grande do Sul, Santa Catarina e
Paraná. As atividades de lavra e beneficiamento do carvão mineral causam
problemas ambientais (sólidos, líquidos e gasosos). A deposição de rejeitos piritosos
em bacias e a céu aberto e também a desativação de minas, sem a devida
impermeabilização dos rejeitos gerados, são responsáveis pelo mais grave problema
ambiental associado à mineração de carvão: a geração de Drenagem Ácida de
Minas.
Podem ocorrer dois tipos de DAM. A primeira, denominada DAM fresca, ocorre
principalmente em zonas de fluxo corrente de água, onde o material piritoso (FeS2) e
a água mantêm contato por um curto período de tempo. A DAM bruta, ou carregada,
é característica de regiões ativas de mineração (bacias de rejeitos e lagoas de
contenção) onde a DAM mantém um contato longo com o rejeito, dissolvendo os
metais, baixando o pH e aumentando a acidez do efluente.
Buscando alcançar maior espaço no mercado consumidor, as mineradoras da
Região Sul estão cada vez mais comprometidas com a minimização deste aspecto
ambiental, buscando e implantando novas tecnologias de controle da DAM.
Estudos desenvolvidos no Brasil, mostram que as reações de geração de DAM
são auto-catalíticas e, portanto, de difícil controle. Por esse motivo técnicas de
prevenção são preferíveis e incluem métodos que evitam o contato dos minerais
sulfetados com a água e o oxigênio. Nos últimos anos, o uso de coberturas secas
para prevenir a geração de DAM tem sido estudado no Brasil (CETEM, 2004;
GALATTO et al. 2007). A aplicação de cinzas pesadas resultantes da queima de
carvão mineral como cobertura seca em rejeitos piritosos tem se mostrado efetiva
(GALATTO et al. 2007). No entanto, a situação atual da DAM na região sul do país
mostra uma grande quantidade de rios e córregos já contaminados, necessitando de
estudos de tratamento que sejam técnica e economicamente viáveis.
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Estudos passivos de remediação da DAM (banhados aeróbicos e anaeróbicos,
redução biológica a sulfetos) apresentam vantagens operacionais (FIRPO;
SCHNEIDER, 2007). A ver:
a) Precisam de pouca manutenção.
b) Não requerem a contínua adição de reagentes químicos.
c) O escoamento do fluxo hidrológico é obtido pela gravidade (gradiente
natural).
d) Não necessitam energia mecânica para promover a mistura dos agentes
neutralizantes.
Estudos de tratamento ativo no controle da DAM também estão sendo
discutidos na Região Sul do país em termos de viabilidade técnica e econômica dos
processos de flotação e sedimentação lamelar (RUBIO et. al. 2007; RUBIO et al.
2008) e são comentados na sequência.
4.7 Ações de prevenção e controle da DAM
Higgins et al. (2003) explicam que o impacto ambiental da DAM pode ser
administrada pela prevenção (inibindo sua formação), controlando a migração da
água ou pelo tratamento após sua formação.
Há um consenso entre os autores que prevenir a DAM é melhor do que
remediar. Os métodos de controle e tratamento devem ser aplicados quando a
geração de DAM não pode ser evitada. Os métodos de tratamento classificam-se em
ativos e passivos, conforme demonstra o quadro 1 (JOHNSON; HALLBERG, 2004;
SKOUSEN et al., 1998).
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Quadro 1: Resumo de métodos aplicados no tratamento de DAM
Preventivos (método de evitar a geração)
- Remoção/isolamento de sulfetos - Exclusão de oxigênio por cobertura de água - Exclusão de oxigênio por cobertura seca - Aditivos alcalinos - Bactericidas
Controle (método de contenção)
- Prevenção do fluxo de água - Paredes reativas porosas - Disposição em estrutura de contenção
Tratamento (método de remediação)
(a) Sistemas ativos - Neutralização e precipitação - Adsorção/Troca iônica - Osmose reversa - Flotação por ar dissolvido (FAD) - Eletro-diálise
(b) Sistemas Passivos - Filtro aeróbio de calcário - Dreno anóxico de calcário - Barreira permeável reativa - Banhados construídos (Wetlands) - Reatores de fluxo vertical
Fonte: adaptado de Kontopoulos, 1998.
4.7.1 Tratamentos ativos
Tratamentos ativos envolvem tecnologias se sistemas convencionais de
tratamento de água baseados, comumente, na oxidação, adição de alcalinidade,
precipitação dos metais na forma de hidróxidos e separação sólido-líquido por
sedimentação ou flotação (CL:AIRE, 2002; SILVEIRA et al., 2007). O efluente
gerado em processos ativos de tratamento possui elevada dureza que pode vir a ser
deletéria ao ambiente receptor (KALIN et al., 2006).
O método mais utilizado para o tratamento ativo da DAM é o da neutralização
por cal ou outro composto alcalino (LUPTAKOVA; KUSHIERA, 2002; JONG;
PARRY, 2003), resultando na precipitação de íons sulfato e metais sob a forma de
gesso e hidróxidos, respectivamente. Entretanto, os custos operacionais são
elevados e a eficiência na remoção de sulfato e metais é relativamente baixa
(BOONSTRA et al., 1999), podendo apresentar níveis de sulfato e metais acima dos
permitidos por lei. Assim, a aplicação de um processo biológico complementar aos
processos existentes poderia se tornar viável devido, principalmente, ao baixo custo
associado.
21
Como tendência tecnológica, pode-se destacar o desenvolvimento e aplicação
de um sistema inovador de tratamento de DAM na Carbonífera Metropolitana S.A.
(Siderópolis-SC) – sedimentação lamelar. O sistema é constituído por floculação e
sedimentação lamelar. A eficiência alcançada neste sistema é elevada, gerando
água de boa qualidade, em termos de parâmetros físico-químicos, similarmente aos
processos ativos tradicionais (FAD).
Essas águas são, comumente, recirculadas no beneficiamento do carvão
dentro das próprias plantas das empresas.
4.7.2 Tratamentos passivos
Por sua vez, tratamentos passivos são aqueles pelos quais se obtêm melhorias
na qualidade da água usando fontes de energia naturalmente disponíveis
(gravidade, energia metabólica, microbiana, fotossíntese) em sistemas que
requerem manutenções esporádicas para mantê-los funcionando (KONTOPOULOS,
1998). Envolvem pouca ou nenhuma manutenção, sem a necessidade da adição de
reagentes químicos. Essa pequena necessidade de manutenção é uma das
vantagens do tratamento passivo em relação ao ativo (JOHNSON; HALLBERG,
2004), sendo, no entanto, mais lentos requerendo longos tempos de detenção e
grandes áreas para alcançar resultados similares aos mesmos (THOMAS et al.,
2000).
De acordo com Cl:aire (2002) a instalação de tratamentos passivos tem sido
motivada por aspectos econômicos e por sua compatibilidade ecológica (naturalista)
ao torná-los parte integrante de um amplo ecossistema local. Deve ficar claro que
tratamentos passivos possuem vida finita e que, cedo ou tarde, precisarão ser
reconstituídos ou “rejuvenescidos” (BARROS et al., 2003).
Há diversos estudos desenvolvidos para tratamento passivo, os quais são
voltados para o tratamento de DAM com utilização de Bactérias redutoras de
Sulfatos (BRS). As principais vantagens apresentadas por processos deste tipo são:
o baixo consumo energético e a reduzida produção de lodo. A comprovada presença
de bactérias redutoras de sulfato (BRS) no lodo anaeróbio representa uma possível
tecnologia alternativa de tratamento visando a remoção dos metais de efluentes
contaminados. O sulfato (SO42-), geralmente presente em altas concentrações, é
utilizado pelas BRS na geração de íons sulfeto (S2-) em solução, tendo como
22
consequência a instantânea precipitação dos íons metálicos no lodo sob a forma de
sulfetos insolúveis, juntamente com a redução, no efluente, da matéria orgânica e do
sulfato (LIMA, 1996).
Este método tem sido utilizado para o tratamento de efluentes industriais com
elevada concentração d sulfato em países como Alemanha e Holanda (MORPER;
FURST, 1991, SCHEEREN et al., 1992).
4.8 Bactérias redutoras de sulfato (BRS)
As bactérias redutoras de sulfato (BRS) são microrganismos que realizam a
redução desassimilativa do íon sulfato, na qual este íon atua como agente oxidante
para a metabolização da matéria orgânica. Nesse processo apenas uma pequena
parcela do enxofre reduzido é assimilada pelos microrganismos, sendo a maior parte
excretada na forma de íon sulfeto normalmente hidrolisado a H2S livre (POSTGATE,
1984). Em sua maioria as BRS são Gram-negativas e mesofílicas, com temperatura
ótima de crescimento na faixa de 34 a 37 °C e com tolerância máxima de 42 a 45 °C.
Linhagens termofílicas, apresentando crescimento ótimo na faixa de 50 a 70°C,
podem ser encontradas também. O crescimento das BRS mesofílicas, a 30 °C, é
normalmente lento podendo levar semanas de acordo com a espécie. Por outro
lado, as BRS termofílicas crescem rapidamente em torno de 12 a 18 h, a 55 °C. Em
geral, no crescimento das BRS, a temperatura de incubação normalmente utilizada é
de 30 °C, enquanto que a faixa de pH mais empregada é de 7,2 a 7,6 (SÉRVULO,
1991). O metabolismo oxidativo das BRS é conduzido em ambientes cujo potencial
de oxi-redução se encontre na faixa de –150 a –200 mV, uma vez que esses
microrganismos não necessitam possuir co-fatores da cadeia de transporte de
elétrons cujas formas estáveis só são encontradas em valores de potencial redox
positivos. É necessário então, em algumas situações, que seja adicionado um
agente redutor, como o Na2S, até que o crescimento vigoroso da cultura seja
estabelecido e assim as próprias bactérias gerem o H2S suficiente para manter o
potencial de oxi-redução baixo (POSTAGATE,1984).
Durante a respiração anaeróbia das BRS, os íons sulfato são usados como
aceptores finais de elétrons com a produção de ácido sulfídrico (H2S), como
mostram as equações 1 e 2. Esta produção de H2S deve ocorrer rapidamente, desde
que o pH adequado seja atingido. Os doadores de elétrons nesse processo são
23
geralmente substratos como lactado, malato ou hidrogênio gasoso (ODOM et al.,
1993)
4 H2 + SO42- H2S + 2 H2O + 2 OH- (equação 1)
2 C3H5O3Na + MgSO4 2 CH3COONa + CO2 + MgCO3 + H2S + H2O (equação 2)
A remoção de metais pesados na forma de sulfetos consiste em uma
alternativa interessante devido à solubilidade dos mesmos ser muito menor do que a
de seu respectivo hidróxido, de acordo com a equação 3.
Me2+ + H2S MeS + 2 H+ (equação 3)
A capacidade de remoção, assim como os mecanismos de acumulação, de
sulfato por BRS pode variar de acordo com a espécie microbiana, ou até mesmo
com a linhagem. Fatores externos como pH, temperatura, ausência ou presença de
nutrientes e outros metais também influenciam no mecanismo atuante, e
consequentemente na eficiência (RUBIO et al., 2008).
O bioprocessamento de redução de sulfato a sulfeto não ocorre
espontaneamente nas condições físicas da atmosfera, e requer uma mediação
catalítica por atividade biológica. Segundo Almeida (2005), a redução biológica do
sulfato pode ser:
a) Redução assimilatória – O enxofre é necessário para a biossíntese de
componentes citoplasmáticos, sendo incorporado pelos organismos,
compõe as estruturas químicas de aminoácidos, ácidos nucléicos e em
alguns co-fatores, tais como biotina e ácido pantotenóico. Ele está
presente no citoplasma como ânion HS-, em que o enxofre está no seu
estado mais reduzido, correspondendo ao sulfeto (em condições de
anaerobiose).
b) Redução desassimilatória – Sob condições anaeróbias, as BRS podem
utilizar sulfato como aceptor final de elétrons no sistema de transporte de
elétrons. Essas bactérias são geralmente organotróficas e oxidam
compostos orgânicos de baixo peso molecular e simultaneamente
reduzem sulfato a sulfeto.
24
Segundo Almeida (2005), o H2S, produto do metabolismo das BRS, pode reagir
com os metais pesados presentes no efluente, formando sulfetos insolúveis. A
produção de sulfeto metálico se dá sem a utilização de outro insumo no processo.
Independentemente da origem (biológica ou não) do íon sulfeto, a sua utilização
para precipitar os metais pesados, se comparada à precipitação físico-química,
apresenta as seguintes vantagens: a) A solubilidade dos sulfetos é muito menor do
que a dos correspondentes hidróxidos; b) Os sulfetos podem ser precipitados
seletivamente; c) Existe a possibilidade de recuperação dos metais de interesse
comercial a partir dos sulfetos metálicos; d) Apresenta uma alta reatividade sob uma
ampla faixa de pH.
25
5 EXPERIMENTAL
5.1 Materiais
5.1.1 Água do processo de beneficiamento do carvão mineral
Segundo Chaves (2008), o carvão bruto produzido na mina é encaminhado
para o processo de britagem. Através de correias transportadoras o material é
elevado para um britador primário de duplo-rolo, cujo produto resultante é um
material de granulometria abaixo de 50 mm. Este passa novamente um sistema de
britagem (britador secundário de duplo-rolo). O produto desse britador, com
granulometria abaixo de 32 mm é transferido por um transportador de correias até o
circuito de jigagem, onde efetivamente se inicia a concentração.
A concentração é realizada em um jigue cheio de água, o qual separará por
densidade o carvão energético e o material estéril. No processo de jigagem, o
flutuado constitui o carvão energético (CE). O carvão energético segue para a etapa
de desaguamento, inicialmente, em peneiras fixas, e, posteriormente, nas peneiras
vibratórias (CHAVES, 2008). Esta água utilizada no jigue é armazenada em bacia de
circuito fechado, a qual recircula para o processo continuamente.
Este processo de beneficiamento (jigagem) proporciona que a água reaja
(oxidação), quando em contato com o ROM, rico em pirita, bem como da presença
de outros sulfetos, sulfato e metais pesados, tais como alumínio (Al), manganês (Mn)
e ferro (Fe). Sendo assim, há modificação de determinados parâmetros
característicos da água captada (UBALDO; SOUZA, 2008).
Após a atividade de desaguamento (peneiras), a água é encaminhada para
uma bacia de sedimentação de sólidos, e posteriormente para a bacia de reuso
(circuito fechado).
A bacia de circuito fechado recebe contribuição de água das drenagens
internas dos pátios de estoque, das vias internas, das áreas administrativas e do
próprio processo de jigagem. Esta água fica retida por tempo indeterminado,
ocorrendo eventuais extravasamentos em períodos de elevados índices de
pluviosidade.
Os eventuais extravasamentos são encaminhados (por bombeamento) para
uma Estação de Tratamento de Efluentes (ETE), a qual eleva o pH do efluente para
26
decantação de manganês e ferro (FIRBO, 2007). E, após este tratamento preliminar,
são feitas análises para acompanhamento da qualidade do efluente da empresa.
O monitoramento deste efluente pode ser acompanhado pela tabela 1.
Tabela 1 - Resultados de análises de monitoramento dos parâmetros físico-químicos
em efluente de ETE realizado por uma empresa mineradora local, no período de
2010 a 2011.
DATA pH Al total (mg/L)
Fe Total
(mg/L)
Mn (mg/L)
Sulfatos (mg/L)
2010
9/julho - 0,188 0,049 0,05 -
15/julho - 0,060 0,04 0,11 -
19/julho - 0,130 2,37 0,74 -
19/julho - 0,33 2,47 1,17 -
17/agosto 8,48 0,260 0,40 1,12 1780
17/agosto 6,5 0,329 0,611 0,536 1321
24/agosto 7,2 0,490 1,47 1,650 1499
24/agosto 7,62 0,200 0,11 0,780 1648
17/setembro 7,2 0,336 0,927 1,510 1126,0
24/setembro 8,2 0,345 0,254 0,627 1137,0
15/outubro 7,6 0,222 0,073 0,682 609,0
25/outubro 7,9 0,395 0,322 0,584 2124,0
17/novembro 7,7 0,166 0,042 1,740 2049,0
25/novembro 7,9 0,332 0,096 0,929 1868,0
14/dezembro 7,7 0,024 0,1 1,400 1667,0
23/dezembro 7,5 0,019 0,022 1,880 2865,0
2011
20/janeiro 7 0,112 0,471 6,200 3114,7
28/janeiro 6,9 0,239 0,1 2,20 996,0
15/fevereiro 7,6 0,342 0,013 0,573 2032,0
23/fevereiro 7,5 0,049 0,011 0,600 2286,0 Média do período
7,46 0,22 0,40 1,29 1763,84
Fonte: Laboratório do Controle da Qualidade. Copelmi Mineração LTDA,2011.
5.1.2 Microrganismos
Serão utilizadas duas linhagens bacterianas: Bacillus cereus e Pseudomonas
aeruginosa. Ambas as culturas pertencem à bacterioteca do Laboratório de
27
Microbiologia do Unilasalle. A caracterização das linhagens será feita seguindo os
protocolos de identificação bioquímica estabelecidos por Konemann (2001).
No caso do gênero Bacillus serão realizados testes para a diferenciação de
outros membros do grupo (Bacillus thuringiensis, B. subtilis e Bacillus mycoides) e
submetidos ao cultivo em meios de cultura quimicamente definidos para se obter a
caracterização segura da espécie em questão.
A manutenção das bactérias será realizada em meio de cultura Agar BHI
(Merck) e Triptona de Soja Ágar - TSA, que contém (em g/l): Tripticase - 15; NaCl -
5; Peptona de soja - 5; Ágar – 15 e pH 7,0. A incubação será em estufa a 32 ±2ºC
por 24 horas, para se obter o pré-inóculo.
5.1.3 Equipamentos
Para desenvolvimento da amostragem, foram usados os seguintes
equipamentos:
As medidas de pH e Eh foram feitas em um medidor digital de pH/ milivolt
ANALION, modelo IA 601 com eletrodo combinado universal ANALION, modelo V
620 (no caso de pH) e eletrodo ANALION, modelo ROX 673A (no caso de Eh).
5.2 Metodologia
Buscando atendimento da legislação ambiental vigente que trata sobre padrões
de descarte de efluentes industriais, ao longo dos experimentos serão medidos os
parâmetros físico-químicos da água excedente em três tempos distintos (no início,
no seguimento e no final do experimento), acompanhando pH, fósforo total, fósforo
(P), nitrato (como N), nitrogênio total Kjeldahl e sulfato nos diferentes tempos e
avaliando o comportamento bacteriano através da curva de crescimento bacteriano.
5.2.1 Coleta e preparação das amostras
As coletas de DAM foram realizadas em pontos de descarte após a estação de
tratamento físico-químico (tratamento ativo), em frascos erlenmeyers de 500 mL,
fechadas com tampas de papel alumínio e celulose (figura 2). O material usado na
coleta e transporte foi previamente esterilizado. Todas as amostragens foram
28
realizadas pela integrante da pesquisa, seguindo normas pré-estabelecidas, relativa
à coleta de água para análise (EPA, 2010).
Figura 2 – Coleta de amostras
Fonte: Copelmi Mineração Ltda, 2011.
As amostras foram transportadas para laboratório em condições de
refrigeração.
Após seu transporte, as amostras foram esterilizadas em autoclaves a 121 °C,
a 0,5 atm por 15 minutos e refrigeradas até a realização das analises físico-química
inicial e a inoculação dos microrganismos (figura 3).
Após o tratamento térmico, o líquido de escoamento foi considerado “efluente
preparado”.
Figura 3 - Frascos antes do bioprocesso
Fonte: Laboratório de Microbiologia do Unilasalle, 2011.
29
5.2.2 Análise físico-química
5.2.2.1 Nitratos e Sulfatos
As determinações de Nitrato, Fósforo, Nitrogênio e Sulfato em solução
seguiram a metodologia do APHA, “Standard Methods for the Examination of Water
and Wasterwater” (CLESCERI et al., 1989).
As amostras de efluente preparado foram processadas e analisadas de acordo
com os parâmetros físico-químicos propostos no projeto.
5.2.2.2 Medidas de pH e Eh
A determinação destes parâmetros acompanhará os mesmos tempos descritos
para os parâmetros do item 5.2.2.3.
5.2.2.3 Tempo de Análises
As análises feitas nas amostras do efluente preparado acrescido dos
microrganismos serão três momentos, definidos como Tempo de Análise (T), assim
distribuídas:
T0= análise da amostra inicial;
T1 e T2= análise intermediária, e;
T3 = análise final
Os intervalos das análises serão de 10 dias, totalizando 30 dias de
experimento.
5.2.3 Seleção e preparação do pré-inóculo
Após o crescimento do pré-inóculo, foi retirada uma alíquota do meio com
crescimento bacteriano e inoculado nos Erlenmeyers de 100 mL com meio líquido
(caldo BHI), a fim de obter o crescimento bacteriano desejável para posterior
inoculação nos frasco com amostras de efluente preparado. Foram incubados em
estufas nas mesmas condições citada acima.
30
A concentração desejável de célula bacteriana deveria atingir entre de 106 a
1012 UFC mL-1, e foi estipulada por espectrofotometria, acompanhada pela
determinação e placas e pela curva de crescimento bacteriano (figura 4).
Figura 4 - Placas contendo os cultivos das bactérias estudas
Fonte: Laboratório de Microbiologia do Unilasalle, 2011.
5.2.4 Inoculação dos microrganismos e a formação dos consórcios
O primeiro experimento microbiológico foi realizado em erlenmeyers de 500 mL
envolvendo duas sequências de testes, onde: a) o primeiro ensaio foi com uma
mistura de 300 mL do efluente preparado (percolado submetido a tratamento
térmico, isento de bactérias), 100 mL de solução peptonada 1% (proteína sérica
bovina desidratada em pó) e 100 ml da cultura bacteriana (inóculo); b) no segundo
ensaio, frasco com 300 mL de efluente preparado foi acrescido de 200 ml da cultura
de bacteriana (inóculo). Todos os ensaios foram realizados em triplicatas.
No segundo experimento foi utilizado o consórcio dos dois microrganismos, nas
mesmas condições de incubação do primeiro (106 a 1012 UFC mL-1).
As etapas de manipulação das amostras de efluente preparado e dos inóculos
foram todos feitos em capela de fluxo laminar. Durante os ensaios, os erlenmeyrs,
foram vedados com rolhas de silicone contendo uma entrada para realizar a purga
de ar e H2S com nitrogênio. A saída lateral desses frascos, por onde esses gases
foram expulsos, foi conectada, através de uma mangueira de silicone, à tampa de
silicone de outro erlenmeyers, contendo água com pH próximo a 8, ajustado com
uma solução de NaOH 0,1 Eqg/L. Ao final da purga, o sistema foi totalmente
fechado, de tal forma que, a mangueira de entrada do frasco de ensaio e da saída
31
lateral do frasco de coleta de gases foi comprimida com uma pinça de Hoffman,
impedindo a entrada de ar.
Os ensaios foram conduzidos à temperatura a 37º C ± 0,5, e sob agitação
orbital constante de 25 ciclos por minuto e a temperatura de 25º C ± 0,5 (ambiente),
por um período de 30 dias (figura 5).
Figura 5 - Incubadoras orbital
Fonte: Laboratório de Microbiologia do Unilasalle, 2011.
5.2.5 Determinação da curva de crescimento bacteriano
Para a determinação da curva de crescimento foram feitas contagem nos
tempos indicados no item 5.2.2.3, definidos como Tempo de Análise (T). Assim a
sequência de avaliação do comportamento microbiano seguiu as seguintes etapas:
1. Amostragem dos ensaios e diluições: De cada frasco do ensaio foi
separado uma alíquota de 1 mL que será diluída num tubo contendo 9 mL
de Solução Salina Peptonada (SSP) 0,1% (ANEXO A), obtendo-se a
diluição 10-1 .Este procedimento foi repetido para obtenção das diluições
10-2, 10-3, 10-4 e 10-5.
2. Contagem e identificação das Bactérias indicadoras (figura 6): Para a
quantificação e isolamento das bactérias indicadoras foi utilizado o método
de contagem “Spreadplate” em Agar TSA (Tripticase Soy Agar) ou Agar
Plate-Count (MERCK). Com auxílio de uma pipeta com ponteira estéril
foram depositados 100 µL de cada diluição anterior, na superfície de placas
32
de tamanho grande (114x15 mm), contendo o ágar. Com alça de Drigalsky
ou um bastão de vidro tipo “hockey” flambado, foi espalhado o inóculo por
toda a superfície do meio até a completa absorção. As placas foram
incubadas a 32 ±2 °C, por 24-48 horas e após esse período foram
contadas as UFC mL-1. Os ensaios foram feitos em duplicatas.
Figura 6 - Placas de contagem
Fonte: Laboratório de Microbiologia do Unilasalle, 2011.
5.2.6 Análise estatística
Os experimentos com as diferentes culturas de bactérias foram realizados em
triplicata. Ao final dos ensaios microbiológicos foram realizadas analises físico-
químicas do percolado. Os resultados obtidos foram tratados por análise de
variância (ANOVA) das duplicatas dos experimentos, a um nível de significância de
5%, através do teste de comparação de médias de Tukey, com o auxílio do software
Statistica 6.0. Foram analisadas diferenças entre os valores de redução de nitrato e
sulfato nas diferentes condições de temperatura de incubação, nos diferentes
tempos de amostragem dos cultivos e/ou do consórcio com potencial para reduzir os
compostos.
As amostras de efluente preparado foram processadas e analisadas de acordo
com os parâmetros físico-químicos descritos na tabela 2.
33
Tabela 2 - Resultados de análises físico-químicas de um efluente preparado e
suplementado, para os parâmetros abaixo.
Parâmetro Resultado Método Limite de Detecção
(mg/L)
pH 5,6 EletrodoANALION V 620 -
Eh(mV) 110 mV OAKTON WD 35607-10 -
Fósforo Total 4,98mg/L Standard Methods 21st
Método 4500-P-B 0,001
Fósforo
5,33mg/L Standard Methods 21st Método 4500-P/B e E
0, 001
Nitrato (como N) 15,4 mg/L Standard Methods 13st 0, 010
Nitrogênio Total Kjeldahl
1096 mg/L Standard Methods 2st
Métodos 4500 Norg B e D/ 4500 NH3 C.
0, 140
Sulfato 1890 mg/L Standard Methods 21st Método 4500 SO4
-2 e E 0, 057
Fonte: Laboratório do IQLS-Unilasalle/Canoas, 2011.
34
6 DISCUSSÃO DE RESULTADOS
Trabalhos tecnológicos com aplicação de técnicas de biotratamento utilizando
bactérias sulfato redutores são relativamente novos se compararmos com as
técnicas convencionais. No Brasil trabalhos práticos nessa área são extremamente
limitados, quase que direcionados para instalações piloto. Neste aspecto o
conhecimento produzido representará uma inovação tecnológica de grande
importância, desde que poderá levar a implantação de novas tecnologias até então
não disponíveis.
Pelas características da água a ser utilizada neste projeto, a utilização de BRS
é altamente indicada, uma vez que a mesma apresenta pH adequado (na faixa da
neutralidade), aumentando a eficiência do processo microbiano.
O presente trabalho buscou demonstrar se o meio de cultivo proposto neste
projeto (água excedente do processo de beneficiamento do carvão mineral) é
favorável ao bioprocesso das BRS. Os valores de pH, fósforo total, fósforo (P),
nitrato (como N), nitrogênio total Kjeldahl e sulfato serão acompanhados ao longo do
experimento para monitoramento da reação microbiana durante o bioprocessamento
do sulfato.
A etapa de aclimatação objetivou o estímulo ao crescimento microbiano (BRS),
assegurando a viabilidade do projeto. Após a inoculação, foram avaliados os
resultados das análises físico-químicas para determinação de um coeficiente de
regressão da variável em estudo (sulfato).
No caso de redução de sulfato, foi investigada a ocorrência do processo de
redução assimilativa do sulfato (o enxofre é assimilado, isto é, ele é incorporado nos
organismos em aminoácidos e vitaminas), ou se as BRS realizaram a redução
desassimilativa do sulfato (sulfato age como agente oxidante para a assimilação da
matéria orgânica).
Na tabela a seguir, observam-se os resultados dos ensaios com a bactéria
Pseudomonas aeruginosa (representada pela letra P), do ensaio com a bactéria
Bacillus cereus (representada pela letra B) e dos ensaios com o consorciado das
bactérias Pseudomonas aeruginosa e Bacillus cereus a mesmas condições de
incubação do primeiro (106 a 1012 UFC mL-1) (representada pela letra P/B). Os
resultados dos parâmetros após a inoculação apresentam concentrações
modificadas, em relação às medições do efluente bruto.
35
O experimento foi realizado em batelada, com duração de trinta e cinco dias.
Na metodologia proposta trabalhou-se com linhagens de bactérias puras e
consorciada. Os valores constantes nas colunas da tabela 3 expressam o ensaio
inicial e final, representado, respectivamente, pelo efluente bruto e pela interação
dos microrganismos sobre o efluente preparado e dos parâmetros avaliados.
Tabela 3 - Valores dos parâmetros físico-químicos: PH, Eh, OD, DBO5, DQO e
Proteínas Totais nos tempos de analises Tinicial e Tfinal para os diferentes
microrganismos e seus consórcios, após atividade microbiana.
Parâmetros Unidade Resultados das Análises Metodologia
Inicial Final*
P B P/B pH - 7,75 6,6 6,85 7,07 Potenciômetro 1 OD mg/L 3,20 1,02 2,8 2,09 St. Meth. nº 4500-OC Eh mV +320 +309 +130 +211 Potenciômetro 1 DBO5 mg/L 1260 776 660 709 St. Meth. nº 5210-B DQO mg/L 3359 965 768 890 St. Meth. nº 5220-B
Sulfato mg/L 1890 1382 650 1541 St. Meth. 21st -Method 4500
SO4-2 e E
Proteínas Totais
g/dL 2,79 4,75 3,74 4,1 Método Colorimétrico do Biureto (LabTest® Diagnostic-BR)
Fonte: Laboratório do IQLS-Unilasalle/Canoas, 2011.
Determinação da Curva de Crescimento Bacteriano
A contagem das colônias e os valores para a construção da curva ocorreu nos
tempos T0=0, T1=10, T2=22, T3=35 dias. Assim, as cultivas apresentaram apenas
duas fases significativas: Fase Log e de declínio; a ausência da fase Lag é
justificada, porque a mesma ocorreu no pré-inoculo, período que não foi monitorado
no presente ensaio. Em relação à fase estacionária, a mesma não se manifestou
durante o experimento.
Quanto ao parâmetro de proteína total, a relação que se faz sobre este é que
se os valores aumentaram foi devido a biomassa (quantidade de célula) presente no
bioprocesso. Então se os valores de proteína cresceram isto se deve que o
microrganismo se multiplicou, em outras palavras houve crescimento celular e
produção de metabólitos que microrganismo pode ter utilizado na degradação de
substrato, isto é, ao final do processo foi constado que houve atividade biológica,
isto prova que houve uma adaptação às condições estipuladas no laboratório.
36
Figura 7 - Determinação da curva de crescimento bacteriana através da contagem
em placa de unidade formadoras de colônia por mililitro (UFC.mL-1), das linhagens
bacterianas testadas.
Fonte: Laboratório de Microbiologia do Unilasalle, 2011.
5,00E+00
6,00E+00
7,00E+00
8,00E+00
9,00E+00
1,00E+01
1,10E+01
To (dia 0) T1 (10 dias) T2 (22 dias) T3 (35 dias)
Log
10U
FC
.mL
-1
P. aeruginosa P. aeruginosa/B. cereus B. cereus
37
7 CONCLUSÃO
O presente trabalho demonstrou o bioprocesso das BRS às condições de um
efluente contendo cerca de 1900mg/L de sulfato. Os resultados revelaram reduções
médias dos níveis de sulfato nas três amostras. O maior índice de redução ficou na
ordem de 65,6% na amostra a qual foi cultivada a espécie microbiana Bacillus
cereus.
Constatou-se a necessidade de certas condições de ajustes no experimento,
onde o efluente foi parcialmente tratado e suplementado com fontes adicionais de
carbono, pois os microrganismos do estudo não seriam capazes de atingir a fase de
crescimento utilizando apenas a concentração original de matéria orgânica presente
no efluente bruto. Com a suplementação proporcionou-se a oferta de aceptores
alternativos de elétrons a qual tornou o metabolismo viável, uma vez que se trata de
processo anaeróbico.
Os valores de pH e potencial de óxi-redução medidos indicam condições
favoráveis ao desenvolvimento e atuação das BRS, apesar dos resultados ainda não
demonstrarem uma eficiência de redução de sulfato à nível legal (sulfato em padrão
máximo de 250 mg/L SO4 ).
38
REFERÊNCIAS
ALMEIDA, Sheila Kênia de. Detecção de Bactérias Redutoras de Sulfato em Efluente e Sedimento de Mina de Urânio. 2005. Dissertação de mestrado em Ciência e Tecnologia das Radiações, Minerais e Materiais do Centro de Desenvolvimento da Tecnologia Nuclear, Belo Horizonte, 2005. AMERICAN PUBLIC HEALTH ASSOCIATION - APHA. Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater. 21th ed. Washington D.C: APHA-AWWA-WEF, 2005. 1134p. BOONSTRA, J. et al. Biological treatment of acid mine drainage. In: Biohydrometallurgy and environment toward the & mining oh the 21st century. Proceedings… Amsterdam, 1999. p. 559-566. BORBA, R. F. Balanço Mineral Brasileiro 2001 . Rio Grande do Sul: Departamento Nacional de Produção Mineral, 2001. BRASIL. Lei Federal 6.938 de 31 de agosto de 1981 . Dispõe sobre a Política Nacional do Meio Ambiente, seus fins e mecanismos de formulação e aplicação. Disponivel em: <http://pr.gov.br/meio ambiente/legislacao.shtml>. Acesso em: 09 set. 2004. BRASIL. Lei N° 7.804, de 18 de julho de 1989 . Altera a Lei n° 6.938 de 31 de agosto de 1981, que dispõe sobre a Política Nacional do Meio Ambiente, seus fins e mecanismos de formulação e aplicação a Lei n° 7.735, de 22 de fevereiro de 1989, a Lei n° 6.803, de 2 de julho de 1980, a Lei n° 6.902, de 21 de abril de 1981,e dá outras providências. Disponível em: <http://www.planalto.gov.br>. Acesso em: 24 set. 2005. BRASIL. Constituição Federal de 1988. Lex : Coletânea de Legislação de Direito Ambiental, Revista dos Tibunais, São Paulo, 2004 BRASIL. Decreto-Lei nº 6.938, de 31 de agosto de 1981 . Art. 2º Disposição sobre a Política nacional do Meio Ambiente, seus afins e mecanismos de formulação e aplicação. Brasília: Diário Oficial República Federativa do Brasil, 1981. BRASIL. Ministério do Meio Ambiente. Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA). Resolução CONAMA nº 001 . Brasília, 1986. BRASIL. Ministério do Meio Ambiente. Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA). Resolução CONAMA nº 357 . Brasília, 2005. BRASIL. Ministério do Meio Ambiente. Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA). Resolução CONAMA nº 430 . Brasília, 2011a. BRASIL. Ministério da Saúde. Portaria nº 2914 . Brasília, 2011b. CADORIN L. M. Desenvolvimento de técnicas para o tratamento de ef luentes ácidos de minas por precipitação química e flotação por ar dissolvido .
39
Dissertação (mestrado) – Escola de Engenharia da Universidade Federal do rio Grande do Sul, Porto alegre, 2007. CENTRO DE TECNOLOGIA MINERAL – CETEM. Projeto conceitual para recuperação ambiental da bacia carbonífera sul carb onífera . Relatório Técnico. Santa Catarina: SIECESC, 2001. v. 1. CENTRO DE TECNOLOGIA MINERAL – CETEM. Drenagem Ácida de Minas. Tratamento de minérios , Rio de Janeiro v. 4, 2004. CHAVES, Arthur Pinto. Os problemas do carvão em geral e do carvão brasileiro em particular. In: SOARES, Paulo Sergio Moreira; SANTOS, Maria Dionísia Costa dos; POSSA, Mario Valeste. Carvão Brasileiro : tecnologia e meio ambiente. Rio de Janeiro: CETEM/MCT, 2008. p. 13-24. CLESCERI, L.S.; GRENBERG, A.E.; TRUSSEL, R.R.. Standard methods for the examination of water and wastewater. 17. Ed. [s.l.]:[s.n]: 1989. COMPANHIA DE PESQUISA DE RECURSOS MINERAIS – CPRM. Geologia aplicada ao meio ambiente . Relatório anual 2004. Rio de Janeiro, 2004. CONSELHO NACIONAL DE RECURSOS HIDRICOS (CNRH) . Resolução nº 54 , 28 de novembro de 2005. Conselho Nacional de Recursos Hídricos, Brasil, 2005. CONTAMINATED LAND: APPLICATIONS IN REAL ENVIRONMENT – CL:AIRE. A constructed wetland to treat acid mine drainage fro m colliery spoils at quaking houses , Coutry Durhham. Case Study Bulletin 2. London, CL:AIRE: 2002. DEPARTAMENTO NACIONAL DE PRODUÇÃO MINERAL – DNPM. Anuário mineral brasileiro 2010 . Brasília, 2010. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY – EPA. Home Page . Disponível em: <http://www.epa.gov/Hg>. Acesso: 02 jun. 2011. FARFAN, J.R.J.Z.; FILHO, O.B.; SOUZA, V.P. Avaliação do potencial de drenagem ácida de rejeitos da indústria mineral. Série Tecnologia Ambiental (CETEM/MCT), Rio de Janeiro, v. 29, 2004. FARIAS, C. Mineração e meio ambiente : relatório para companhia geradora de energia elétrica. PNUD, 2002. FERNANDES, H. M.; FRANKLIN, M. R.; GOMIERO, L. A. Critical analysis of the waste management performance os two uranium product ion units in Brazil – part I: Poços de Calças production centre, Journal os environment management, v. 87, p. 59-72, 2008. FERREIRA, J. A. F.; SANTOS, A. P. e SÜFFERT, T. - 1978 - Projeto Carvão no Rio Grande do Sul - Porto Alegre - DNPM/CPRM - 16 v. - 541 p. - 152 anexos – Inédito.
40
FIRPO, B., SCHNEIDER, I. A. H. Remoção de manganês e sulfato em drenagem ácida de mina da mineração de carvão em banhados construídos. In: ENTMME. Encontro Nacional de Tecnologia Mineral e Metalurgia Extrativa. 22., 2007. Ouro Preto-MG. Anais... , v. 2. p. 409-415, 2007. GALATTO, S. L. et al.Emprego de coberturas secas no controle da drenagem ácida de mina – estudos em campo. In: Engenharia Sanitária e Ambiental , v. 12, n. 2, p. 229-236, 2007. HALLBERG, K. B.; JOHNSON, D. B. Biological manganese removal from acid mine drainage in constructed wetlands and prototype bioreactors. Science of the Total Environment, v. 338, n 1-2, p. 115-124. Feb. 2005. HIGGINS, J. P.; HALLBERG, K. B. Acid mine drainage remediation options: a review. Science oh the Total Environment, v. 338, p. 3-14, 2004. JONG, T.; PARRY, D.L. Removal os sulfate and heavy metals by sulfate reducing bacteria in short-term bench scale upflow anaerobic packed bed reactor runs. Water Research , v. 37, p. 3379-3389, 2003. KALIN, M.; FYSON, A.; WHEELER, W. N. The chemistry of conventional and alternative treatment systems for the neutralization od the acid mine drainage. Science of the Total Environment , v. 336, p. 395-408, 2006. KONEMAN, Elmer W. Diagnóstico Microbiológico : Texto e Atlas Colorido. 5. ed. São Paulo: MEDSI, 2001 KONTOPOULOS, A. Acid mine drainage control. In: CASTRO, S. H.; VERGARA, F.; SANCHEZ, M. A. Effluent treatment in the mining industry. Concepcion: University of Concepcion, 1998. p. 57-118 LIMA, A. C.F. Produção de sulfeto em reator do tipo UASB e sua po tencial aplicação na remoção de metais pesados de efluentes . Rio de Janeiro: Escola de Química/UFRJ. 108p. Tese (Mestrado em Tecnologia de Processos Bioquímicos), Universidade Federal do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro, 1996. LUPTAKOVA, A.; KUSNIEROVA, M. Sulfate-reducing bacteria in Biohydrometallurgy. In: INTERNACIONAL CONFERENCE METALLURGY, REFRACTORIES AND ENVIRONMENT, 2002, Slovakia. Proceedings… Slovakia:Vysoke Tatry, 2002. MARTINS, S.; LIMA, I. V. Ecotoxicologia do manganês e seus compostos, Série de Cadernos de Referência Ambiental, v. 7, 2001. Disponível na web em: <http://web.cena.usp.br/apostilas/Regina/PG/CEN%205738%20Ecotoxicologia/Manganês.pdf>. Acesso em: 12 maio 2012. MARTINS, C. R.; LEITE, L.L. Fenologia reprodutiva de gramíneas colonizadoras de áreas degradas no parque nacional de Brasília-DF. In: SIMPÓSIO NACIONAL DE RECUPERAÇÃO DE ÁRAES DEGRADADAS, 1997. Anais... 1997.
41
MENEZES, C. T. B. et al. Tratamento de denagem ácida de mina: Experiência da Carbonífera Metropolitana. In: ENCONTRO NACIONAL DE TRATAMENTO DE MINÉRIOS E METALURGIA EXTRATIVA, 20., 2004. Florianópolis-SC. Anais... , 2004. p. 599-608. MENEZES, C.T.B. et al. Tratamento de drenagem ácida . Experiência da Carbonífera Metropolitana, 2002. Disponível em: <www.ufrjs.br>. Acesso em: 12 maio 2012. MONTEIRO, K. V. Carvão: o combustível de ontem. Porto alegre: Núcleo Amigos da Terra Brasil, 2004. MORPER, M.; FURST, P. Biological removal heavy metals from printed circuit board and electroplating wastewaters in Metex process systems. Linder Reports on Science and Technology, v. 49, p. 40-42, 1991. ODOM, J.M.; Rivers Singleton, J.R. The Sulfate-reducing bacteria: Contemporary perspectives. New York, Springer-Verlag, 1993. OLIVEIRA, C. R. Adsorção-Remoção de Íons em Zeólita Natural Funcion alizada . 2006. Dissertação de Mestrado, Departamento de Engenharia de Minas, Universidade Federal do Rio Grande do Sul, Porto Alegre, 2006. POSTGATE, J.R. The sulfate-reducing bacteria . 2. ed. Cambridge: University Press, 1984. REBOUÇAS, A., GALÍZIA TUNDISI J. e BRAGA, B. Águas doces no Brasil: capital ecológico, uso e conservação. São Paulo: Instituto de Estudos Avançados, 1999. RUBIO, J. SILVA, R. e SILVEIRA, A. Técnicas para tratamento e alternativas de reúso de águas ácidas de minas de carvão. In: SIMPÓSIO INTERNACIONAL DE QUALIDADE AMBIENTAL 6., 2008. ABES-RS e PUCRS/FENG. Porto Alegre, 2008. RUBIO, J. SILVA, R. e SILVEIRA, A. Técnicas para tratamento e aproveitamento de águas ácidas residuais da mineração de carvão. In: WORKSHOP GESTÃO E REÚSO DE ÁGUA NA INDÚSTRIA. 3., 2007. Florianópolis, 2007. RUBIO, J. Aspectos ambientais no setor minero-metalúrgico. In: LUZ, A. B.; POSSA, M. V.; ALMEIDA, S. L. (Eds.). Tratamento de Minérios. Brasília: CETEM-CNPq-MCT, 1998. Cap. 13, p.537-570, SCHEEREN, P.J.H. et al. New biological treatment plant for heavy metal-contaminated groundwater. Trans. Instn. Min. Metall. , v. 110, p. 190-199, 1992. SÉRVULO, E.F.C. Ação das bactérias oxidante e redutoras de enxofre sobre o xisto . 2001. Tese (Doutorado). Escola de Química, Universidade Federal do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro, 2001. SILVA, J. A. Direito Ambiental Constitucional . [s.l]: Malheiros Editores, 1994.
42
SILVEIRA, A. N.; SILVA, R. D. R.; RUBIO, J. Técnicas para tratamento e aproveitamento de águas ácidas residuais da mineração de carvão. In: Workshop gestão e reuso de água na indústria, 2007. Anais... 2007. v. 1. SKOUSEN, J. et al. A handbook of technologies for avoidance and remedi ation of acid mine drainage. Morgantown, West Virginia: West Virginia University: National Mine Land Reclamation Center, 1998. THOMAS, R.C. et al. Field results from na anaerobic constructed-wetlands system used to demonstrate remediation of ARD from coal storag facility. In: International Conference on Acid Rock Drainage (ICARD), 5., 2000, Denver, Colorado. Prodeedings... Littleton, Colorado: Society for Mining, Metallurgy and Exploration Inc., 2000. v. 2 UBALDO, Mariluce de Oliveira; SOUZA, Vicente Paulo de. Controle e mitigação dos impactos da drenagem ácida em operações de mineração. In: SOARES, Paulo Sergio Moreira; SANTOS, Maria Dionísia Costa dos; POSSA, Mario Valeste. Carvão Brasileiro : tecnologia e meio ambiente. Rio de Janeiro: CETEM/MCT, 2008. p. 129-151.
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ANEXO A
Água Peptonada Tamponada (APT) Peptona ---------------------------------------------------------------------------------------------- 10 g Cloreto de sódio ------------------------------------------------------------------------------------- 5 g Fosfato de sódio dibásico ----------------------------------------------------------------------- 3,5 g Fosfato de potássio monobásico ------------------------------------------------------------- 1,5 g Água destilada ---------------------------------------------------------------------------------1000 mL Suspender e dissolver os componentes em água destilada. Distribuir alíquotas de
225 mL em frascos erlenmeyers com capacidade de 500 mL e alíquotas de 10 mL
em tubos de ensaio.16 x 160mm. Esterilizar em autoclave a 121ºC durante 15
minutos. pH final: 7,2 ± 0,2 a 25ºC.
Nota: O meio pronto deve ser estocado em temperatura de 15 a 30ºC.