tcc - caio rodrigues

CAIO VICTOR LOURENÇO RODRIGUES

REMOÇÃO DE NITROGÊNIO PRESENTE EM LIXIVIADO DE ATERRO SANITÁRIO PELO STRIPPING DA AMÔNIA LIVRE

COM ALTERNATIVA DE RECUPERAÇÃO DA AMÔNIA

LONDRINA-PR 2010

CAIO VICTOR LOURENÇO RODRIGUES


COM ALTERNATIVA DE RECUPERAÇÃO DA AMÔNIA

Trabalho de Conclusão de Curso apresentado ao Departamento de Engenharia Civil da Universidade Estadual de Londrina. Orientador: Prof. Dra Deize Dias Lopes

LONDRINA-PR 2010


COM ALTERNATIVA DE RECUPERAÇÃO DA AMÔNIA Trabalho apresentado para Conclusão de Curso, TCC, de Engenharia Civil em 2010. AUTOR: CAIO VICTOR LOURENÇO RODRIGUES Banca examinadora composta pelos docentes abaixo realizada em 26/11/2010

Prof. MSc André Luiz Hossaka – Departamento de Construção Civil

Profa. Dra. Deize Dias Lopes (Orientadora) – Departamento de Construção Civil

Prof. Dr. Aron Lopes Petrucii – Departamento de Construção Civil

Declaro que a versão impressa desse trabalho contém todas as correções e

adequações solicitadas pela banca examinadora efetivamente implementadas.

Declaro também que a versão eletrônica entregue corresponde com fidelidade ao

conteúdo da versão escrita.

Londrina, 07/12/2010

______________________________ Profa. Dra. Deize Dias Lopes

Dedido este Trabalho aos meus pais, Sebastião Donizetti Rodrigues e Solange Maria Lourenço Rodrigues, e também a todos aqueles que amo.

AGRADECIMENTOS

Primeiramente agradeço a Deus pela saúde e pela força espiritual,

fatores sem os quais não consegueria ter finalizado esse trabalho;

Agradeço a minha orientadora, Professora Deize Dias Lopes não

apenas pela orientação, mas pela dedicação, desempenho e confiança na minha

pesquisa;

À Universidade Estadual de Londrina por ter cedido um espaço no

Laboratório de Saneamento para locação do protótipo, bem como o fornecimento de

reagentes, vidrarias e aparelhos;

Aos professores da graduação que ao longo desses cinco anos

forneceram conselhos e conceitos, os quais pude aplicá-los nessa monografia;

Aos técnicos de laboratório André e Carlos que auxiliaram no

desenvolvimento dos protótipos utilizados;

Aos colegas Yuri de Souza e Felipe Komarchesqui por colaborarem

nas análises de algumas amostras e outras tarefas no laboratório

A todos meus amigos e familiares que de uma maneira ou outra me

ajudaram no apescto emocional, ora me amparando, ora me dando o incentivo

necessário;

À minha namorada Juliana Imamura pela paciência, compreensão e

incentivo, em momento algum me deixou desamparado e sempre acreditou no meu

potencial;

E por fim agradeço aos meus pais que não mediram esforços para

que eu me tornasse uma pessoa de bem e com uma grande carreira profissional,

sempre buscando a melhor formação acadêmica e ensinando grandes valores.

Nesse últimos cinco anos se privaram de seus interesses para dar apoio financeiro e

emocional, para que longe de casa eu pudesse concluir minha graduação.

“Cada dia a natureza produz o suficiente para nossa carência. Se cada um tomasse o que lhe fosse necessário, não havia pobreza no mundo e ninguém morreria de fome.” (Mahatma Gandhi)

RODRIGUES, Caio Victor Lourenço. Remoção de nitrogênio presente em lixiviado de aterro sanitário pelo stripping da amônia livre com alternativa de recuperação da amônia.2010. 80p. Trabalho de Conclusão de Curso (Engenharia Civil), Universidade Estadual de Londrina, Londrina, 2010.

RESUMO Os resíduos sólidos urbanos devem ser corretamente destinados de modo a não causar problemas ao meio ambiente e de saúde pública. No Brasil os resíduos sólidos são, geralmente dispostos no solo, sendo a forma ideal para tal os aterros sanitários, os quais mesmo quando bem operados e monitorados geram efluentes, que devem ser corretamente tratados, sendo um desses efluentes o lixiviado. Apesar da variabilidade das características qualitativas do lixiviado pode-se caracterizá-lo, de modo geral, pela elevada presença de nitrogênio e matéria orgânica. A remoção do nitrogênio pode ocorrer através de tratamentos biológicos ou físico-químicos, dependendo das características que esse apresenta e dos recursos disponíveis. Um tratamento físico-químico que pode ser utilizado é o stripping da amônia livre, ou seja, a volatilização da parte volátil do nitrogênio amoniacal, entretanto o gás amônia liberado é tóxico e pode causar problemas ao homem e ao meio ambiente. A recuperação desse gás pode ocorrer pela sua absorção em uma solução de ácido sulfúrico (H2SO4), formando o sulfato de amônio (NH4)2SO4, composto que pode ser usado na agricultura como fertilizante, sendo aspergido nas culturas. Este trabalho teve por objetivo avaliar a remoção do NH3 do lixiviado por stripping, em escala de bancada, e estudar a recuperação da amônia em H2SO4. O protótipo foi constituído basicamente por um tanque de arraste para a realização do stripping e sistemas de coleta do gás amônia, para em seguida recuperá-lo na solução ácida. Ao todo seis bateladas foram realizadas, sendo cinco com o sistema completo e uma para análise apenas do stripping. O sistema quanto ao recolhimento do gás amônia não foi eficaz, mas futuras pesquisas podem tomar esse estudo como base e propor solucionar os problemas encontrados. Quanto ao stripping da amônia livre, pôde-se estudá-lo sobre diferentes condições, com alterações geométricas do sistema e das características do lixiviado, como o aumento do pH, por exemplo. A batelada realizada com a correção do pH para 10,4 e TDH de 11 dias apresentou eficiência de remoção de 97% do nitrogênio amoniacal presente, eficiência semelhante a outros sistemas de tratamento por stripping em regime aberto, entretanto nessas condições o TDH foi um pouco menor do que o encontrado na presente pesquisa. Por último, foi possível verificar como se dá o decaimento do n-amoniacal e da alcalinidade no meio ao longo do tratamento, e pode-se constar que realmente são proporcionais, e que a eficiência da remoção do n-amoniacal é dependente da quantidade de amônia livre presente. Palavras-chave: Lixiviado. Nitrogênio Amoniacal. Gás amônia. Recuperação. Stripping.

RODRIGUES, Caio Victor Lourenço. Removal of nitrogen present in landfill leachate by stripping of free ammonia with an alternative recovery of ammonia.2010. 80p. Trabalho de Conclusão de Curso (Engenharia Civil), Universidade Estadual de Londrina, Londrina, 2010.

ABSTRACT

The solid waste should be properly destined for don’t cause problems to the environment and public health. Generally, in Brazil the option is for the accommodation of the soil, and its better form is the landfill, even when properly operated and monitored effluents should be properly treated, being one of the effluent is leachate.Still the variability of quality characteristics can be characterized, in general, the leachate for the presence of high nitrogen and organic matter. The removal of nitrogen can occur through biological treatment or physico-chemical, depending on the characteristics that this presents and the resources available. A physical-chemical treatment that can be used is the stripping of free ammonia, the volatilization of the volatile part of the ammonia nitrogen, but the released ammonia gas is toxic and can cause problems for humans and the environment. The recovery of this gas can occur by absorption in a solution of sulfuric acid (H2SO4) to form ammonium sulfate (NH4) 2SO4, that can be used in agriculture as fertilizer, and sprayed on crops.One target of this research was to develop a prototype in a bench scale, so that studies of this absorption could be developed. The prototype consisted basically of a tank to perform the stripping and collection systems of ammonia gas, so that in a next bottle that could be neutralized by an acid solution. Altogether six batches were made, five with complete system and one for analysis only of stripping. The system to the collection of ammonia gas was not effective, but future research may take this study as a basis to propose and solve the problems. As for the stripping of free ammonia, the research could study it under different conditions, with geometric changes of the system and characteristics of leachate, as pH increases, for example. The batch made with the correction of pH to 10.4, with TDH of 11 days and generated a 97% removal of ammonia nitrogen present, similar efficiency to other processing systems for stripping in the open, but under these conditions was a TDH slightly lower than that found in the search. Finally, it was possible to verify how the decay of the N-ammonia and alkalinity in the medium during treatment, and one can state that actually are proportional, and that the removal efficiency of ammonia-N is dependent on the amount of free ammonia present. Key words: Leachate. Ammonia Nitrogen. Ammonia gas. Recovery. Stripping.

LISTA DE ILUSTRAÇÕES

Figura 3.1 – Destinação nos municípios brasileiros. ............................................... 22

Figura 3.2 – Destinação nos municípios brasileiros em porcentagem de massa .... 23

Figura 3.3 – Proporção entre a amônia livre e o íon amônio em função do pH do

meio, para temperatura de 25ºC. Gráfico construído a partir das equações de

equilíbrio da amônia, considerando pKan = 9,25 ....................................................... 39

Figura 3.4 – Porcentagem correspondente à amônia livre no nitrogênio amoniacal,

em função do pH e da temperatura. ......................................................................... 40

Figura 3.5 – Equilíbrios químicos significativos da amônia nas concentrações

presentes no lixiviado. .............................................................................................. 41

Figura 4.1 – Esquema do protótipo do sistema 01 (medidas em cm). Sendo 1-

lixviado, 2 - soluçào de ácido sulfúrico, 3 – ácido bórico com indicador. .................. 53

Figura 4.2 – Frasco 01. Em detalhe orifício para a passagem da mangueira do do

aerador. .................................................................................................................... 54

Figura 4.3 – Frasco 02 com a mangueira que o ligava ao frasco 03 ....................... 54

Figura 4.4 – Mangueira utilizada na ligação entre o frasco 01 e frasco 02. ............. 54

Figura 4.5 – Frasco 03 com indicador de ácio bórico. Na primeira batelada sem

respiro e na segunda com respiro. ........................................................................... 54

Figura 4.6 – Esquema batelada B3, medidas em cm. Em planta, o diâmetro de cada

recipiente e em corte, as alturas dos recipientes e líquidos e o posicionamento dos

orifícios. Sendo 1-lixviado, 2 - soluçào de ácido sulfúrico, 3 – ácido bórico com

indicor. . .................................................................................................................... 55

Figura 4.7 – Frasco 01, recipiente de vidro dotado de tampa plástica com furos para

entrada das mangueiras de borracha. . .................................................................... 56

Figura 4.8 – Frasco 02, recipiente de plástico dotado de tampa de mesmo material.

................................................................................................................................. 56

Figura 4.9 – Esquema da batelada B5, com medidas em cm. Em planta, o diâmetro

de cada recipiente e em corte, as alturas dos recipientes e líquidos e o

posicionamento dos orifícios. A batelada B4 apresenta a mesma configuração, mas

com apenas um aerador. ......................................................................................... 57

Figura 4.10 – Frasco 01 batelada B4. A mangueira da esquerda alimenta o frasco 02

e a da direita é oriunda do aerador. ......................................................................... 58

Figura 4.11 – Frasco 02 batelada B4. Em detalhe o difusor de ar ou pedra porosa.

................................................................................................................................. 58

Figura 4.12 – Frasco 01 batelada B5, onde a mangueira central é a responsável

pela saída do gás amônia e as outras duas para a entrada de ar do aerador. ........ 58

Figura 4.13 – Detalhe da borracha utilizada para a vedação, parte interna da tampa.

................................................................................................................................. 58

Figura 4.14 – Detalhe da vedação do furo para a passagem da mangueira, feita com

cola de silicone aplicada sobre a borracha. ............................................................. 59

Figura 4.15 – Aspecto final do frasco 01 da quinta batelada, após ser embrulhado

com o filme de PVC. ................................................................................................. 59

Figura 5.1 – Evolução do N-amoniacal e alcalinidade ao longo do tempo. ............ 64

Figura 5.2 – Evolução da alcalinidade e pH ao longo do tempo. ............................ 64

Figura 5.3 – Relação entre o N-amoniacal e alcalinidade do meio ao longo do

tempo. ..................................................................................................................... 69

Figura 5.4 – Amônia livre presente no lixiviado ao longo do tempo na batelada BE.

................................................................................................................................. 69

Figura 5.5 – Amônia livre presente no lixiviado no início das bateladas em relação

ao pH inicial. ............................................................................................................ 70

Figura 5.6 – Relação entre amônia livre e eficiência das bateladas. ...................... 71

LISTA DE TABELAS

Tabela 3.1 – Características típicas do lixiviado dos aterros brasileiros na fase ácida

................................................................................................................................. 26

Tabela 3.2 – Características típicas do lixiviado dos aterros brasileiros na fase

metanogênica ........................................................................................................... 27

Tabela 3.3 – Formas predominantes do nitrogênio .................................................. 34

Tabela 3.4 – Valores máximos permitidos em rios de acordo com a sua classe de

classificação ............................................................................................................. 36

Tabela 3.5 – Variação das constantes de dissociação do íon amônio e da amônia

não ionizada com a temperatura .............................................................................. 40

Tabela 4.1 – Resumo das características dos frascos 01 e 02 nas seis batealdas

realizadas. ............................................................................................................... 53

Tabela 4.2 – Tempo de detenção hidráulica de cada batelada. .............................. 61

Tabela 5.1 – Resultados do stripping da amônia livre obtidos nas cinco bateladas.

................................................................................................................................. 62

Tabela 5.2 – Eficiência do stripping da amônia livre do lixiviado obtidos nas cinco

bateladas. ................................................................................................................ 63

Tabela 5.3 – Relação entre nitrogênio removido e características físicas do lixiviado.

................................................................................................................................. 63

Tabela 5.4 – Resultados da solução de ácido sulfúrico obtidos nas cinco bateladas.

................................................................................................................................. 63

Tabela 5.5 – Resultados da do stripping da amônia livre na batelada BE. ............. 63

Tabela 5.6 – Eficiência do stripping da amônia livre do lixiviado ao longo do tempo

obtidos na batelada BE. .......................................................................................... 64

LISTA DE SIGLAS E ABREVIATURAS

ANBT – Associação Brasileira de Normas Técnicas

APHA - American Public Health Association

ATSDR – Agency for Toxic Substances and Disease Registry (EUA)

CONAMA - Conselho Nacional do Meio Ambiente

COT - Carbono Orgânico Total

CT - Coliforme termotolerentes

DBO - Demanda Bioquímica de Oxigênio

DBO5/DQO – Razão de biodegradabilidade

DQO - Demanda Química de Oxigênio

EPA - Agênica de Proteção Ambiental Norte Americana

ETE - Estação de Tratamento de Esgotos

IBGE – Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística

MAP – Magnesium Amnonia phosphate

MM – Massa molar

MOD - Matéria Orgânica Dissolvida

NBR – Norma Brasileira

NAT – Nitrogênio amoniacal total

NKT – Nitrogênio Kjeldahl Total

NMP – Número máximo possível

N-NH3 Nitrogênio amoniacal medido em N

NH3 – Amônia livre (não ionizada)

NH4+ - Íon Amônio

N-NO2- - Nitrogênio na forma de nitrito

N-NO3- - Nitrogênio na forma de nitrato

N-org – Nitrogênio orgânico

NT – Nitrogênio total

OD – Oxigênio Dissolvido

PEAD – polietileno de alta densidade

PNSB – Plano Nacional de Saneamento Básico

PROSAB – Programa de Pesquisa em Saneamento Básico

RSS – Resíduos de serviços de saúde

RSU – Resíduos Sólidos Urbanos

ST – Sólidos totais

STF – Sólidos totais fixos

STV – Sólidos totais voláteis

SPZ – Compósito Fosfato de Zircônio

TDH – Tempo de detenção hidráulica

UNT - Unidades Nefelométricas de Turbidez

USEPA – United States Environmental Protection Agency

UV - Radiação ultravioleta

LISTA DE SÍMBOLOS

% - Porcentagem

°C - Grau Celsius

µg - Micrograma

µS – Medida de condutividade

a - Área específica m²/m³;

cg - Concentração de contaminante no gás

cL - Concentração de contaminante no líquido

CL - Maior concentração na fase líquida

CL* - Concentração na fase líquida em equilíbrio com a concentração na fase

cm - Centímetro

g – Grama

h - Hora

H – Constante de Henry (atm)

KaN - Constante de dissociação do íon amônio

Kbn - Constante de ionização da amônia

KL = taxa de transferência de massa gasosa

KLa = constante de transferência

kg - Quilograma

km – Quilômetro

L - Litro

m3- Metros cúbicos

m - Massa do soluto kg

m - Metro

mg - Miligrama

min - Minuto

mL - Mililitro

R – Constante Universal dos gases

T – Temperatura em Kelvin

V - Volume do líquido m³.

SUMÁRIO

1 INTRODUÇÃO ............................................................................................................... 16

2 OBJETIVOS .................................................................................................................... 18

2.1 OBJETIVO GERAL .................................................................................................................. 18 2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS ........................................................................................................ 18

3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA .............................................................................................. 19

3.1 RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS ................................................................................................ 19 3.2 LIXIVIADO GERADO PELOS ATERROS SANITÁRIOS ......................................................................... 23

3.2.1 Características do Lixiviado ..................................................................................... 24 3.2.2 Formas de Tratamento do Lixiviado ........................................................................ 28 3.2.5 Considerações Finais ................................................................................................ 32

3.3 NITROGÊNIO ....................................................................................................................... 33 3.3.1 Nitrogênio no meio e seus efeitos ........................................................................... 33 3.3.2 Formas de Tratamento do Nitrogênio ..................................................................... 36

3.4 STRIPPING .......................................................................................................................... 38 3.4.1 Nitrogênio Amoniacal .............................................................................................. 38 3.4.2 A Dinâmica do Stripping .......................................................................................... 41 3.4.3 Variações do Stripping ............................................................................................. 43 3.4.4 Correção do pH ........................................................................................................ 45 3.4.5 Considerações Finais ................................................................................................ 46

3.5 REUTILIZAÇÃO DO GÁS AMÔNIA E NUTRIENTES ........................................................................... 47 3.5.1 Malefícios do Gás Amônia ....................................................................................... 47 3.5.2 Recuperação do nitrogênio e uso na agricultura .................................................... 48 3.5.3 Recuperação do gás amônia em solução de ácido sulfúrico .................................. 49 3.5.4 Considerações Finais ................................................................................................ 50

4 MATERIAIS E MÉTODOS ................................................................................................ 52

4.1 SISTEMA EXPERIMENTAL ........................................................................................................ 52 4.1.1 Sistema 01 ............................................................................................................... 53 4.1.2 Sistema 02 ............................................................................................................... 55 4.1.3 Sistema 03 ............................................................................................................... 56 4.1.4 Batelada Extra ......................................................................................................... 59

4.2 PREPARAÇÃO DO LIXIVIADO .................................................................................................... 59 4.3 OPERAÇÃO DO SISTEMA ........................................................................................................ 60

5 RESULTADOS E DISCUSSÃO ........................................................................................... 62

5.1 RESULTADOS ....................................................................................................................... 62 5.2 DISCUSSÃO DOS RESULTADOS ................................................................................................. 65

5.2.1 Sistema 01 ............................................................................................................... 65 5.2.2 Sistema 02 ............................................................................................................... 66 5.2.3 Sistema 03 ............................................................................................................... 67 5.2.4 Batelada BE .............................................................................................................. 68 5.2.5 Eficiência do Stripping ............................................................................................. 70 5.2.6 eficiência do recolhimento do gás amônia .............................................................. 73

5.2.7 Comentário geral sobre pH e Alcalinidade .............................................................. 75

6 CONCLUSÕES ................................................................................................................ 76

REFERÊNCIAS ................................................................................................................... 77

16

1 INTRODUÇÃO

A qualidade de vida da população do planeta tem melhorado muito

nas últimas décadas. Esse fato implica em maior geração de riqueza e maior

consumo de produtos, aumentando assim a geração de resíduos, os quais precisam

receber o correto gerenciamento a fim de se evitar a proliferação de doenças,

garantir a saúde pública, proteger o meio ambiente e ainda melhorar a estética

urbana. Segundo Ramos (2004 apud MORAIS, 2005), a média mundial de produção

de lixo é cerca de 700 gramas por habitante diariamente. Já os países latinos são

um dos que mais apresentam crescimento na produção de resíduos (ZEPEDA, 1991

apud HOSSSAKA 2008).

No Brasil a principal forma de destinação dos resíduos é

acomodação no solo, seguindo uma tendência mundial, onde países de economia

mais modesta adotam essa medida, por ser de investimento inicial menor e

assegurar de maneira adequada a minimização dos impactos ambientais. Entretanto

nem sempre os mesmo são projetados e executados de maneira correta, ou ainda

apresentam falhas em sua operação.

Mesmo quando corretamente operados os aterros sanitários geram

efluentes, como o lixiviado, e gases, como o metano, os quais devem receber a

correta destinação a fim de se evitar problemas ambientais. A utilização de aterros

sanitários é uma prática relativamente nova no país, pois somente a partir da década

de 70 surgiram as primeiras obras dessa categoria, fato que retardou o início dos

estudos nacionais a respeito do tratamento de seus efluentes, os quais ainda

merecem ser estudados e aprimorados.

O lixiviado é um líquido escuro, com forte odor e com grande

potencial poluidor, é formado basicamente pela matéria orgânica e nitrogênio,

apontado por vários pesquisadores como o responsável pela toxidade desse

efluente (SILVA, 2002).

Alguns tratamentos para a remoção do nitrogênio em lixiviados são

apontados na literatura, dentre eles o stripping da amônia livre. A remoção é

eficiente, principalmente se usada como pré-tratamento para posterior tratamento

biológico.

17

O nitrogênio removido do lixiviado por stripping vai para a atmosfera

em forma de gás amônia, entretanto esse pode apresentar alguns malefícios ao

homem e também ao meio ambiente, portanto é importante que haja a continuidade

no tratamento. Uma maneira promissora é tentar fazer com que esse gás seja

adsorvido por alguma matriz sólida ou absorvido por uma solução, promovendo

assim a recuperação e por seguinte a reciclagem do nitrogênio.

A partir da recuperação do nitrogênio além de se evitar danos ao

homem e ao meio ambiente, consegue-se promover a sua reutilização e reciclagem,

resultando assim na redução de sua produção artificial e por seguinte a economia de

fontes de energia. Outro benefício é poupar o meio ambiente, principalmente os

recursos hídricos, do acúmulo exagerado desse nutriente, que poderá prejudicar o

ecossistema em que foi inserido.

Esse contexto despertou no autor desse Trabalho de Conclusão de

Curso o interesse em iniciar o estudo sobre o assunto, pois ao mesmo tempo em

que há o tratamento do lixiviado, consegue-se pensar de maneira sustentável,

promovendo a reutilização, reciclagem e redução do nitrogênio.

18

2 OBJETIVOS

2.1 OBJETIVO GERAL

O objetivo desse trabalho é estudar o stripping da amônia livre como

alternativa para a redução do nitrogênio de lixiviado de aterro sanitário, bem como

analisar uma alternativa de recuperação do nitrogênio.

2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS

Os objetivos específicos desse trabalho podem ser listados abaixo:

• Avaliar a eficiência do stripping;

• Criar um sistema para recuperação do gás amônia;

• Avaliar a eficiência do sistema de recuperação do gás amônia.

19

3 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA

3.1 RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS

A característica dos resíduos produzidos por uma comunidade

depende dos fatores econômicos e culturais da mesma, bem como do número de

habitantes do município e o seu nível educacional. Essa variação não ocorre apenas

entre países, mas mesmo entre cidades vizinhas, pois, por exemplo, o poder público

de uma pode incentivar a reciclagem ao passo que o da outra cidade não. Os fatores

acima modificam também a quantidade de lixo produzida, pois a taxa de geração per

capita varia de localidade para localidade.

De acordo com a NBR 10004 (2004), são resíduos sólidos são

“resíduos nos estados sólidos ou semi-sólidos que são resultado das atividades

industriais, domésticas, hospitalares, comerciais e agrícolas, bem como lodos

provenientes de sistemas de tratamento de água ou quaisquer outros líquidos que

possuam particularidades que inviabilizem seu lançamento na rede pública de

esgoto”. Além desses podem ser citados os resíduos originados da capina, poda e

limpeza de áreas públicas, classificados como públicos e também os entulhos, ou

seja, resíduos da construção civil.

Dentre os resíduos citados é de responsabilidade da prefeitura o

gerenciamento dos resíduos domiciliares, comerciais (de pequenos geradores,

geralmente até 50 kg) e públicos, os quais são, portanto classificados como resíduos

sólidos urbanos (JARDIM et al., 1995).

A norma classifica os resíduos em duas classes: resíduos classe I

(perigosos) e os resíduos classe II (não perigosos), a última classe ainda é subdivida

em não inertes (II A), os quais são biodegradáveis, combustíveis ou solúveis em

água e os inertes (II B). Os resíduos da classe I devem receber cuidados especiais e

sofrerem uma destinação exclusiva, ou seja, caso a destinação seja um aterro, esse

deve ser exclusivo para esse resíduo. Já os resíduos da classe II podem ser

destinados em conjunto, em um mesmo aterro sanitário (NBR 10004, 2004). Nesse

aterro haverá diferentes materiais, mas de maneira geral, no Brasil, de acordo com

Hossaka (2008), 40 a 70 % do peso desses resíduos correspondem à matéria

20

orgânica, enquanto que na Europa essa parcela cai para 25%, como indica Reichert

(1999).

Além da matéria orgânica putrescível, outros componentes podem

fazer parte da composição dos resíduos, como papel e papelão, plástico, vidro,

metais e outros. Essa ordem geralmente representa a porcentagem de cada

componente nos resíduos urbanos no Brasil.(FLECK, 2003).

Os resíduos sólidos urbanos, independentemente de sua

constituição necessitam ser corretamente dispostos. Existem basicamente quatro

maneiras de realizar esse destino: acomodação no solo, compostagem, reciclagem e

incineração.

A compostagem é o processo biológico de decomposição da matéria

orgânica através da bioxidação aeróbia, gerando um composto rico em macro e

micro nutriente, estável e livre de patógenos, o qual poderá ser utilizado na

agricultura como fertilizante para adubamento de culturas, além de proteger o solo

contra a erosão. Apresenta como resíduos o dióxido de carbono, água e substâncias

minerais. O processo pode ser natural ou acelerado, através da aeração para que a

produção do composto seja mais rápida. Para que o resíduo sólido urbano possa ser

usado na compostagem, é necessário que anterior ao processo o mesmo sofra uma

triagem para que haja a separação apenas da parte orgânica. Usar esse processo

nos RSU é interessante, uma vez que como visto, esse apresente em média 50% de

matéria orgânica, e os outros componentes como vidro, plástico e metais podem ser

reciclados, por fim reduzindo bastante o volume do “lixo” (BRAGA, 2002 apud

Morais, 2005; FERNANDES et. al., 1999; JARDIM et al.. 1995).

Outra maneira de se destinar os resíduos sólidos urbanos é a

incineração, que consiste na queima do “lixo” a altas temperaturas

(aproximadamente 900ºC), gerando basicamente dióxido de carbono gasoso, vapor

de água e sólidos inorgânicos, geralmente inertes. Além desses, outros compostos

podem ser eliminados na queima dos resíduos, como metais pesados, produtos de

combustão incompleta e novas substâncias químicas, esses compostos mais as

cinzas resultantes da combustão, são tóxicos e merecem atenção especial. Os

gases tóxicos devem ser retidos em filtros e as cinzas serem corretamente dispostas

em aterros sanitários especiais. Esse fato, somado ao alto custo são as principais

desvantagens do sistema.

21

As principais vantagens do processo são a grande redução do

volume a ser descartado e a destoxificação de parte do material “queimado” devido

às altas temperaturas as quais esse é submetido durante o processo. Esse método é

muito utilizado em países que sofrem com falta de espaço territorial, como o Japão,

o que justifica o alto investimento inicial (METCALF et EDDY, 1991).

A correta acomodação dos resíduos sólidos no solo se dá através

dos aterros sanitários. No Brasil essa deveria ser a alternativa mais utilizada, pois se

bem executado pode contemplar tanto os aspectos técnicos quanto os econômicos

(SOUTO, 2009). Essa forma de disposição final consiste no confinamento do lixo no

solo em camadas impermeabilizadas, dotadas de drenos para águas pluviais e para

os efluentes líquidos e gasosos; cobertos com material inerte, geralmente o próprio

solo (JARDIM et al.. 1995; MANAHAN, 1999). Segundo a NBR 8419 (1992) os

aterros sanitários devem assegurar a segurança e a saúde pública, minimizar os

impactos ambientais, ou seja, a contaminação do subsolo, do lençol freático e

problemas de erosão, através do uso de técnicas de engenharia.

As camadas impermeabilizadas dos aterros são chamadas de

células, onde essas são totalmente impermeabilizadas através de argilas

compactadas ou geomembranas sintéticas, onde se destaca o uso do polietileno de

alta densidade (PEAD). Os drenos horizontais são usados para captar os líquidos e

percolados, e os drenos verticais para a captação dos gases. Dentre os líquidos e

percolados pode-se citar a água pluvial, o chorume e água natural do solo, todos

precisam ser retirados escoados para garantir a estabilidade do aterro, o lixiviado

deve ser coletado e receber o tratamento adequado (JARDIM et al., 1995; MORAIS,

2005).

Além dos itens acima explanados fazem parte da estrutura do aterro

cercas, portaria, balanças, garagem, iluminação e sistemas de monitoramento, os

quais devem ser operados inclusive após o encerramento de atividade do aterro. O

aterro sanitário deve-se localizar pelo menos a 500 m de zonas residenciais e a 20

km de aeroportos, sua base deve estar ainda a 3 m do lençol freático e antes de sua

instalação devem ter sido realizados estudos de impacto ambiental, bem como

estudos da estabilidade dos maciços de terra e dos resíduos sólidos dispostos. Deve

ser previsto, também, o fechamento final do aterro, o reaproveitamento da área,

evitando construções de edificações. É possível reaproveitar a área para construção

de parques ou qualquer outro tipo de recreação, a cobertura final de terra deve

receber atenção especial, a fim de evitar o surgimento e

doenças, reduzir a geração de percolados e evitar a fuga dos gases, que devem ser

direcionados aos drenos com esse fim (JARDIM et al..

No Brasil ainda são praticadas mais duas formas de disposição final

no solo, os aterros controlados e os li

(1985), é mais satisfatório que o lixão, uma vez que esse ainda apresenta os

resíduos cobertos, entretanto não há total imperm

líquidos e gases. Já os lixões não recebem nenhum cuidado

são depositados sem receberem nenhum tratamento, algumas vezes apenas seu

espalhamento, mas não

ambiente, seja pelos gases liberados ou pelo lixiviado não coletado e tratado.

De acordo com o IBGE (2000), são produzidos cerca de 228.413

toneladas de resíduos sólidos diariamente, sendo desse montante 125.281

toneladas resíduos domiciliares.

Básico, 2000) realizado pelo IBGE mostra que a

brasileiros destinam seus resíduos em aterros sanitários, sendo que a maioria

(63,1%) utiliza os lixões como destino final, como mostra a Figura

for levado em conta à destinação em relação à massa total de resíduos

situação apresenta uma melhora, 36% de todos os resíduos sólidos domiciliares

produzidos no Brasil são destinados em aterros sanitários, sendo apenas 21%

destinados de maneira incorreta

referem-se aos resíduos coletados e não o gerado, portanto a geração é maior que

os valores acima explicitados.

Figura 3.1 - Destin

receber atenção especial, a fim de evitar o surgimento e a proliferação de vetores de

reduzir a geração de percolados e evitar a fuga dos gases, que devem ser

direcionados aos drenos com esse fim (JARDIM et al.., 1995; MORAIS, 2005).


terros controlados e os lixões. O aterro controlado, citado na NBR 8849

é mais satisfatório que o lixão, uma vez que esse ainda apresenta os

resíduos cobertos, entretanto não há total impermeabilização e drenagem

Já os lixões não recebem nenhum cuidado especial, os resíduos


não seguem nenhuma técnica para evitar


e acordo com o IBGE (2000), são produzidos cerca de 228.413


toneladas resíduos domiciliares. O PSNB (Pesquisa Nacional de Saneamento

ico, 2000) realizado pelo IBGE mostra que apenas 13,7 % dos municípios


(63,1%) utiliza os lixões como destino final, como mostra a Figura

for levado em conta à destinação em relação à massa total de resíduos



destinados de maneira incorreta (Figura 3.2). É válido lembrar que os dados

resíduos coletados e não o gerado, portanto a geração é maior que

os valores acima explicitados.

Destinação nos municípios brasileiros. Fonte IBGE

22

proliferação de vetores de

reduzir a geração de percolados e evitar a fuga dos gases, que devem ser

1995; MORAIS, 2005).


, citado na NBR 8849

é mais satisfatório que o lixão, uma vez que esse ainda apresenta os

eabilização e drenagem dos

especial, os resíduos


problemas ao meio


e acordo com o IBGE (2000), são produzidos cerca de 228.413


PSNB (Pesquisa Nacional de Saneamento

13,7 % dos municípios


(63,1%) utiliza os lixões como destino final, como mostra a Figura 3.1. Entretanto se

for levado em conta à destinação em relação à massa total de resíduos no país, a



. É válido lembrar que os dados

resíduos coletados e não o gerado, portanto a geração é maior que

onte IBGE, 2000.

Figura 3.2 - Destinação nos municípios bras

Jucá (2002

o Brasil apresentou uma evolução quanto ao destino final de seus resíduos,

crescendo o número de aterros sanitários e outras maneiras corretas

resíduos, como a incineração e a compostagem. Pôde

no Brasil é o uso dos aterros sanitários, fato observado também em países da União

Européia, Mediterrâneo e Estados Unidos (LEAHY

CASTILHO et al., 2001; TYRREL

3.2 LIXIVIADO GERADO PELO

A decomposição dos resíduos nos aterros ocorre mediante uma

combinação de processos físicos, químicos e biológicos. O conjunto desses

processos recebe o nome de din

atividades, a água pluvial ou qualquer outro líquido, como a própria umidade do

resíduo, podem percolar nas células do aterro e somar

decomposição dos resíd

apresenta cor escura e odor desagradável, sua composição é muito diversa,

apresentando altos teores de compostos orgânicos e inorgânicos, na

dissolvidas e colodais (MORAIS, 2005).

Destinação nos municípios brasileiros em porcentagem de massa. F

Jucá (2002, apud HOSSAKA, 2008) observou que na década de 90


crescendo o número de aterros sanitários e outras maneiras corretas

, como a incineração e a compostagem. Pôde-se observar que a tendência


Européia, Mediterrâneo e Estados Unidos (LEAHY et al., 2000; DING

TYRREL et al., 2002 apud MORAIS, 2005

IXIVIADO GERADO PELOS ATERROS SANITÁRIOS



processos recebe o nome de dinâmica de aterros (SOARES, 2006). Além dessas

água pluvial ou qualquer outro líquido, como a própria umidade do

resíduo, podem percolar nas células do aterro e somar-se ao líquido gerado pela

decomposição dos resíduos, formando assim o lixiviado. O líquido resultante


apresentando altos teores de compostos orgânicos e inorgânicos, na

dissolvidas e colodais (MORAIS, 2005).

23

ileiros em porcentagem de massa. Fonte IBGE 2000.

) observou que na década de 90


crescendo o número de aterros sanitários e outras maneiras corretas de destinar os

se observar que a tendência


2000; DING et al., 2001;

MORAIS, 2005).



âmica de aterros (SOARES, 2006). Além dessas

água pluvial ou qualquer outro líquido, como a própria umidade do

se ao líquido gerado pela

. O líquido resultante


apresentando altos teores de compostos orgânicos e inorgânicos, nas formas

24

3.2.1 Características do Lixiviado

A dinâmica dos aterros é caracterizada basicamente por duas fases,

a fase ácida (ou anaeróbia) e a fase metanogênica, que se refletem nas

características do lixiviado. O lixiviado gerado na fase ácida tem como

características elevada concentração de ácidos graxos e, portanto, alta carga

orgânica, sendo o pH menor que 7,0. Segundo Kjeldsen e colaboradores (2002),

Tatsi e colaboradores (2003 apud MORAIS, 2005), essas substâncias apresentam

baixa massa molar (MM <120 g mol-1

), sendo passíveis de degradação biológica.

Por outro lado o lixiviado produzido na fase de decomposição

metanogênica é caracterizado por menores concentrações de matéria orgânica

biodegradável, com a presença de substâncias formadas por compostos complexos

e resistentes à biodegradação, como as substâncias húmicas e fúlvicas, que são em

geral consideradas substâncias recalcitrantes ou de difícil biodegradação. O pH

geralmente está acima de 7,0, em torno de 8,0, e a alcalinidade também é elevada.

Além desses componentes, o nitrogênio também se encontra em elevada

concentração, principalmente na forma de nitrogênio amoniacal, concentração que

pode inibir a proliferação de microorganismos e, portanto os tratamentos biológicos

(LI et al., 1999; TATSI et al., 2003, ZOUBOULITS et al., 2004 apud MORAIS, 2005).

Por fim pode-se destacar ainda outra fase, a de maturação, onde as

emissões de gases diminuem bastante, tornado-se quase insignificantes, gerando

um aterro estável. Em suma, a fase ácida ocorre em aterros novos, ou em células

novas e a fase metanogênica em aterros ou células velhas. O tempo de cada fase

varia de aterro para aterro em função das características do resíduo aterrado e das

condições climáticas, como períodos chuvosos, e operacionais, como o grau de

compactação dos resíduos. Em geral a fase ácida nos aterros brasileiros dura cercar

de dois anos.

As variações de fases podem ocorrer num mesmo aterro, inclusive

numa mesma célula, sendo muito difícil precisar exatamente em qual fase cada

parte do aterro se encontra, ou seja, em um mesmo aterro pode-se ter lixiviado com

características distintas. As partes superiores geralmente estarão nas primeiras

etapas, por serem formadas pelo “lixo” novo, portanto de cima para baixo pode-se

25

verificar o avanço das fases no aterro ou em uma célula. Portanto os ácidos

orgânicos produzidos nas camadas superiores são consumidos nas inferiores, já o

metano é produzido na parte inferior. Entretanto tal situação não é uma regra, pois

dependo da forma de gerenciamento no aterro isso pode mudar.

Segundo Fleck (2003), aterros sanitários que recebam apenas

resíduos domiciliares e são operados de maneira correta, apresentam lixiviado

formado praticamente por matéria orgânica e nitrogênio. Outros compostos podem

ser citados, como metais, sulfetos, fósforo, cianeto, ácidos voláteis, carbono

inorgânico e substâncias húmicas, mas todos em concentrações bem reduzidas.

Kjeldsen et al. (2002) classificam os poluentes acima citados em

quatro grandes grupos:

• Matéria Orgânica Dissolvida (MOD): esta podendo ser expressa

pela Demanda química de Oxigênio (DQO) ou Carbono Orgânico Total (COT), fazem

parte desse grupo o gás metano, ácidos graxos voláteis e compostos recalcitrantes,

ou seja, aqueles de difícil biodegradação, sendo representados, principalmente,

pelos compostos húmicos e fúlvicos;

• Macrocomponentes Inorgânicos: grupo representado pelo cálcio

(Ca), magnésio (Mg), sódio (Na), potássio (K), amônio (NH4

+), ferro (Fe), manganês

(Mn), cloretos (Cl-), sulfato (SO

4

2-), sulfeto (S

2-) e carbonato (CO

3

2-);

• Metais pesados, como o cádmio (Cd), cromo (Cr), cobre (Cu),

chumbo (Pb), níquel (Ni) e zinco (Zn).

• Compostos Orgânicos Xenobióticos: são compostos formados

por hidrocarbonetos halogendos, compostos fenólicos, alcoóis, aldeídos, cetonas e

ácidos carboxílicos e outros compostos tóxicos, geralmente formados em indústrias

químicas.

Outros compostos podem ser encontrados em menores quantidade,

como o boro (B), arsênico (As), selênio (Se), bário (Ba), lítio (Li), mercúrio (Hg) e

cobalto (Co).

Nota-se que a quantidade de tipos de compostos presentes no

lixiviado, mesmo que muitas vezes em pequenas concentrações, é grande, sendo

muito difícil a identificação deste devido a sua variabilidade. Entretanto alguns

autores compilaram dados que tentam de alguma forma caracterizar os lixiviados,

levando em conta a idade do aterro e sua fase, bem como as alterações de

26

parâmetros físico-químicos, como pH, matéria orgânica, alcalinidade, sólidos, DQO e

DBO.

Souto (2009) propôs uma tabela (Tabela 3.1 e 3.2) para as

características do lixiviado dos aterros brasileiro, dividindo os em aterros jovens

(fase ácida) e aterros velhos (fase metanogênica). Os dados foram obtidos através

de revisão bibliográfica, sendo levados em conta apenas os lixiviados que não

passaram por nenhum tipo de tratamento, e também aqueles que se encontravam

na saída do sistema de drenagem. Foram abordados aterros sanitários de todas as

regiões do Brasil, não de maneira uniforme, sendo a maioria das regiões Sudeste e

Sul, as quais apresentam a maior quantidade de lixo gerado.

Tabela 3.1 – Características típicas do lixiviado dos aterros brasileiros na fase ácida Variável Mínimo 10% 20% 80% 90% Máximo Ref.

pH 4,4 4,8 5,1 8,3 8,3 8,4 13 Alcalinidade total (mg/L de CaCO3)

170 460 25000 32000 7

Turbidez (UNT) 100 540 1 Condutividade (µS/cm) 230 45000 4 DBO (mg/L de O2) 1 15 35 25400 29800 55000 12 DQO (mg/L de O2) 90 180 540 53700 74000 100000 13 NKT (mg/L de N) 1,7 3000 4 NAT (mg/L de N) 0,07 10 1800 2000 9 N-NO2

- (mg/L) - - - - - - 0 N-NO3

- (mg/L) Nd 45 3 P-total (mg/L) Nd nd 107 260 5 Cloreto (mg/L) 275 4700 2 ST (mg/L) 400 1000 39300 45000 7 STV (mg/L) 78 260 21800 26700 6 STF (mg/L) 40 28400 4 SST (mg/L) 10 7000 4 Fe total (mg/L) Nd 0,004 500 1400 8 Cd total (mg/L) Nd nd 0,009 0,1 7 Cu (mg/L) Nd nd 0,5 0,8 7 Cr (mg/L) Nd nd 0,6 1,2 5 Mn total (mg/L) Nd 115 4 Ni (mg/L) Nd 6,5 4 Zn (mg/L) Nd nd 7 27 7 Pb total (mg/L) Nd nd 1,3 1,5 6 CT (NMP/100 ml) 200 5x107 1 OBS: * Ref = nº de referências das quais se obteve dados para a variável; nd = abaixo do limite de detecção; CT=coliforme termotolerentes Fonte: SOUTO (2009)

27

Os valores 10 e 20% apresentados nas tabelas apontam que em 90

ou 80% dos aterros sanitários pesquisados os valores estão acima da variável

indicada, já 80 e 90% mostram que esse montante de aterros apresentam valores

abaixo dos tabelados, para a variável em questão.

Tabela 3.2 – Características típicas do lixiviado dos aterros brasileiros na fase metanogênica Variável Mínimo 10% 20% 80% 90% Máximo Ref.

pH 5,9 6,8 7,1 8,7 8,8 9,2 32 Alcalinidade total (mg/L de CaCO3)

125 200 425 11900 15800 20200 19

Turbidez (UNT) 0,02 4,5 6 540 550 620 11 Condutividade (µS/cm) 100 1850 2520 25600 29400 45000 23 DBO (mg/L de O2) 3 30 60 6000 9300 17200 30 DQO (mg/L de O2) 20 400 700 13500 18600 35000 34 NTK (mg/L de N) 0,6 20 90 3000 3200 5000 13 NAT (mg/L de N) 0,03 20 50 2400 2800 3000 29 N-NO2

- (mg/L) Nd nd nd 20 40 70 11 N-NO3

- (mg/L) Nd nd nd 60 100 270 15 P-total (mg/L) Nd 0,1 0,2 40 50 80 19 Cloreto (mg/L) 20 50 330 4100 4700 6900 17 ST (mg/L) 200 900 1450 19100 20000 29000 23 STV (mg/L) 75 400 600 8700 10600 20000 20 STF (mg/L) 100 650 900 12300 13800 17000 15 SST (mg/L) 7 10 15 2600 2900 12400 17 Fe total (mg/L) 0.001 0,25 0,40 80 100 720 19 Cd total (mg/L) Nd nd nd 0,1 0,2 0,6 19 Cu (mg/L) Nd nd nd 1,1 1,5 2,9 17 Cr (mg/L) Nd nd 0,006 0,8 0,9 1,0 19 Mn total (mg/L) Nd 0,01 0,025 10 20 30 14 Ni (mg/L) Nd nd nd 0,8 1,0 1,4 14 Zn (mg/L) Nd 0,01 0,01 2 5 35 21 Pb total (mg/L) Nd nd nd 1,1 2,1 6,7 18 CT (NMP/100 ml) Nd nd 1,6 2x107 6x107 2x108 10 OBS: * Ref = nº de referências das quais se obteve dados para a variável; nd = abaixo do limite de detecção; CT=coliforme termotolerentes Fonte: SOUTO (2009)

Como se observa, a faixa de variação entre os componentes é muito

grande, o que confirma mais uma vez a grande variabilidade desse efluente, assim

sendo, é difícil que haja uma comparação real entre lixiviados de aterros diferentes.

Entretanto Kjeldsen e colaboradores (2002) propõem que sejam feitas algumas

razões entre os dados obtidos, como por exemplo, a razão entre (DBO5/DQO) que

representa a fração de matéria orgânica biodegradável, além de outras razões que

28

criam parâmetros qualitativos, auxiliando assim na comparação entre lixiviados

diferentes.

O potencial poluidor do lixiviado é muito elevado, portanto o mesmo

deve ser corretamente coletado e tratado, evitando que haja a contaminação das

águas superficiais e subterrâneas, além do solo. O maior impacto ocorre em relação

à poluição das águas, onde a primeira alteração é notada na redução do teor de

oxigênio dissolvido, comprometendo assim a fauna e a flora (CHRISTENSEN et al.,

2001; FENT, 2003 apud MORAIS, 2005). A mancha de poluição devido ao lixiviado

pode ser observada no solo em distâncias superiores a 100 m do aterro (KJELDSEN

et al., 2002; BAUN et al., 2004, apud MORAIS, 2005).

É um consenso entre os autores brasileiros que o nitrogênio na sua

forma amoniacal é o principal causador da toxidade do lixiviado a longo prazo, uma

vez que a matéria orgânica tende a reduzir com o tempo e os metais precipitarem

quando o pH se eleva. O nitrogênio, suas formas, características e formas de

tratamento serão abordadas no capítulo seguinte.

O lixiviado além de causar problemas ambientais, pode também ser

prejudicial à saúde pública, uma vez que é grande a quantidade de patógenos na

sua composição, derivados principalmente de resíduos de higiene pessoal e

preservativos e, também, de resíduos sólidos de saúde.

3.2.2 Formas de Tratamento do Lixiviado

O tratamento do lixiviado pode ser realizado de diversas maneiras,

sendo a origem desses na maioria das vezes dos tratamentos de efluentes

industriais ou doméstico. Entretanto é um equívoco admitir que os mesmos

apresentem características semelhantes, como citado por Souto (2009) não se deve

comparar o lixiviado ao um esgoto sanitário mais concentrado, pois até mesmo entre

lixiviados de aterros diferentes há uma diferença considerável em sua composição.

No Brasil os estudos a respeito da correta destinação final dos

resíduos e por seguinte das formas de tratamento do lixiviado só começaram a partir

da década de 70, portanto pode-se considerar que é um assunto novo e ainda

requer muitos estudos e aperfeiçoamento dos sistemas de tratamento. Entretanto

29

algumas maneiras de se tratar esse efluente já são usadas ou estão nas fases de

estudo, mas com resultados satisfatórios.

Como o efluente é muito variável, não existe uma forma correta e

única para o tratamento. Em um dado momento um determinado tipo de tratamento

pode ser vantajoso, mas em outro não, sendo importante também serem levados em

conta os aspectos econômicos, que envolvem o local do tratamento, a eficiência

desejada e os custos de instalação, manutenção e operação. Em geral para o

efetivo tratamento de lixiviado há a necessidade da combinação de diferentes

sistemas de tratamentos para se alcançar resultados satisfatórios tanto no aspecto

da remoção de poluentes, quanto no aspecto econômico.

Os tratamentos de lixiviado de aterro sanitário podem ser divididos

em basicamente dois grandes grupos: os tratamentos biológicos e os tratamentos

físico-químicos, geralmente utilizados como pré-tratamento ou pós-tratamento.

De acordo com Metcalf e Eddy (1991) o tratamento biológico tem

como objetivo remover os sólidos coloidais e estabilizar a matéria orgânica e por

ventura podem ainda remover nutrientes, como o nitrogênio e o fósforo. Existe uma

variação na função metabólica nas atividades dos organismos, isso ocorre em

função de como o organismo realiza sua respiração, ou seja, o que ele utiliza como

aceptor final de elétron, portanto tem-se a respiração aeróbia quando é utilizado o

oxigênio como aceptor de elétrons e a respiração anaeróbio quando é utilizado outro

tipo de receptor de elétrons, como por exemplo nitrato, nitrito e sulfato entre outros.

No caso do uso do nitrato e do nitrito como receptor de elétrons o processo é

denominado de anóxico. Quando a oxidação da matéria orgânica ocorre na ausência

de receptor externo de elétrons tem-se a fermentação anaeróbia, neste caso ocorre

uma transferência interna de elétron, por isso resultam dois produtos um mais

reduzido e um mais oxidado.

Entre as formas de tratamento biológica do lixiviado pode-se citar:

recirculação deste no próprio aterro sanitário, co-tratamento com esgoto doméstico,

e sistemas de tratamento biológicos como lodos ativados, filtros biológicos e lagoas.

A recirculação do lixiviado é uma técnica simples baseada apenas

no recolhimento do lixiviado gerado e sua reintrodução na massa de resíduos

através de aspersão. É uma alternativa com baixo custo de operação, a qual

promove a aceleração da decomposição dos resíduos depositados devido à

distribuição da matéria orgânica e umidade ao longo das células do aterro

30

O co-tratamento do lixiviado com esgoto doméstico é uma alternativa

que se utiliza de um sistema de tratamento de esgoto já existente, ou seja, o tipo de

tratamento é o mesmo utilizado para o esgoto doméstico, portanto o principal gasto

refere-se ao transporte do lixiviado do aterro sanitário até a estação de tratamento

de esgoto (ETE), entretanto o lixiviado deve ser diluído para concentrações abaixo

de 10% para que não prejudique o sistema de tratamento existente. Respeitando

essa especificação o tratamento pode ser eficiente chegando a atingir 95% de

remoção de DBO (RENOU et. al., 2008 apud HOSSAKA, 2008).

O processo de lodos ativados baseia-se no crescimento de

organismos aeróbios com uso da matéria orgânica, através da inserção mecânica de

oxigênio no tanque, resultando na formação de flocos bacterianos ativos, os quais

são separados em um decantador e parte destes retorna posteriormente ao sistema.

A recirculação permite que a biomassa ativa permaneça mais tempo no sistema,

acelerando assim o processo de remoção da matéria orgânica. O sistema apresenta

uma ótima eficiência, mas seu custo de implantação e operação é elevado, sendo

necessário um estudo de viabilidade econômica para sua implantação (FLECK,

2003).

O filtro biológico é um sistema de leito fixo e crescimento fixo,

preenchidos por um material suporte (plástico, brita, pedra, cascalho) onde os

microorganismos permanecem aderidos, e por eles passa o efluente que precisa ser

tratado, no caso o lixiviado. Os microorganismos podem desempenhar atividades

aeróbias, anaeróbias ou facultativas, que degradarão a matéria orgânica

estabilizando o lixiviado (FLECK, 2003).

O tratamento por lagoas pode ser realizado de três maneiras

distintas: através de condições aeróbias (lagoa aerada de mistura completa),

anaeróbias ou facultativas. As lagoas aeradas apresentam boa eficiência na

remoção de carga orgânica e microorganismos patógenos, além de serem de baixo

custo e de fácil operação (HOSSAKA, 2008).

Além dos tratamentos acima apresentados existem outras maneiras

de se tratar o lixiviado biologicamente, bem como ainda, pode haver a combinação

dos métodos citados para que haja uma maior eficiência no tratamento, com o

menor custo possível, como por exemplo, a combinação dos sistemas aeróbios com

os anaeróbios, com o uso do tratamento anaeróbio primeiramente para reduzir a

carga orgânica, permitindo assim economia de energia e menor produção de lodo,

31

além de processos como a amonificação, onde o nitrogênio orgânico se transforma

em nitrogênio amoniacal, o qual poderá ser removido em processos subseqüentes.

Os tratamentos físico-químicos além de alterarem a característica do

lixiviado, proporcionando assim condições satisfatórias para um posterior tratamento

biológico, podem também em alguns casos, serem usados como a única forma de

tratamento ou ainda como um pós-tratamento. Como pós-tratamento pode-se fazer a

remoção complementar da carga orgânica, cor e sólidos em suspensão,

proporcionando assim uma clarificação do efluente final.

Esse tipo de tratamento pode agir de duas maneiras: primeiro

podem remover os poluente através de sistemas mecânicos para retenção de

sólidos e por segundo com a adição de produtos químicos alterarem as

características do lixiviado. Alguns representantes dessa classe de tratamento são a

coagulação, o processo de membrana, a adsorção e a oxidação química, os quais

serão brevemente retratados a seguir, bem como o stripping, que será abordado no

item 3.4.

Coagulação, floculação, precipitação e sedimentação podem ser

consideradas um tratamento só, sendo que cada um representa uma etapa

diferente. O princípio do tratamento é neutralizar as cargas elétricas da matéria em

suspensão, para que os mesmos possam se aglutinar e por seguinte decantarem,

permitindo assim a remoção de sólidos em suspensão, coloidais e dissolvidos, e

ainda havendo uma clarificação do efluente final. Para que possa atingir um grau de

eficiência satisfatório deve ser usado como pré-tratamento em lixiviados, ou ainda

em alguns casos como pós-tratamento, pois sozinho ele não consegue remover

quantidade suficiente de DQO/DBO e nutrientes, no caso nitrogênio.

Os processos de membrana nada mais são do que uma vertente dos

processos de filtração convencionais, cujo objetivo é reter os poluentes do lixiviado,

que se faz passar por uma matriz semipermeável (a membrana). Segundo Fleck

(2003) existem três tipos básicos de filtração por membranas: a filtração com suas

variações quanto ao tamanho das partículas, osmose direta e osmose reversa, que

variam em função do sentido da passagem do lixiviado pela membrana. Marttinen e

colaboradores (2002 apud MORAIS, 2005) obtiveram eficiência de remoção de 90%

de DQO e entre 25 a 50% para remoção de nitrogênio amoniacal quando utilizaram

a filtração em combinação com tratamentos biológicos.

32

A adsorção é um tratamento que se baseia no princípio que muitas

substâncias químicas presentes no lixiviado podem ser adsorvidas por matrizes

sólidas, sendo que o carvão ativado é o que apresenta melhores resultados.

Segundo Fleck (2003) essa retenção ocorre devido a enlaces físicos ou químicos,

que podem ser divididos em três etapas: macrotransporte, microtransporte e sorção.

Amokrane e colaboradores (1997) e Kargi e Pamukoglu (2004 apud Morais, 2005)

chegaram à conclusão que o carvão ativado conseguiu uma remoção na faixa de 50

a 70% de DQO e entre 25 e 35% de nitrogênio amoniacal, estudo realizado em

amostras de lixiviado estabilizado.

O tratamento por oxidação tem como objetivo oxidar a matéria

orgânica, inclusive a recalcitrante, ou outros compostos que aumentam a DQO, bem

como insolubilizar poluentes com a finalidade de torná-los inofensivos (FLECK,

2003). A oxidação é obtida através do uso peróxido de hidrogênio (H2O2), ozônio

(O3), irradiação ultravioleta, cloro gasoso ou hipoclorito de cálcio, sendo que os dois

últimos não apresentam bons resultados no uso em lixiviado. Entretanto é ainda um

tratamento muito caro para ser usado em grande escala, mas existem pesquisas

promissoras para viabilização do seu uso. (PERALTA-ZAMORA et al., 1997;

ANDREOZZI et al., 1999 apud MORAIS 2005).

3.2.5 Considerações Finais

Os tratamentos biológicos são geralmente utilizados em lixiviado

provenientes de aterros novos, ou seja, na fase ácida, onde a quantidade de matéria

orgânica biodegradável é bastante grande. Para que os tratamentos biológicos

apresentem bons resultados em lixiviados de aterros na fase metanogênica, o

mesmo precisa sofrer algumas modificações na sua composição, para que isso

ocorra um pré-tratamento pode ser realizado, os quais geralmente são feitos através

de processos físico-químicos. Esse tratamento prévio pode auxiliar na degradação

de matéria orgânica refratária ou ainda remover alguns nutrientes, como o

nitrogênio, sendo que esse na forma amoniacal em elevadas concentrações, como

as observadas em lixiviados de aterro na fase metanogênica, inibe a atividade

biológica de certas bactérias.

33

Os tratamentos físico-químicos, de uma maneira geral, não

apresentam bons resultados usados isoladamente, pois muitas vezes eles não

conseguem remover certas substâncias de maneira total, apenas alteram suas

características, fato positivo para os tratamentos biológicos. Silva, Dezotti e

Sant’anna Júnior (2004 apud SOUTO (2009), concluíram que a coagulação-

floculação e a ozonização reduziram pouco a toxidade do lixiviado, a ultrafiltração

diminui a toxidade para alguns organismos, entretanto aumentou para outros, já os

melhores resultados com relação ao nitrogênio foram obtidos com o stripping.

3.3 NITROGÊNIO

3.3.1 Nitrogênio no meio e seus efeitos

O nitrogênio é um dos principais elementos para a constituição das

células dos seres vivos, principalmente das proteínas, as quais são formadas

basicamente por esse elemento. Ele se encontra no planeta Terra em maior parte na

forma gasosa, e para que possa ser usado pelos microorganismos precisa ser fixado

por alguns seres vivos dotados da enzima nitrogenase ou ainda ser produzido

industrialmente, onde é transformado em NH3 (MOREIRA; SIQUEIRA, 2006).

A fixação do nitrogênio, ou seja, sua transformação de gás para

molécula acontece geralmente através de bactérias autótrofas, geralmente do tipo

Rhizobium, as quais vivem simbioticamente em raízes de leguminosas, como o

feijão, soja e amendoim, elas transformam o nitrogênio molecular (N2) no íon amônio

(NH4+) (MOREIRA; SIQUEIRA, 2006).

Uma vez fixado no ecossistema, o nitrogênio pode sofrer várias

alterações e passar por várias formas, sendo elas: nitrogênio molecular (N2),

nitrogênio orgânico (dissolvido ou em suspensão), nitrogênio amoniacal (formado

pela amônia livre: NH3 e íon amônio NH4+), nitrito (NO2

-) e nitrato (NO3-), onde cada

um apresenta um estado de oxidação, que pode ser observado na Tabela 3.3 (VON

SPERLING, 1996).

34

Ainda pode-se classificar o nitrogênio de outras duas formas: o

nitrogênio Kjeldahl total (NKT), formado pelo nitrogênio orgânico (N-org) mais o

amoniacal e o nitrogênio total (NT), formado pelo NKT mais nitrito e nitrato.

Tabela 3.3 – Formas predominantes do nitrogênio

Forma Fórmula Estado de Oxidação Nitrogênio molecular N2 0 Nitrogênio orgânico Variável Variável Amônia Livre NH3 -3 Íon amônio NH4 -3 Íon nitrito NO2

- +3 Íon nitrato NO3

- +5 Fonte: GOMES et al., 2009

Em torno de 80% da amônia utilizada pelo homem é destinada a

produção de fertilizantes para a agricultura e o restante pode ser dividido para a

fabricação de produtos químicos, produtos de limpeza, medicamentos e bebidas. O

aumento da síntese industrial da amônia pode comprometer o ciclo natural do

nitrogênio, pois segundo Howarth (2004 apud QUEIROZ, 2006) o homem contribui

com cerca de 20 a 45% de todo o nitrogênio fixado na Terra, principalmente através

de compostos nitrogenados presentes nas águas residuárias, como esgoto e

lixiviado, além dos fertilizantes utilizados na agricultura e nos dejetos da criação de

animais, poluição essa que será abordada no tópico seguinte.

Segundo ATSDR (2004 apud SOUTO, 2009), as concentrações de

amônia variam entre 0,0085 e 0,043 mg/L em corpos d’água sem impactos

ambientais e em rios e bacias normalmente ficam abaixo de 6 mg/L, entretanto

devido as ações do homem esses valores podem ser alterados, ocasionando assim

diversos impactos no ambiente, alterando consideravelmente o ecossistema da

região atingida.

O nitrogênio presente no lixiviado, em sua maior parte, é originado

da decomposição da matéria orgânica proteica. Outras fontes de nitrogênio em

lixiviados, porém em menor escala, são os fertilizantes, produtos de limpeza e

produtos para a preservação de madeira (FLECK, 2003). Ele é um dos responsáveis

pela toxidade do lixiviado, sendo que a amônia livre (gás amônia) apresenta grande

toxicidade por ser formada por uma molécula não ionizada, diferente do íon amônio.

35

O lançamento do lixiviado em corpos hídricos causa a depleção dos

níveis de oxigênio dissolvido e outros problemas devido a presença do nitrogênio, os

quais podem ser observados a seguir, como cita Querioz (2006) e Von Sperling

(1996).

A amônia livre impede as trocas gasosas nas guelras dos peixes,

ocasionando assim a mortandade desses; na oxidação da amônia (nitrificação)

ocorre consumo de oxigênio do corpo hídrico; o íon amônio pode reagir com o cloro

usado nas estações de tratamento de água (ETA) e assim diminuir seu potencial

desinfetante, além de promover um gasto adicional ao tratamento da água; o nitrato

presente no solo pode por lixiviação atingir o lençol freático, esse pode causar a

doença do bebê azul, também conhecida como metahemoglobinemia, pois ele no

corpo humano pode ser reduzido a nitrito, que dificulta a troca gasosa do oxigênio

pela hemoglobina, matando a pessoa por asfixia.

Pode-se citar ainda a dificuldade para o uso da água, principalmente

nas regiões atingidas pela eutrofização, pois há crescimento excessivo de algas, que

dificulta o tratamento da água nas ETA, uma vez que os filtros precisam ser lavados

com uma maior freqüência e ainda as algas liberam toxinas que não são removidas

no tratamento de água convencional. Problemas estéticos, de mau cheiro e a forte

coloração da água ainda podem ser verificados.

O crescimento excessivo das algas na superfície impedem que a luz

solar penetre nas camadas mais inferiores, ocasionando assim a morte dos seres

aeróbios e a promoção seres anaeróbios, fato que dependendo da quantidade de

nutrientes disponíveis pode atingir o corpo d’água como um todo (VON SPERLING,

1996).

Algumas medidas preventivas podem ser tomadas a fim de evitar

esse fenômeno, como o controle da emissão dos efluentes, sejam eles lixiviado,

esgoto ou de atividades ligadas à agropecuária, através do tratamento dos mesmos

com remoção de nutrientes. Outro fator importante no controle do carreamento de

nutrientes para os corpos hídricos é a manutenção da mata ciliar, principalmente

próxima a áreas agrícolas, pois essa pode reter grande quantidade de nutrientes,

evitando assim o acúmulo desses nos lagos e represas.

Segundo a resolução nº 357 de 17 de março de 2005 do CONAMA,

o efluente lançado no corpo hídrico deve apresentar concentração de nitrogênio

amoniacal inferior a 20,0 mg N/L. A resolução ainda considera que em alguns casos

36

deve ser feitos testes toxicológicos para confirmar se a concentração acima não

afeta as espécies no curso da água onde será feito o lançamento.

Além do padrão de emissão para o efluente, a classe dos rios

também deve ser levada em consideração, os dois devem ser atendidos juntos. As

águas podem ser doces e salobras e dentro dessas ser classificadas em 4 classes

distintas, como mostra a Tabela 3.4, onde são apresentados os valores máximos da

concentração das diversas formas de nitrogênio em função da Classe do rio.

Tabela 3.4 - Valores máximos permitidos em rios de acordo com a sua classe de classificação Parâmetro Classe 1 Classe 2 Classe 3 Classe 4

N-amoniacal total (mg N/L) pH ≤ 7,5 3,7 3,6 13,3 7,5 < pH ≤ 8,0 2,0 2,0 5,6 8,0 < pH ≤ 8,5 1,0 1,0 2,2 pH > 8,5 0,5 0,5 1,0 Nitrato (mg N/L) 10 10 10 Nitrito (mg N/L) 1 1 1

Fonte: CONAMA, 2005

3.3.2 Formas de Tratamento do Nitrogênio

Devido aos problemas, que o excesso de nitrogênio pode causar aos

recursos hídricos, é indispensável que o lixiviado, ou qualquer outro efluente que o

contenha, seja tratado para sua remoção. Com já citado nesse trabalho, o nitrogênio

é dos principais poluentes presente em lixiviados de aterros sanitários. Para sua

remoção podem ser utilizados-se de técnicas já citadas, as quais aqui serão focadas

para a remoção exclusiva do nitrogênio. Portanto podem-se dividir os tratamentos do

nitrogênio em processos de tratamento biológicos e/ou físico-químicos.

A nitrificação-desnitrificação é o processo mais utilizado para

remoção biológica do nitrogênio. Esse processo consiste basicamente em oxidar o

nitrogênio amoniacal até seu estágio mais oxidado (+5), formando o íon nitrato

(nitrificação) e em seguida reduzindo-o a N2 (desnitrificação).

A nitrificação pode ser dividida basicamente em duas etapas: a

primeira etapa corresponde à oxidação parcial do N-amoniacal, que ocorre sob

condições aeróbias, formando íons nitrito (NO2- ) realizadas pelas bactérias do gênero

nitrossomonas, entretanto os íons nitrito são rapidamente oxidados para nitrato

37

(NO3- ), através das bactérias do gênero nitrobacter, correspondendo assim a

segunda etapa. Em lixiviados com elevada concentração de N-amoniacal algumas

vezes é necessária adicionar alcalinidade ao sistema, pois essa acaba sendo

consumida pelo íon H+, liberado durante a oxidação do nitrogênio.

O resíduo da nitrificação é o nitrato, que como visto pode causar

sérios danos a saúde pública e ao meio ambiente, portanto o tratamento deve

continuar a fim de removê-lo. A remoção do nitrato se dá pela desnitrificação,

processo realizado por bactérias heterotróficas que utilizam o oxigênio presente no

nitrito e/ou nitrato como aceptor de elétrons para a respiração e não o oxigênio

dissolvido (VON SPERLING, 1997), entretanto para que isso ocorra deve haver

matéria orgânica carbonácea em quantidade suficiente para as bactérias, bem como

a ausência de oxigênio dissolvido.

A nitrificação-desnitrificação pode sofrer variações em seu processo

para que haja economia no tratamento, como por exemplo, fazendo-se uso da

desnitrificação via nitrito. Para isso deve-se favorecer o acúmulo de nitrito por meio

do controle de algumas condições ambientais. Nesse processo há menor consumo

de matéria orgânica na etapa de desnitrificação, e a fase anóxica ocorre com o nitrito

como aceptor de elétrons. Segundo Bae et al. (2002 apud HOSSAKA, 2008), as

condições ótimas para acúmulo de nitrito são: pH entorno de 8,0, OD em torno de

1,5 mg/L e temperatura de 30ºC, entretanto deve-se atentar ao valor da amônia livre,

pois concentrações elevadas dessa podem inibir a ação das bactéria oxidadoras de

N-amoniacal também, por isso reduzindo a quantidade de nitrito formado.

Os sistemas físico-químicos que merecem destaque na remoção de

nitrogênio são a precipitação química, a oxidação com cloro, a troca iônica e o

stripping da amônia livre.

A precipitação química do nitrogênio segue as mesmas etapas

citadas no tratamento do lixiviado no item 3.2.4, sendo que é o íon amônio NH4+ que

reage com o coagulante e forma os flocos de fosfato de magnésio amoniacal que

por seguinte irão sedimentar. Deve-se fazer o controle estequiométrico rigoroso,

para que haja a correta formação dos flocos. Em geral nesse tipo de tratamento o

efluente que resulta pode ter elevada salinidade.

Segundo Metcalf et Eddy (1991) a troca iônica é um processo

químico que promove a troca do íons amônio do lixiviado com um meio não solúvel,

38

permitindo assim que haja a eliminação da toxidade do nitrogênio. Por último pode

ser citado o stripping, que será abordado no item subseqüente.

3.4 STRIPPING

3.4.1 Nitrogênio Amoniacal

O nitrogênio presente no lixiviado encontra-se basicamente na forma

orgânica e amoniacal, variando conforme a idade desse efluente e de suas

características. Em longo prazo, como visto em 3.2.1, o nitrogênio orgânico vai

sendo convertido em nitrogênio amoniacal, o qual se torna o componente mais

significativo do lixiviado, esse ainda pode ser um dos responsáveis pelo forte odor do

lixiviado, devido à liberação da amônia livre, mais conhecida como gás amoníaco,

especialmente quando o pH do lixiviado estiver elevado (MARINGONDA, 2008).

O N-amoniacal é formado pelo íon amônio e a amônia livre. No meio

aquoso o íon amônio se encontra em equilíbrio com a amônia livre, em função do pH

e da temperatura do meio, conforme mostra a Reação 01. Segundo Souto (2009), a

amônia apresenta um caráter polar, por isso apresenta grande solubilidade e é

responsável pela condutividade do meio.

++↔+

43 NHHNH R. 01

Com o aumento da temperatura e/ou do pH o equilíbrio NH3/NH4,

mostrado na R. 01, desloca-se para a esquerda, no sentido de formação da amônia

livre. A fração de amônia livre pode ser determinada usando a Equação 01.

amônialivremgNH�. L�� =��

��

��.�� !

�� !"#

$%&&'(%)*

� Eq. 01

Esse mecanismo de formação de amônia livre, com o aumento do

pH pode ser observado na Figura 3.3, onde os valores foram obtidos através da

Equação 01, para temperatura de 25oC.

Figura 3.3 - Proporção entre a amônia livre e o íon amônio em função do pH do meio, para temperatura de 25ºC. Gráfico construído a partir das equações de equilíbrio da amônia, considerando pKan = 9,25. Fonte: (SOUTO, 2009)

De acordo com a Figura 1 e

seguinte conclusão:

• pH < 8 Praticamente toda a amônia encontra

[NH4

+];

• pH = 9,5 Praticamente existe um equilíbrio entre o gás amônia e

o íon amônio;

• pH > 11 Praticamente toda a amônia se encontra na forma d

NH3.

Através desses valores, conclui

não existe a amônia livre, apenas o íon amônio. Portanto a toxicidade do N

amoniacal depende da temperatura e, principalmente, do pH.

Ainda de acordo com a Equação 02, a temperatura t

apresenta papel considerável n

favorece a formação de amônia livre, c

construído a partir da Equação 0

Tabela 3.5 (USEPA, 1999 apud SOUTO, 2009).

pKan=0,09018+

2729,92

273,2+T

KaN= [H+].[OH

-]

[NH3].[H2O]

Kbn= [NH4

+].[OH

-]

[NH3]

Proporção entre a amônia livre e o íon amônio em função do pH do meio, para temperatura de 25ºC. Gráfico construído a partir das equações de equilíbrio da amônia, considerando

= 9,25. Fonte: (SOUTO, 2009)

De acordo com a Figura 1 e a Equação 02, pode

pH < 8 Praticamente toda a amônia encontra

pH = 9,5 Praticamente existe um equilíbrio entre o gás amônia e

pH > 11 Praticamente toda a amônia se encontra na forma d

Através desses valores, conclui-se que em pH neutro praticamente

não existe a amônia livre, apenas o íon amônio. Portanto a toxicidade do N

amoniacal depende da temperatura e, principalmente, do pH.

Ainda de acordo com a Equação 02, a temperatura t

apresenta papel considerável no equilíbrio NH4+/NH3, sendo que seu aumento

favorece a formação de amônia livre, como mostra o gráfico da Figura 3.

construído a partir da Equação 01, com auxílio das Equações 02,

(USEPA, 1999 apud SOUTO, 2009).

39

Proporção entre a amônia livre e o íon amônio em função do pH do meio, para

temperatura de 25ºC. Gráfico construído a partir das equações de equilíbrio da amônia, considerando

a Equação 02, pode-se chegar a

pH < 8 Praticamente toda a amônia encontra-se na forma de íon

pH = 9,5 Praticamente existe um equilíbrio entre o gás amônia e

pH > 11 Praticamente toda a amônia se encontra na forma de

se que em pH neutro praticamente

não existe a amônia livre, apenas o íon amônio. Portanto a toxicidade do N-

Ainda de acordo com a Equação 02, a temperatura também

, sendo que seu aumento

omo mostra o gráfico da Figura 3.4,

auxílio das Equações 02, 03 e 04, além da

Eq. 02

Eq. 03

Eq. 04

40

Nas Equações 03 e 04, KaN representa a constante de dissociação

do íon amônio , valor que varia de acordo com a temperatura do líquido e Kbn,

constante de ionização da amônia.

Figura 3.4 - Porcentagem correspondente à amônia livre no nitrogênio amoniacal, em função do pH e da temperatura. Fonte: (SOUTO, 2009) Tabela 3.5 – Variação das constantes de dissociação do íon amônio e da amônia não ionizada com a temperatura

T (ºC) KaN pKaN KbN pKbN 0 8,299 x 10-11 10,083 1,374 x 10-05 4,862 5 1,25 x 10-10 9,903 1,479 x 10-05 4,830

10 1,862 x 10-10 9,7330 1,570 x 10-05 4,804 15 2,729 x 10-10 9,562 1,652 x 10-05 4,782 20 3,972 x 10-10 9,401 1,710 x 10-05 4,767 25 5,675 x 10-10 9,245 1,774 x 10-05 4,751 30 8,056 x 10-10 9,094 1,820 x 10-05 4,740 35 1,128 x 10-09 8,948 1,849 x 10-05 4,733 40 1,562 x 10-09 8,806 1,862 x 10-05 4,730 45 2,141x 10-09 8,669 1,879 x 10-05 4,726 50 2,906 x 10-09 8,537 1,892 x 10-05 4,723

Fonte: SOUTO, 2009

A amônia livre é bastante volátil, portanto a remoção do nitrogênio

através dessa forma é bastante viável, desde que se consiga chegar às

características acima explicitadas. Portanto uma alternativa válida é promover sua

remoção através do stripping, também conhecido como arraste do gás.

3.4.2 A Dinâmica do Stripping

Além do equilíbrio entre o íon amônio e a amônia no meio aquoso,

representado na Reação

no caso o lixiviado, com a fase gasosa, a atmosfera, fenômeno ilustrado na Figura

3.5, o qual ocorre natura

processo do stripping, vocábulo de origem inglesa que significa arraste de ar e pode

ser traduzido ao português como dessorção (SOUTO, 2009).

Figura 3.5 – Equilíbrios químicos significativos da amôFonte: (SOUTO, 2009)

O stripping é um processo de transferência de massa que acelera a

volatilização de compostos de uma fase líquida (lixiviado), para uma fase gasosa

(atmosfera), fazendo-se um gás (ar) passa

gás não deve ser o composto a ser removido, no caso o gás amônia. À medida que

a amônia livre vai sendo volatilizada gera

solução, mas rapidamente restabelecido, de maneira que os

liberam íons H+ e formam novas moléculas de amônia livre. Em um primeiro

momento, segundo Von Sperling (1997), o íon H

ao sistema de tamponamento bicarbonato

A Reação

presente no meio, onde se pode observar que há consumo de alcalinidade pelo íon

hidrogênio, sendo que para cada mg de NH

dissocia em H+ e NH

consumidos (VON SPERLING, 1997). Em alguns casos,

muito elevada e mesmo havendo consumo de alcalinidade por parte do íon

hidrogênio, esse não é suficiente para diminuir o pH.

tripping


Reação 01, existe ainda o equilíbrio do gás amônia da fase líquida,


3.5, o qual ocorre naturalmente, mas de maneira lenta, podendo ser acelerado pelo


ser traduzido ao português como dessorção (SOUTO, 2009).

Equilíbrios químicos significativos da amônia nas concentrações presentes no lixiviado.



se um gás (ar) passar pelo líquido (lixiviado), sendo que esse


a amônia livre vai sendo volatilizada gera-se um desequilíbrio momentâneo na

solução, mas rapidamente restabelecido, de maneira que os

e formam novas moléculas de amônia livre. Em um primeiro

momento, segundo Von Sperling (1997), o íon H+ não confere acidez ao meio devido

ao sistema de tamponamento bicarbonato-gás carbônico.

Reação 02 representa a reação entre o íon H


hidrogênio, sendo que para cada mg de NH4+(medidos na forma de N

3, 3,63 mg de alcalinidade na forma de CaCO

consumidos (VON SPERLING, 1997). Em alguns casos, a alcalinidade do meio é


não é suficiente para diminuir o pH.

41


01, existe ainda o equilíbrio do gás amônia da fase líquida,


lmente, mas de maneira lenta, podendo ser acelerado pelo


nia nas concentrações presentes no lixiviado.



r pelo líquido (lixiviado), sendo que esse


se um desequilíbrio momentâneo na

íons amônio (NH4+)

e formam novas moléculas de amônia livre. Em um primeiro

não confere acidez ao meio devido

ção entre o íon H+ e o bicarbonato


(medidos na forma de N-NH3) que se

3,63 mg de alcalinidade na forma de CaCO3 serão

a alcalinidade do meio é


42

H+ + HCO3- ↔ H2O + CO2 R. 02

O stripping é muito utilizado na indústria química e petroquímica e

segundo Metcalf & Eddy (1991) é uma modificação do processo de aeração, que

também pode promover a saída dos gases mais voláteis, ou seja, pode-se promover

a saída dos gases tanto pela agitação mecânica, quanto pela aeração, essas duas

variações geram ainda muita discussão no meio científico. Por isso ainda não se

chegou a um consenso para afirmar qual procedimento tem a melhor eficiência, isso

pode ser explicado ainda por outras variáveis inerentes ao stripping, como a

variação do pH e da temperatura.

Segundo Souto (2009), a passagem do ar pelo líquido é acelerada

forçando-se o contato do líquido com um gás que não contenha o composto que se

deseja remover. Essa transferência de massa pode ser explicada pela lei de Henry,

que segundo Huang e Shang (2006) ocorre pelo fato da concentração de poluentes

no líquido ser maior que no ar.

A constante de Henry pode ser inicialmente descrita pela Equação

06. A temperatura é um fator de extrema importância, portanto de uma maneira mais

completa na Equação 05 a temperatura é adicionada, gerando a Equação 06. Essa

constante é importante, pois é um bom indicativo para o potencial da remoção da

substância por stripping.

H=CG

CL Eq. 05

cL: concentração de contaminante no líquido

cg: concentração de contaminante no gás

log H= - A

RT + B Eq. 06

H: constante de Henry

R: constante universal dos gases

A e B são coeficientes empíricos de ajuste

T: temperatura em Kelvin

A partir das Equações 05 e 06, pode-se chegar a Equação da

transferência de massa no stripping que pode ser descrita pela Equação 07.

(HUANG e SHUANG, 2006) 1

V

dm

dt= - KLa(CL

* -CL) Eq. 07

V = volume do líquido m³;

m = massa do soluto Kg;

43

KL = taxa de transferência de massa m/s

a = área específica m²/m³;

CL = maior concentração na fase líquida

CL* = concentração na fase líquida em equilíbrio com a concentração na fase gasosa

KLa = constante de transferência

O arraste de amônia pode remover entre 60 e 95% do nitrogênio

amoniacal, não tendo qualquer efeito sobre as outras formas de nitrogênio, a

eficiência varia em função da concentração de amônia livre presente (METCALF &

EDDY, 1991).

Qasim e Chiang (1994 apud SOUTO, 2009) afirmam que o arraste

de amônia é um processo confiável, sua operação e manutenção são relativamente

fáceis, não colocando os operadores em risco, entretanto depende de condições

climáticas e pode haver poluição da atmosfera com o lançamento de compostos

voláteis. Os mesmos autores ainda retratam o uso desse tratamento em escala real

no aterro de Tullytown, Pensilvânia, EUA, onde o stripping é usado como pré-

tratamento para um posterior tratamento biológico por lodos ativados. Há

primeiramente uma adição de cal para aumento do pH e para precipitação de metais

e outros poluentes. A eficiência do sistema como um todo é de 90,1% para a

remoção da amônia, mas não é reportada a eficiência apenas do stripping.

Além da importante influência do pH e da temperatura, Silva (2002)

considera que a área de contato entre o gás de arraste (amônia) e o líquido, a

solubilidade do gás amônia e sua difusividade no ar e na água são fatores que

também devem ser considerados para a implantação do sistema, e caso seja usado

sistema por aeração, a vazão de ar também contribui para tornar a remoção mais

rápida, ou mesmo melhorada, devido a quebra da tensão superficial do líquido,

ocasionado pelo turbilhonamento local (GOMES et al., 2009).

3.4.3 Variações do Stripping

Os sistemas de arraste com ar podem ser divididos em dois grandes

grupos: sistemas nos quais a fase líquida é contínua, havendo a dispersão da fase

gasosa, e sistema nos quais a fase gasosa é contínua, havendo dispersão da fase

líquida, também conhecido como torres de arraste. Podem ainda ser classificados

44

quanto ao sentido do escoamento, o qual pode ser contracorrente, co-corrente ou

cruzado.

Os sistemas em que a fase líquida é contínua recebem o nome de

tanque de arraste, que consistem em reservatórios dotados de aeradores. O

borbulhamento de ar difuso ou a ação de agitadores mecânicos aumentam a

superfície de contato gás/líquido e com isso aumentam a transferência de massa

através dessa interface.

As torres de arraste (ou recheio) são baseadas no principio do

balanço de matéria e apresentam a fase gasosa contínua, havendo dispersão da

fase líquida. As torres são formadas por cilindros preenchidos com um material

inerte, que ofereça uma elevada superfície específica, são dotadas também de

outros dispositivos, como a placa de apoio para o recheio, as quais devem ter

resistência suficiente para agüentarem o recheio; um sistema de distribuição do

afluente, que segue o sentido de cima para baixo em regime de gotejamento;

dispositivos a fim de evitar o escoamento preferencial pelas paredes da torre;

sistema de injeção de ar para o arraste, contrário ao sentido de escoamento do

líquido para fluxos contracorrente e pontos de saída do ar e efluente (GOMES et al.,

2009; SOUTO, 2009).

O material de recheio da torre além de possuírem elevada superfície

específica e serem inertes quimicamente deve apresentar ainda um elevado volume

de vazios, para permitir altas vazões do líquido; exercer baixa perda de carga para o

escoamento de ar; ser de baixo custo e também ao mesmo tempo devem ser leves e

mecanicamente resistentes. Podem ser utilizados como material de recheio os

plásticos e britas, pois geralmente atendem as características acima (GOMES et al.,

2009; SOUTO, 2009).

Os tanques de arraste podem apresentar algumas variações, como

os reatores de fluxo pistonado, reatores com chicanas e os reatores com aeração ou

agitação mecânica. Os reatores de fluxo pistonado são dotados de haletas que

promovem a agitação do sistema para promover a dessorção do nitrogênio

amoniacal, sendo que o último pode também ter uma parcela incorporada as algas,

em suma é um sistema de baixo custo e pode ser viável em escala real. Nos

reatores com chicanas, geralmente fabricadas com materiais plásticos, como o

polietileno, o lixiviado segue por um canal com alguns desses dispositivos, os quais

promovem ondulações durante o escoamento, permitindo assim a remoção do

45

nitrogênio amoniacal. Nesse tipo de reator a temperatura, o pH e a recirculação do

percolado são controlados com objetivo de garantir a maior eficiência possível do

sistema (GOMES et al., 2009; SOUTO, 2009).

Por fim os reatores com aeração ou agitação mecânica podem ser

realizados com alimentação contínua ou intermitente, dependendo do objetivo do

sistema. No processo contínuo pode haver uma zona de variação na concentração

do nitrogênio amoniacal, região essa que é localizada na entrada do reator, por onde

entra o lixiviado novo, mas que no decorrer do tanque vai sendo reduzida chegando

a uma remoção de 30 %, em alguns casos pode haver a formação de pequena

quantidade de nitrito e nitrato, pela incorporação de oxigênio promovida pela

agitação do sistema (GOMES et al., 2009). No sistema intermitente (batelada), o

reator é cheio e esvaziado de acordo com observações feitas em relação ao Tempo

de Detenção Hidráulica (TDH), e caso haja sistemas biológicos posteriores, regula-

se o TDH através do tempo necessário para ocorrer a nitrificação e desnitrificação

(SOUTO, 2009).

3.4.4 Correção do pH

O aumento do pH e da temperatura favorece a formação de amônia

livre e por seguinte a eficiência da remoção do nitrogênio por stripping do NH3.

Entretanto simplesmente promover o aumento desmedido do pH do lixiviado pode

trazer conseqüências posteriores ao tratamento como um todo, principalmente se

houver um tratamento biológico na seqüência, pois um meio muito alcalino inibe a

atividade de algumas bactéria.

O excesso de cal, utilizado para aumentar o pH, pode ainda

promover a remoção do pouco do fósforo existente, o que também prejudica os

processos biológicos subseqüentes, pois o fósforo é usado como nutriente pelas

bactérias. Para remover a cal do lodo excedente pode ser feito a recalcinação, onde

o lodo é submetido a altas temperatura e a cal é transformada em cal virgem,

liberando gás carbônico, que pode ser usado para recarbonatar o efluente e diminuir

novamente seu pH, mas só e viável em Estações de tratamento de esgoto de grande

porte (METCALF & EDDY, 1991).

46

Embora o aumento do pH traga alguns problemas, se feito de

maneira controlada, pode trazer benefícios ao sistema, pois além de permitir que o

stripping seja mais eficiente ele também permite que haja a remoção de metais e

outros compostos por precipitação. Portanto deve-se sempre realizar testes com

concentrações diferentes de alcalinizantes para encontrar aquela que otimiza o

sistema de arraste de ar, mas ao mesmo tempo não prejudique os processos de

tratamentos seguintes.


Com o objetivo de completar o estudo sobre o stripping da amônia

livre, pode-se tecer algumas vantagens e desvantagens do sistema, conforme

citadas por Silva (2002) e USEPA (2000).

As principais vantagens que merecem destaque é o controle

mecânico que o sistema apresenta, bem como sua facilidade de operação; ele pode

atingir níveis de remoção satisfatórios que enquadram o efluente em níveis de

concentração de nitrogênio amoniacal exigidos pela legislação e seu funcionamento

não é alterado devido a presença de substâncias tóxicas.

Algumas desvantagens aparecem em virtude do tipo de sistema de

stripping adotado, as torres de arraste, por exemplo, merecem cuidados mais

criteriosos, pois nelas pode haver incrustação de precipitados de ferro e carbonato

de cálcio em suas paredes e tubulações, além de em alguns casos exigirem a

constate recirculação do lodo. Em geral, em todas as formas de stripping deve ser

feito o controle do pH e da temperatura, fatores limitantes do processo.

Outra desvantagem que o stripping apresenta são os problemas que

o gás amônia pode vir a causar no ambiente, devido, por exemplo, a sua

corrosividade, fato que será explanado de maneira mais completa no item seguinte

do trabalho.

Por fim, chega-se a mesma conclusão que no item sobre tratamento

de lixiviado, onde a melhor opção se dá pelo uso do stripping para a remoção de

nitrogênio como um pré-tratamento físico-químico, para posterior tratamento

biológico, entretanto avanço nas pesquisas sobre a remoção de nitrogênio indica o

surgimento de procedimentos que ao mesmo tempo em que removem o poluente,

47

também o recuperam, como é o caso da precipitação do nitrogênio em forma de

estruvita (MAP), composto formado também por magnésio e fósforo, que pode ser

utilizado como fertilizante agrícola (IACONI, et al., 2009).

3.5 REUTILIZAÇÃO DO GÁS AMÔNIA E NUTRIENTES

3.5.1 Malefícios do Gás Amônia

No item anterior foram citados os malefícios que o nitrogênio causa

nas suas diferentes formas e locais, exceto na atmosfera. No tópico presente, será

ressaltado o efeito do gás amônia (NH3) na atmosfera e por seguinte algumas

medidas que podem recuperá-lo e assim minimizar maiores problemas.

A amônia em temperatura ambiente é um gás incolor, com um odor

muito forte e com uma baixa densidade, mais leve que o ar, sua densidade relativa

ao ar é de 0,5963. Esse gás devido as suas propriedades apresenta vasta aplicação,

como fonte para a fabricação de fertilizantes, agente neutralizador na indústria do

petróleo e gás de refrigeração em sistemas industriais, apresentando baixo potencial

destruidor do ozônio estratosférico, um dos motivos por ser muito utilizado (FELIX et

CARDOSO, 2004 apud SOUTO, 2009; GIROLA, 2009).

A atmosfera pode receber o gás amônia de diversas fontes distintas,

sendo a maior delas a decomposição de materiais orgânicos e dejetos de animais

(FRANCO et al., 2000 apud GIROLA, 2009), seguidos pela volatilização de

fertilizantes sintéticos, queima de biomassa, perda natural pela vegetação,

processos industriais e emissões (UGUCIONE et. al., 2002 apud GIROLA, 2009).

De acordo com a literatura, vários são os efeitos da amônia na

saúde humana, estes efeitos vão desde suaves irritações a severas lesões no corpo

devido à alcalinidade desta substância, acidentes que ocorrem geralmente em

ambientes fechados ou mal ventilados (FONTANA, 2006 apud GIROLA, 2009).

Oliveira et. al (2005, apud FERRAZ, 2010) avaliou a concentração

de gás amônia próximo as lagoas de lixiviado em aterros sanitários e detectou

concentração entre 60 a 105 mg/L, valores acima do limite de 20mg/L estabelecido

pelo Ministério do Trabalho (1978), ou seja, prejudiciais aos funcionários dessa área.

48

O gás amônia é quimicamente ativo e se combina facilmente com

ácidos fortes, como o nítrico, sulfúrico e clorídrico, formando aerossóis, os quais

podem alterar a visibilidade na atmosfera e ainda contribuir para a acidez da chuva

ácida. Dentre os compostos o sulfato de amônio é o mais estável, segundo Souto

(2009).

Além dos efeitos deletérios à atmosfera, o gás amônia ainda pode

prejudicar a flora do ecossistema que ele for inserido, causando efeitos mais

prejudiciais que no próprio ar. A deposição do (NH3) sobre a vegetação contribui

para a acidificação e posterior nitrificação do solo (SOUTO, 2009; GIROLA, 2009).

Essa informação também é confirmada por Environment Canada (2001, apud

FERRAZ, 2010).

3.5.2 Recuperação do nitrogênio e uso na agricultura

Os nutrientes, e seus respectivos íons, essenciais para o

desenvolvimento das plantas podem ser divididos em basicamente dois grupos: os

macronutrientes e os micronutrientes. Os macronutrientes são formados pelo

nitrogênio, fósforo, potássio, magnésio e o enxofre, os quais são usados em grande

quantidade pelas plantas, e os micronutrientes são aqueles utilizados em pequenas

quantidades, principalmente nas reações enzimáticas, e são representados pelo

ferro, cobre, zinco, manganês, níquel, cloro, boro e o molibdênio.

Nem sempre o solo apresenta todos os nutrientes acima citados, os

quais são necessários para o desenvolvimento das plantas. Portanto na agricultura

são utilizados métodos para que haja a complementação dos nutrientes em

escassez e permita o crescimento pleno das culturas, ou seja, a fertilização do solo

em questão.

Para promover a fertilização do solo são usados geralmente

nutrientes sintéticos, os quais geralmente não são comercializados na forma pura,

sendo vendidos em forma de compostos. O nitrogênio, por exemplo, é

comercializado na forma de uréia, nitrato de amônio, fosfato de amônio ou sulfato de

amônio, além de soluções fertilizantes que já sejam nitrogenadas (CCOHS, 2007;

USEPA, 1995; apud SOUTO, 2009).

49

Alguns sistemas de tratamento além de promoverem a remoção dos

nutrientes do lixiviado, esgoto doméstico ou de outros resíduos, podem também ao

mesmo tempo criarem compostos que poderão ser reutilizados depois,

principalmente na agricultura.

No item 3.4.5 foi citado o sistema estudado por Iaconi et al, (2009)

para a precipitação da estruvita, composto formado por magnésio, fósforo e

nitrogênio e também conhecida como MAP. Esse precipitado é um excelente adubo,

pois fornece quantidades interessantes de nitrogênio e fósforo. Mesmo que para

ocorrer o fenômeno acima haja a necessidade da adição de fósforo e magnésio no

lixiviado, o tratamento é interessante, uma vez que há a reciclagem do nitrogênio.

Segundo Silva (2002) uma concentração inicial de 5618 mg/L de amônia contida em

lixiviado bruto foi reduzida para 112 mg/L em período de 15 minutos, com pH

controlado entre 8,5 e 9,0 com a utilização do MAP.

Compósitos podem ser outra alternativa para recuperação de

nutrientes. São materiais formados de dois ou mais constituintes com distintas

composições, estruturas e propriedades que estão separados por uma interface

(CHAWLA 1987, apud GIROLA 2009). O compósito SiO2/ZrO2/Fosfato (SPZ) pode

ser utilizado para recuperação do gás amônia pois consegue adsorver quantidades

grandes desse gás em forma de NH4+ (ALAFAYA, 2000 apud GIROLA 2009). Girola

(2009) estudou o uso do SPZ para absorver o gás amônia liberado em granjas de

frango e obteve eficiência de 60%, com vazão de gás de arraste de 36 L/h.

Guo et al. (2009) desenvolveram em seu trabalho um sistema para

remoção do NH3 do biogás para aumento do potencial energético desse último. A

idéia é fazer com que o gás amônia seja adsorvido por uma matriz sólida, no caso

lascas de madeira, embebecida com ácido sulfúrico, através da pressurização.

Segundo os autores o sólido resultante pode ser utilizado como fertilizante agrícola.

3.5.3 Recuperação do gás amônia em solução de ácido sulfúrico

Como visto, um dos objetivos desse trabalho é encontrar uma

alternativa para recuperação do gás amônia liberado no stripping do lixiviado, a qual

pode ocorrer através da absorção desse gás em uma solução de ácido sulfúrico.

50

De acordo com Perry e Green (1997 apud FERRAZ, 2010) absorção

é um processo em que componentes de uma mistura gasosa são dissolvidos em um

líquido, e quando o processo ocorre mediante uma reação química na fase líquida,

esse denomina-se absorção química

A reação entre a amônia e o ácido sulfúrico é espontânea e

irreversível, ou seja, se dá apenas em uma direção; os produtos formados não têm

capacidade de reagirem entre eles e formarem novamente os reagentes, como

pode-se observar na Reação 0.3

2NH3(gás)+H2SO4(líquido) → (NH4)2SO4(líquido) + H2O(líquido) R. 03

Na literatura existem poucos trabalhos que mencionam a

recuperação do gás amônia liberado através do stripping, os autores salientam a

importância desse tratamento, mas geralmente não fazem um estudo aprofundado,

faltando maiores detalhes do sistema e portanto sendo difícil tecer comparações.

Bento et. al. (2009, apud FERRAZ, 2010) promoveu a recuperação

do gás amônia originado no stripping da amônia livre de lixiviado. O arraste de ar foi

realizado através de torres e o pH do efluente foi corrigido para 10 unidades, por fim

o sistema apresentou eficiência de 87% para a remoção de amônia e 88,6% para

seu recolhimento em solução de ácido clorídrico a 0,2 moles/L.

Ferraz (2010) desenvolveu um sistema similar ao do autor anterior,

utilizou a torre de arraste com diferentes vazões e lixiviado com diferentes valores de

pH, chegando em média a uma remoção de 99% do nitrogênio amoniacal presente

no lixiviado e recolhimento de 80% do gás amônia produzido em solução de ácido

sulfúrico a 0,4 moles/L.


A partir do contexto apresentado, conclui-se que é viável a

recuperação do nitrogênio liberado na forma de gás amônia pelo stripping, ou ainda

por outra forma de tratamento do lixiviado. Dois motivos principais podem levar a

essa conclusão, o primeiro é a possibilidade de o gás amônia causar problemas ao

meio ambiente, Qasim e Chiang (1994 apud SOUTO, 2009), Hossaka (2008), e

Souto (2009), são alguns dos autores que demonstram essa preocupação em seus

trabalhos. O segundo motivo é o fato do nitrogênio ser importante macronutriente

51

para os vegetais, ou seja, a recuperação desse nutriente pode diminuir a produção

sintética, poupando o ambiente dos malefícios que seu excesso pode vir a causar.

Um dos objetivos deste estudo é promover a recuperação do gás

amônia através de uma solução de ácido sulfúrico (H2SO4), formando assim o

sulfato de amônio ((NH4)2SO4), que pode ser usado na agricultura como fertilizante

(item 3.5.2).

Além de evitar danos ao homem e ao ambiente a recuperação do

gás pode diminuir a síntese artificial da amônia por parte das indústrias, reduzindo

assim a incorporação de nitrogênio no ambiente de maneira excessiva, além

daquela que o ecossistema está preparado para absorver.

52

4 MATERIAIS E MÉTODOS

4.1 SISTEMA EXPERIMENTAL

Para que os objetivos do trabalho pudessem ser alcançados, foi

desenvolvido um protótipo, em escala de bancada e operado em bateladas. Foram

realizadas cinco bateladas.

Considerando a necessidade de melhorar o sistema no sentido de

alcançar os objetivos propostos, principalmente no caso da recuperação do

nitrogênio, o mesmo teve suas características alteradas de uma batelada para outra.

Apesar das diversas alterações realizadas de uma batelada para

outra, a essência do modelo não foi alterada e, de uma maneira geral, todos os

protótipos apresentavam a seguinte configuração:

• Recipiente para acondicionamento e tratamento do lixiviado, ou

seja, um reator de stripping (frasco 01);

• Frasco com solução de ácido sulfúrico para neutralização do gás

amônia, (frasco 02);

• Nas três primeiras bateladas foi utilizado ainda um terceiro

frasco com objetivo de acusar a fuga do gás amônia (frasco 03);

• Aeradores ligados ao reator para promover o stripping da

amônia livre do lixiviado;

• Mangueira para o escoamento do gás amônia com diâmetro

interno de 1cm;

• Mangueira para conduzir o ar do aerador ao reator, com 0,5 cm

de diâmetro interno;

As bateladas foram divididas em três grupos distintos, levando em

conta a similaridade entre os protótipos. As principais características dos protótipos

são apresentadas na Tabela 4.1.

53

Tabela 4.1 – Resumo das características dos frascos 01 e 02 nas seis batealdas realizadas

Características Bateladas

01 02 03 04 05 06 Frasco 01

Volume Total (L) 1,2 1,2 3,3 9,0 9,0 9,0 Volume de Lixiviado (L) 0,8 0,8 2,5 5,0 5,0 5,0 Volume de ar (L) 0,4 0,4 0,8 4,0 4,0 4,0 Altura da coluna de ar (cm) 4,5 4,5 9,0 5,0 5,0 5,0 Formato cil. cil. cil. ret. ret. ret. Área supecial (cm²) 63,6 63,6 143,1 680,0 680,0 680,0

Frasco 02 Volume Total (L) 1,2 1,2 1,2 0,5 0,5 - Volume de Solução Ácida (L) 1,0 1,0 1,0 0,5 0,5 - Formato cil. cil. cil. erl. erl. Concentração do ácido (mol/L) 4,6 0,03 0,47 0,4 0,4 -

4.1.1 Sistema 01

No sistema 01 foram realizadas as bateladas B1 e B2. O esquema

do protótipo pode ser observado na Figura 4.1 e nas fotos das Figuras 4.4 a 4.7.

Figura 4.1- Esquema do protótipo do sistema 01 (medidas em cm). Sendo 1 - lixiviado, 2 -solução de ácido sulfúrico; 3 - ácido bórico com indicador

O reator de stripping (frasco 01) era dotado de sistema de aeração

para promover a agitação do lixiviado e, conseqüentemente, o stripping da amônia

livre. O reator com o lixiviado era conectado por mangueiras ao frasco 2, que

54

continha solução de ácido sulfúrico para reter o gás amônia e, portanto, formar de

sulfato de amônia.

Figura 4.2- Frasco 01. Em detalhe orifício para a passagem da mangueira do aerador.

Figura 4.3- Frasco 02 com a mangueira que o ligava ao frasco 03.

A mangueira oriunda do frasco 1 se prolongava dentro do frasco 2

até próximo ao fundo, aumentando assim o contato entre o gás amônia e a solução

ácida para favorecer sua neutralização. Na parede desse frasco, a aproximadamente

20 cm do seu fundo e a 3 cm da superfície da solução, um orifício permitia que uma

mangueira ligasse esse ao frasco 03 (Fig. 4.6). Esse frasco, que continha indicador

de ácido bórico, tinha como função acusar qualquer fuga do gás amônia, caso esse

não fosse neutralizado pela solução de ácido sulfúrico.

Figura 4.4 – Mangueira utilizada na ligação entre o frasco 01 e frasco 02.

Figura 4.5 – Frasco 03 com indicador de ácido bórico. Na primeira batelada sem respiro e na segunda com respiro.

1

2

55

Os aeradores utilizados são os mesmos utilizados em aquários,

ambos eram bivolt e funcionaram ininterruptamente durante todo o tempo da

batelada (Figura 4.1 e 4.2). A taxa de aeração de cada um era próxima a 90 L/h.

Para a batelada B1, a solução de ácido sulfúrico foi de 4,6 moles por litro.

Na batelada B2 a concentração do ácido foi alterada, a qual passou

a ser 0,03 moles por litro. Essa concentração foi estimada a partir da reação

estequiométrica e considerando a remoção por stripping de uma determinada massa

de amônia. Outra mudança realizada na B2 em relação à batelada anterior (B1) foi a

criação de um respiro no frasco 03.

4.1.2 Sistema 02

No sistema 02 foi realizada a batelada B3, sendo esse sistema

modificado em relação ao anterior. Adotou-se dessa vez um frasco com um volume

maior de lixiviado e de ar, entre a superfície do líquido e a tampa do recipiente, com

o objetivo de melhorar a eficiência do stripping. Além disso, para melhorar a

distribuição do ar e evitar borbulhamento do lixiviado na saída da mangueira

proveniente do aerador foi utilizada uma pedra porosa, similar as utilizadas em

aquário. Os detalhes são apresentados na Figura 4.6.

Figura 4.6 - Esquema batelada B3, medidas em cm. Em planta, o diâmetro de cada recipiente e em corte, as alturas dos recipientes e líquidos e o posicionamento dos orifícios. Sendo 1 - lixiviado, 2 -solução de ácido sulfúrico; 3 - ácido bórico com indicador

56

Outra mudança foi a troca do frasco 02 por um recipiente de mesmo

volume, mas com fechamento mais hermético que o anterior. Além disso, um

dispositivo foi acoplado a sua ponta para garantir o correto posicionamento da

mangueira no fundo do recipiente. Nesta batelada (B3) a solução de ácido sulfúrico

(H2SO4) foi de 0,47 moles por litro.

Figura 4.7- Frasco 01, recipiente de vidro dotado de tampa plástica com furos para entrada das mangueiras de borracha

Figura 4.8- Frasco 02, recipiente de plástico dotado de tampa de mesmo material.

4.1.3 Sistema 03

No sistema 03 foram realizadas as bateladas 04 e 05, as quais

apresentaram outras mudanças, visando a melhoria principalmente na eficiência do

stripping. O esquema desse grupo está representado na Figura 4.11.

Os protótipos dessas bateladas passaram a ter apenas os frascos

01 e 02, onde ambos foram modificados. O frasco 03 foi retirado, uma vez que em

nenhuma das três bateladas anteriores em que ele esteve presente foi detectado

nitrogênio amoniacal no indicador de ácido bórico.

O frasco 01 continuou sendo plástico e com tampa de fechamento

hermético, mas seu formato passou a ser retangular. Essa alteração no formato

visou aumentar a área de contato entre o lixiviado e o ar, a fim de melhorar a

eficiência do stripping. Sua tampa era provida de dois furos, um para a saída da

mangueira com o gás amônia e a outra para a entrada do ar do aerador.

Devido a maior área superficial do reator, apenas um ponto de

aeração não seria suficiente para uma boa eficiência do stripping da amônia livre,

57

por isso foi utilizado um divisor de vazão na mangueira do aerador, portanto dois

pontos do tanque passaram a ser aerados de maneira uniforme. Assim como na

terceira batelada, os dois pontos de aeração possuíam uma pedra porosa em sua

ponta, com o mesmo objetivo de não provocar borbulhamento no lixiviado.

Figura 4.9 - Esquema da batelada B5, com medidas em cm. Em planta, o diâmetro de cada recipiente e em corte, as alturas dos recipientes e líquidos e o posicionamento dos orifícios. A batelada B4 apresenta a mesma configuração, mas com apenas um aerador.

O erlenmeyer de 500 ml passou a ser o frasco 02, o qual foi

preenchido no seu máximo volume com a solução de ácido sulfúrico de 0,4 moles

por litro. A mesma utilizada por Ferraz (2010).

O respiro foi mantido no frasco de coleta do gás. Um cuidado maior

foi tomado nessas bateladas em relação à vedação entre o encaixe da rolha e a

boca do erlenmeyer, o qual foi reforçado com cola de silicone.

O dispositivo plástico usado na ponta da mangueira do frasco 02 da

batelada anterior foi substituído por um difusor de ar ou pedra porosa, igual ao

utilizado no reator, o qual teve a função de evitar que o gás amônia borbulhasse e

passasse rapidamente pela solução, sem que houvesse tempo para a sua

neutralização. Ainda foram adicionadas cinco gotas de fenolftaleína, com a

finalidade de acusar caso a solução de ácido fosse saturada pelo gás amônia.

58

Figura 4.10- Frasco 01 batelada B4. A mangueira da esquerda alimenta o frasco 02 e a da direita é oriunda do aerador.

Figura 4.11- Frasco 02 batelada B4. Em detalhe o difusor de ar ou pedra porosa.

Após a realização da batelada B4, algumas observações foram

feitas e por seguinte algumas alterações no sistema. O divisor utilizado na saída do

aerador durante a batelada B4 foi substituído por dois aeradores.

Figura 4.12- Frasco 01 batelada B5, onde a mangueira central é a responsável pela saída do gás amônia e as outras duas para a entrada de ar do aerador.

Figura 4.13- Detalhe da borracha utilizada para a vedação, parte interna da tampa.

Como foi observado que havia incompatibilidade entre o material

plástico da tampa e o a cola de silicone, uma vez que após secar esta era facilmente

descolada, optou-se por utilizar borracha esponjosa para complementar a vedação

do protótipo, e evitar uma possível perda de gás amônia. Tal procedimento foi feito

colocando-se uma camada de borracha na tampa, tanto no seu lado externo quanto

interno. Assim pôde-se melhor vedar os furos para a passagem das mangueiras,

uma vez que o furo ficou mais justo e o silicone aderiu melhor à borracha do que ao

59

plástico. O sistema ainda foi embrulhado com filme de PVC, com a finalidade de

evitar outras fugas de gás, principalmente pelo encaixe da tampa com o recipiente.

Figura 4.14- Detalhe da vedação do furo para a passagem da mangueira, feita com cola de silicone aplicada sobre a borracha.

Figura 4.15- Aspecto final do frasco 01 da quinta batelada, após ser embrulhado com o filme de PVC.

4.1.4 Batelada Extra

Após a realização de todas as bateladas com o sistema completo,

ou seja, com a realização do stripping e do recolhimento do gás amônia, resolveu-se

realizar uma batelada extra para avaliar a remoção do nitrogênio ao longo do tempo

do stripping.

Para a análise dessa batelada foram recolhidas várias amostras,

com a finalidade de mostrar a evolução do tratamento por stripping ao longo dos

dias. O stripping foi realizado no reator, da mesma maneira que na batelada B5,

sendo que a modificação foi apenas a ausência do frasco 02. O sistema foi mantido

fechado ao longo do tempo, sendo aberto apenas para a coleta de amostras.

4.2 PREPARAÇÃO DO LIXIVIADO

O lixiviado utilizado no experimento foi proveniente do aterro

controlado do município de Londrina-PR, que opera desde a década de 70. A coleta

foi realizada na entrada do sistema de tratamento do aterro, em seguida o lixiviado

foi transportado por um caminhão tanque até o laboratório de Saneamento da

Universidade Estadual de Londrina onde foi armazenado em tanque de 5.000 l.

60

Para a realização das três primeiras bateladas, sistema 01 e 02, o

lixiviado foi utilizado sem nenhuma alteração em suas características iniciais, sendo

o reator preenchido com o lixiviado bruto.

Já nas duas últimas bateladas e na batelada BE decidiu-se por

alterar as características do lixiviado bruto. Primeiramente foi acrescido ao efluente

nitrogênio na forma de cloreto de amônio (NH4Cl), com o objetivo de aumentar o

valor de nitrogênio amoniacal e portanto gerar uma maior quantidade de gás

amônia. Outra modificação foi em relação ao pH do lixiviado, pois como retratado no

item 3.4.1, quanto maior o pH, maior a eficiência do stripping.

Na B4 foram acrescidos 500 mg de nitrogênio na forma de 9,45g

NH4Cl. Assim, o valor do nitrogênio amoniacal inicial da B4 foi de 925 mg N-NH3/L

(Tabela 5.1)

Por fim, na B5 e na BE o lixiviado também teve sua concentração de

nitrogênio amoniacal acrescida. Na B5 foram acrescidos 855 mg de nitrogênio, com

a adição total de 16,184 g de NH4Cl resultando num valor de nitrogênio amoniacal

inicial de 1137,02 mg N-NH3/L (Tabela 5.1). Na BE foi adicionado um total de 22,5 g

de NH4Cl, resultando em 1578 mg N-NH3/L.

Além das alterações na concentração de nitrogênio amoniacal,

houve correção do pH do lixiviado após a adição do cloreto de amônio. Na B5 o pH

foi corrigido de 8,3 para 9,6, e na BE de 8,3 para 10,4. Essas alterações foram

realizadas com a adição de NaOH 6N.

4.3 OPERAÇÃO DO SISTEMA

O sistema foi operado em forma de batelada, ou seja, de maneira

intermitente, com período de duração, ou seja, o tempo de detenção hidráulica

(TDH), variando de batelada para batelada (Tabela 4.2).

No início de cada batelada foram realizadas análises de alguns

parâmetros do lixiviado bruto. Os parâmetros monitorados foram: alcalinidade, pH e

nitrogênio amoniacal, cujas determinações seguiram os métodos descritos no

STANDARD METHODS (2005).

61

Tabela 4.2 – Tempo de detenção hidráulica de cada batelada.

Batelada TDH (dias) 01 7 02 14 03 24 04 13 05 14 06

Ao fim de cada batelada foram novamente monitorados os

parâmetros alcalinidade, pH e nitrogênio amoniacal do lixiviado presente no reator

(frasco 01) e também foram realizados os mesmo parâmetros, exceto alcalinidade,

na solução de H2SO4.

Nas bateladas de 1 a 5 (B1; B2; B3; B4; B5) não foram coletadas

amostras durante o período de andamento do ensaio. No entanto na batelada extra

(BE) foram coletas amostras durante o ensaio, neste caso para avaliar o decréscimo

do N-amoniacal ao longo do tempo. Nesta as coletas foram realizadas com pipetas

de 10 ou 25 ml inseridas no frasco 01 pelo mesmo orifício utilizado para a saída da

mangueira com gás amônia das bateladas B4 e B5. As coletas das amostras foram

realizadas a cada dois dias e os parâmetros monitorados foram os mesmos das

bateladas anteriores.

Na batelada B3 foram realizados os testes de nitrato e nitrito na

amostra final de lixiviado, ou seja, após o fim da batelada. O objetivo foi verificar se

houve alguma atividade biológica e transformação do nitrogênio amoniacal em

outras formas, no caso nitrito e nitrato. O resultado (item 5.1) deu negativo, portanto

os mesmos não foram realizados novamente nas demais bateladas.

As caracterizações do lixiviado feitas ao longo de toda a pesquisa

foram realizadas de acordo com métodos padronizados por APHA (2005), exceto o

nitrato, que foi usado o método do ácido salicilico (CATALDO, 1975).

62

5 RESULTADOS E DISCUSSÃO

Neste item serão apresentados os resultados obtidos nas diferentes

bateladas desenvolvidas durante o período de estudo.

Nas bateladas 1 a 5 foram analisados a eficiência tanto do stripping

na remoção de nitrogênio amoniacal quanto a recuperação do gás amônia utilizando

a solução de ácido sulfuríco.

A batelada extra (BE) teve por objetivo apenas avaliar as condições

dos stripping em um sistema fechado com monitoramento do nitrogênio amoniacal e

da alcalinidade ao longo do tempo.

5.1 RESULTADOS

Os principais resultados dos parâmetros físico-químicos de cada

batelada, bem como as eficiências de remoção e as relações com as principais

caracteristicas físicas de cada sistema são aprasentados nas Tabelas 5.1 a 5.3. A

Tabela 5.1 mostra os parâmetros monitorados no lixiviado, no início e final de cada

batelada. A Tabela 5.2 mostra a eficiência dos stripping, bem como outros valores

diretamente relacionados, como consumo de alcalinidade. Na Tabela 5.3 pode-se

observar variáveis que influenciam na eficiência do stripping. Nessa tabela são

apresentados também os resultados da batelada extra.

Tabela 5.1 – Resultados do stripping da amônia livre obtidos nas cinco bateladas

Parâmetros Bateladas

01 02 03 04 05 E TDH (dia) 7 14 24 13 14 11 pH inicial 8,57 8,57 8,30 8,6 9,6 10,42 pH final 9,22 8,89 9,00 8,98 9,2 9,44 Alcalinidade inicial (mg CaCO3/L) 3099 3275 3173 3023 5480 8900 Alcalinidade final (mg CaCO3/L) 1956 2320 2243 1589 1955 3459 N-amoniacal inicial (mg N-NH3/L) 473 370 448 925 1137 1578 N-amoniacal final (mg N-NH3/L) 162 138 241 566 34 42 Amônia Livre Inicial (mg N-NH3/L) 133 104 74 273 1053 1829

63

Tabela 5.2 – Eficiência do stripping da amônia livre do lixiviado obtidos nas cinco bateladas


01 02 03 04 05 E N-amoniacal removido (mg N-NH3/L) 311 232 207 359 1103 1536 Eficiência do Stripping (%) 66 63 46 39 97 97 Alacalinidade Consumida (mg CaCO3/L)

1143 955 931 1434 3525 5441

N-amoniacal removido teórico (mg N-NH3/L)

315 263 256 395 971 1499

Tabela 5.3 – Relação entre nitrogênio removido e características físicas do lixiviado.


01 02 03 04 05 E Espaço ocupado por ar (%) 33 33 24 44 44 44 N.A removido por dia (mg N-NH3/L.dia) 44 17 9 28 79 140 N.A removido por área supercial (mg N-NH3/L.cm²) 4,89 3,65 1,45 0,53 1,62 2,26

Área específica (m²/m³) 7,95 7,95 5,72 13,6 13,6 13,6

A Tabela 5.4 mostra os resultados dos parâmetros analisados na

solução ácida, realizadas apenas ao fim de cada batelada. Em B3, no sistema 02,

foram ainda realizados os testes de nitrato e nitrito. O resultado do nitrato foi

negativo, não foi detectado nenhuma concentração, já quanto ao nitrito foram

detectados 5,1 mg N-NO2-/L. A última análise foi realizada com diluições de 10 e 1%

APHA (2005).

Tabela 5.4 – Resultados da solução de ácido sulfúrico obtidos nas cinco bateladas


01 02 03 04 05 pH 1,5 1,5 1,5 1,05 0,6 Nitrogênio amoniacal (mg N-NH3/L) 0 0 0 6,0 0

Os resultados da batelada BE estão apresentados na Tabela 5.5, em

que foram monitorados os parâmetros ao longo do tempo e na Tabela 5.6, a qual

mostra a eficiência do stripping ao longo dos dias, bem como valores diretamente

relacionados.

Tabela 5.5 – Resultados do stripping da amônia livre na batelada BE

Parâmetros Dias

0 2 4 6 11 pH 10,42 9,60 9,46 9,40 9,44 Alcalinidade (mg CaCO3/L) 8900 5283 4134 3879 3459 N-amoniacal (mg N-NH3/L) 1578 608 273 141 42

64

Tabela 5.6 – Eficiência do stripping da amônia livre do lixiviado ao longo do tempo obtidos na batelada BE

Parâmetros Dias

0 2 4 6 11 N. Amoniacal removido (mg N-NH3/L) - 969 1304 1437 1536 Eficiência do Stripping (%) - 61 83 91 97 Alacalinidade Consumida (mg CaCO3/L) - 3616 4766 5030 5441 N. Amoniacal removido teórico (mg N-NH3/L)

- 996 1313 1386 1499

As Figuras 5.1 e 5.2 têm por objetivo mostrar a o decaimento do pH

e da alcalinidade ao longo do tempo, bem como a relação entre a variação da

alcalinidade e do pH.

Figura 5.1- Evolução do N-amoniacal e alcalinidade ao longo do tempo.

Figura 5.2- Evolução da alcalinidade e pH ao longo do tempo.

0

2000

4000

6000

8000

10000

0

300

600

900

1200

1500

1800

0 2 4 6 11 Alc

alin

idad

e (m

g C

aCO

3/L

)

N-a

mo

nia

cal (

mg

N-N

H3/

L)

Dias

N-amoniacal Alcalinidade

8,5

9

9,5

10

10,5

2000

4000

6000

8000

10000

0 2 4 6 11

pH

Ala

calin

idad

e (m

g

CaC

O3/

L)

Dias

Alcalinidade pH

65

5.2 DISCUSSÃO DOS RESULTADOS

5.2.1 Sistema 01

As bateladas representantes desse sistema são a primeira e

segunda batelada. Como visto no item 4.2, apenas duas alterações foram realizadas

de uma para outra, sendo elas: alteração na concentração da solução de ácido

sulfúrico e a adição de um dispositivo no sistema, o respiro.

Quanto ao stripping, pode-se observar que a eficiência das duas

bateladas foram muito próximas, 66% para a primeira e 63% para a segunda.

Nenhuma das mudanças feitas da primeira para a segunda batelada influenciaram

na dinâmica do stripping, nem mesmo a criação de um respiro na segunda batelada,

fato comprovado nos resultados obtidos (Tabela 5.2).

O tempo de detenção hidráulica das batelas foi diferente, entretanto

essa variável não influenciou na eficiência do stripping, como pode-se observar no

item 5.2.6. Outro parâmetro que merce destaque é o pH, que contrariamente ao

esperado aumentou, possivelmente isso ocorreu pelo stripping do gás carbônico

(CO2) juntamente com o NH3, fenômeno que será abordado em 5.2.7.

A partir Reação 02, pode-se estimar o nitrogênio amoniacal

teoricamente consumido. Esta estimativa é baseada no consumo de 3,63 mg de

alcalinidade por íon H+, o qual se dissocia conforme ocorre o stripping do NH3, como

apresentado no item 3.4.2.

Na primeira batelada a variável fixada foi a alacalinidade consumida,

portanto encontrou-se o valor teórico de nitrogênio amoniacal removido, o qual foi

muito próximo ao realmente removido, com isso conclui-se que a eficiência

alcançada no stripping foi a esperada de acordo com a bibliografia consultada.

Nas duas bateladas a variável fixada foi a alacalinidade consumida,

portanto econtrou-se o valor teórico de nitrogênio amoniacal removido, o qual foi

muito próximo ao realmente removido, com isso conclui-se que a eficiência

alcançada no stripping foi a esperada de acordo com a bibliografia consultada.

Ao fim de B1 e B2 conclui-se que não houve neutralização do gás

amônia por parte da solução ácida, pois como se pode observar na Tabela 5.1, não

66

foi detectada presença de nitrogênio amoniacal na solução ácida e o pH da solução

final continuou baixo. O esperado, caso houvesse a neutralização do gás amônia de

acordo com a Reação 03, era a concentração de íons H+ diminuir, aumentando

assim o pH.

É importante ressaltar que houve remoção do nitrogênio amoniacal

pelo stripping no reator, como se pode observar na Tabela 5.2, ou seja, o gás

amônia foi retirado do lixiviado, mas não foi adsorvido pela solução ácida. Uma

possibilidade para que isto não tenha ocorrido é a vedação inadequada do sistema,

por isso medidas no sentido de corrigir tal problema foram tomadas para as

bateladas subseqüentes. Por fim, outra hipótese seria a presença de pressão

contrária ao deslocamento do gás amônia, ou seja, que impedisse sua passagem do

frasco 01 para o frasco 02. Pensou-se dessa forma, pois o sistema estava

totalmente fechado, não havendo atuação da pressão atmosférica em nenhum

ponto.

Para solucionar essa questão foi adotado no frasco 03 de B2 um

respiro. Essa foi, portanto, uma alteração visando a melhoria física do sistema, não

envolvendo mecanismos que pudessem alterar diretamente a eficiência do stripping

da amônia livre ou do recolhimento do gás amônia.

Após a realização de B2, novamente observou-se a remoção de

nitrogênio amoniacal na forma de amônia livre (Tabela 5.1), entretanto o gás não foi

neutralizado pela solução de ácido sulfúrico.

5.2.2 Sistema 02

O segundo grupo, formado apenas por B3, como citado em 4.2,

apresentou alteração em seu reator, com aumento do volume de lixiviado e da

camada de ar entre a superfície do efluente e a tampa do recipiente, o head space.

Os resultados do stripping da Batelada 03 não foram muito

satisfatórios, haja vista que a eficiência foi abaixo daquela observada nas duas

bateladas anteriores. A explicação para a baixa eficiência pode estar na alteração do

volume e forma do reator. Com o intuito de favorecer o aumento da remoção de

nitrogênio e garantir a detecção deste na solução ácida, o tempo de duração (TDH)

desta batelada foi maior que o das demais.

67

Assim como nas bateladas do primeiro grupo, o pH do lixiviado

aumentou ao longo do ensaio, possívelmente pelo stripping do gás carbônico (CO2).

Após a realização batelada B3, como mostra a Tabela 5.3, não foi

encontrado nitrogênio amoniacal no ácido. Novamente, assim como nas bateladas

anteriores verificou-se a remoção do N-amoniacal no stripping, porém este não foi

detectado na solução ácida.

5.2.3 Sistema 03

Os representantes dessa etapa apresentaram alterações

substanciais em seus protótipos. Como visto em 4.3, o objetivo foi melhorar a

eficiência do stripping adotando-se um frasco retangular e promovendo alterações

no lixiviado (item 4.6).

O stripping da amônia livre realizado em B4 apresentou uma

eficiência muito baixa e aquém daquela imaginada após a alteração no formato do

reator. A eficiência de 39 % (Tabela 5.2) foi abaixo até mesmo da eficiência da

batelada B3.

Após esses resultados, chegou-se a conclusão que o divisor de

vazão de ar utilizado não funcionou corretamente e, portanto, apenas um lado do

reator foi aerado, o que explica a baixa eficiência do tratamento. Já em relação a B5,

onde foram utilizados dois aeradores, a eficiência foi bastante elevada chegando ao

valor de 97% (Tabela 5.2).

Essa eficiência superou a expectativa criada, entretanto, analisando-

se o valor de nitrogênio amoniacal removido no reator e aquele obtido teoricamente

pelo consumo de alcalinidade, pode-se dizer que são valores bastante próximos,

confirmando assim a eficiência do stripping.

Outro aspecto importante a ser observado, é que a eficiência de B5

não se deve apenas a adição de mais um aerador, mas também devido ao aumento

do pH, proporcionando uma maior quantidade de nitrogênio amoniacal na forma de

gás amônia, volátil, e portanto mais facilmente removido pela aeração.

Por fim, ainda pode-se observar a variação do pH, B4 seguiu a

tendência apresentada nas bateladas anteriores, onde houve aumento do pH. Já na

68

B5 ocorreu decréscimo do pH, uma vez que nessa batelada o valor do pH inicial

estava acima de 9,0.

Analisando-se o recolhimento do gás amônia, viu-se que em B4 6,5

mg N-NH3/L foram observados (Tabela 5.3), resultado novamente desprezível pelos

mesmos motivos já comentados: valor muito pequeno se comparado a quantidade

de nitrogênio amoniacal removida pelo stripping e baixo pH da solução ácida.

Com o objetivo de recolher o gás amônia, todas as modificações

anteriores se concentraram principalmente na concentração do ácido e em

dispositivos que facilitassem a passagem do gás amônia pela solução ácida,

havendo poucas alterações na vedação do sistema, por isso em B5 mudou-se

significativamente a vedação do protótipo e alterando-se o dispositivo responsável

por regular a vazão do gás amônia no ácido, como se observou em 4.4.

A alteração realizada não surtiu o efeito esperado; como mostra a

Tabela 5.3, não foi detectado nenhuma presença de nitrogênio amoniacal, e o pH da

solução final foi ainda mais baixo que das outras bateladas.

5.2.4 Batelada BE

A batelada extra teve como objetivo mostrar o decaimento do

nitrogênio amoniacal e da alcalinidade ao longo do tempo, no stripping em tanque de

arraste com o sistema fechado. Através das Tabelas 5.5 e 5.6 observa-se que houve

a remoção de nitrogênio amoniacal ao longo do tempo, e após 11 dias, a eficiência

atingida já era de aproximadamente 97%.

Como visto na Reação 02, a remoção de nitrogênio amoniacal

implica no consumo de alcalinidade, valores próximos a 3,63 mg de alcalinidade

para cada mg do íon amônio (NH4+) que se dissocia.

A partir da alcalinidade consumida, considerando a relação 3,63 mg

de alcalinidade/ mg de N removido, estimou-se a remoção teórica de nitrogênio pelo

stripping. O valor de N removido estimado a partir da alcalinidade foi muito próximo

ao verificado no sistema. Na Figura 5.3 é mostrado o comportamento linear do

consumo de alcalinidade em relação a remoção de nitrogênio amoniacal por

stripping. Observa-se, no gráfico da Figura 5.3, que o coeficiente angular da reta

(3,5424) que representa a relação linear entre consumo de alcalinidade/nitrogênio

69

oxidado é muito próximo da relação estequiométrica, que é de 3,63 mg de

alcalinidade/ mg de N removido.

Figura 5.3- Relação entre o N-amoniacal e alcalinidade do meio ao longo do tempo.

Na Figura 5.1 nota-se que entre o início de operação do sistema e o

segundo dia, a taxa de remoção de nitrogênio amoniacal é elevada e após esse

ponto outra tendência é verificada. Esse fato pode ser explicado pelo gráfico da

Figura 5.4, o qual representa a quantidade de amônia livre presente, calculado de

acordo com a Equação 01 para uma temperatura de 30oC. Portanto a maior

remoção de nitrogênio amoniacal ocorreu nos primeiros dias, pois nesses a

concentração da amônia livre era maior.

Figura 5.4- Amônia livre presente no lixiviado ao longo do tempo na batelada BE

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

0 2 4 6 11

Am

ôn

ia li

vre

(mg

N-N

H3/

L)

Dias

70

5.2.5 Eficiência do Stripping

Após a realização de todas as bateladas pode-se verificar que

alguns fatores influenciam diretamente na eficiência do stripping. Na revisão

bibliográfica, no item 3.4.1, foi visto que com o aumento do pH e da temperatura,

conseqüentemente, a concentração de amônia livre também aumenta, como pode-

se observar no gráfico da Figura 5.5, onde a variação da amônia livre acompanha a

variação no pH nos valores iniciais de cada batelada.

Figura 5.5- Amônia livre presente lixiviado no início das bateladas em relação ao pH inicial.

Ainda de acordo com o item 3.4.1, a maior concentração de amônia

livre no lixiviado aumenta a eficiência do stripping, fato que pode ser verificado nas

Tabelas 5.1 e 5.2. As bateladas B5 e BE, foram as que apresentaram maior pH

inicial, e por seguinte maior quantidade de amônia livre inicial e portanto as maiores

eficiências alcançadas, com valores próximos a 97%. Essa eficiência também pode

ser comprovada pela razão de N-amoniacal removido por área superficial (Tabela

5.3), uma vez que ambas bateladas eram formadas pelo mesmo reator.

A relação entre amônia livre e a eficiência dos sistemas podem ser

verificadas no gráfico da Figura 5.6, só se atentando para a batelada B4 que foge à

regra, pois nessa foi detectada o problema no divisor da vazão de ar.

8

8,5

9

9,5

10

10,5

11

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

1 2 3 4 5 6

pH

Am

ôn

ia li

vre

inic

ial (

mg

N-N

H3/

L)

Bateladas

Amônia livre pH

71

Figura 5.6-Relação entre amônia livre e eficiência das bateladas.

Outra comparação que pode-se tecer entre as bateladas é em

relação ao tempo de detenção hidráulica. Se for levada em consideração apenas a

eficiência do stripping, ou seja, sem nenhum fator externo como tratamentos

subseqüentes, pode-se concluir que a eficiência máxima de cada batelada foi

conseguida em TDH não muito elevado.

Essa comparação pode ser feita entre as bateladas B1, B2 e através

de BE. As bateladas B1 e B2 apresentaram eficiências muito similares, mas se for

levado em consideração a relação N-amoniacal removido por TDH, percebe-se que

a batelada B1 apresenta uma eficiência superior (Tabela5.3). A batelada B1 durou

uma semana, ao passo que B2 durou duas semanas, portanto pode-se concluir que

a remoção de nitrogênio amoniacal na última semana de B2 foi muito baixa.

A mesma conclusão pode-se chegar através dos resultados obtidos

em BE, onde já no sexto dia o sistema operava com 91% de eficiência, alcançando

97% no décimo primeiro (Tabela 5.6). Portanto dependendo da concentração final

que se deseja de nitrogênio amoniacal no efluente, o sistema pode ser encerrado

antes, isto é em menores TDH.

Outra relação importante que influencia no processo de stripping é a

área específica, ou seja, a razão entre a área superficial e o volume de lixiviado.

Essa relação é uma variável da Equação 07, que fornece a transferência de massa

no stripping, portanto quanto maior esse valor, maior a eficiência do mesmo. A

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

0

200

400

600

800

1000

1200

1400

1600

1800

2000

1 2 3 4 5 6

%

Am

ôn

ia li

vre

inic

ial (

mg

N-N

H3/

L)

Bateladas

Amônia Livre Eficiência

72

relação entre área superficial e eficiência do tratamento também é citada por Silva

(2002).

De acordo com a Tabela 5.3, as bateladas que tiveram maior valor

para a relação área superficial/volume de lixiviado realmente apresentaram maior

eficiência, sendo elas B5 e BE, porém salienta-se também a influência do pH mais

elevado nestas bateladas. Provavelmente, a relação área superficial/volume de

lixiviado foi um dos fatores responsável pela baixa eficiência da batelada B3, pois

essa apresentava o menor valor para esse índice. Não é possível realizar

comparações mais aprofundadas, pois como visto várias modificações no lixiviado

foram realizadas de uma batelada para outra, alterando outros fatores como já

comentado.

Além das comparações entre as próprias bateladas, algumas

bibliografias foram consultadas e comparações com estas podem ser realizadas.

Procurou-se encontrar pesquisas que realizaram o stripping da amônia livre através

de tanques de arraste.

Hossaka (2008) realizou em seu trabalho o stripping em várias

escalas, desde escala de bancada até escala piloto. No sistema de bancada o autor

usou também aeradores para simular o stripping. Para um volume de 15 litros de

lixiviado a eficiência de remoção de 80% do nitrogênio amoniacal para um tempo de

detenção hidráulica de 20 dias.

O autor não descreveu o formato do recipiente, entretanto ele

utilizou apenas uma bomba para a aeração. Comparando os resultados do mesmo

com as batelada B1 e B2, que foram realizada sem correção do pH, portanto

semelhantes a do referido autor, observa-se que estas apresentaram menor

eficiência de remoção de nitrogênio. Uma possível explicação para a diferença nos

resultados pode estar relacionada a área superficial do “tanque” usada por Hossaka

(2008), provavelmente maior que a desta pesquisa.

No caso das bateladas B5 e BE, onde o volume de lixiviado foi

maior, a eficiência foi superior que a obtida por Hossaka (2008), entretanto nestas o

pH foi corrigido para 9,6 e 10,4, respectivamente, ao passo que o autor não

promoveu essas alterações, que como visto anteriormente influenciam a eficiência

do tratamento.

Campos et. al. (2007, apud SOUTO, 2009) obteve eficiência de 96 %

na remoção de nitrogênio amoniacal em recipiente com 2 L de lixiviado, aerado por

73

compressor de aquário e sem correção do pH, entretanto com temperatura elevada,

atingindo 65oC. Cheung et. al. (1997, apud FERRAZ, 2010) obteve eficiência similar

(93%) realizando stripping com 3 L de lixiviado, com pH corrigido para 12 e taxa de

aeração de 300 L/h.

Se comparado esses resultados com a batelada BE, cujo pH foi

próximo ao citado, demorou-se 6 dias para chegar ao um resultado parecido. Após

essas comparações pode-se concluir que os tanques de arraste em sistema fechado

podem fornecer eficiência próxima aos sistemas abertos citados, entretanto

observou-se que para isso o TDH foi mais elevado.

Com o objetivo de comparar a eficiência do tanque de arraste dessa

pesquisa com uma torre de arraste, verificou-se que Ferraz (2010) utilizando uma

torre de arraste, com pH elevado a 10,35, TDH de 12 dias, com uma taxa de

aeração de 1600 L ar/h, ou seja, uma vazão de ar 9 vezes maior que a utilizada

neste trabalho, obteve 99% de eficiência na remoção da amônia livre. A batelada BE

cujo pH e TDH foram próximos ao citado apresentou eficiência bastante semelhante,

a mudança significativa foi no volume de lixiviado tratado, na pesquisa atual 5 L e na

citada 12 L. Portanto considerando apenas a eficiência do stripping, pode-se dizer

que são bastante semelhantes.

5.2.6 eficiência do recolhimento do gás amônia

Após a realização de todas as bateladas, chegou-se a conclusão

que o sistema para lavagem do gás amônia liberado no processo do stripping do

lixiviado foi ineficiente. Através dos resultados obtidos pode-se verificar que houve a

remoção do nitrogênio do lixiviado na forma de gás amônia, entretanto esse não foi

neutralizado pela solução de ácido sulfúrico.

Não se sabe precisar exatamente onde ocorreu a falha no sistema,

mas algumas hipóteses podem ser criadas. A primeira hipótese pode ser encontrada

no fenômeno da efusão dos gases. Segundo Macedo (1978), esse fenômeno é

caracterizado pelo escoamento dos gases através de pequeninos orifícios, na ordem

de centésimos de milímetros, ou seja, dimensões que a vedação do sistema pode

não ter evitado, devido à simplicidade dos materiais utilizados.

74

Outro fato que reforça essa hipótese é que gases mais leves

efundem-se mais rapidamente (MACEDO, 1978). No sistema usado na pesquisa, os

gases presentes no head space do reator foram praticamente o ar, composto

basicamente por nitrogênio e oxigênio, o gás carbônico e o gás amônia. Analisando-

se as densidades relativas desses gases pode-se concluir que o gás mais leve é o

gás amônia, seguido pelo ar e por último o gás carbônico, sendo assim o gás

amônia seria o que apresentaria a efusão mais rápida, justo esse que se pretendia

neutralizar.

Ferraz (2010) realizou com sucesso uma experiência bastante

similar a essa pesquisa, entretanto com algumas alterações que podem explicar a

ineficiência do sistema nesta pesquisa. O autor utilizou para o tratamento do

nitrogênio do lixiviado uma torre de arraste, com altura de 2,24 m, com fluxo

contracorrente alimentado por um compressor, portanto apresentando a saída do

gás amônia na parte superior da torre. A vazão do compressor variou entre 1200 e

3600 L/h.

O gás amônia era coletado e conduzido por uma mangueira até o

frasco lavador, o qual era apoiado na cota zero, ou seja, e seu deslocamento era

feito pela gravidade. Já no sistema do presente trabalho o stripping foi realizado

utilizando tanque de arraste e a agitação foi realizada por meio de uma bomba de

aquário com vazão de ar aproximadamente igual a 90 L/h. Nas bateladas B5 e BE

se utilizou dois aeradores similares, mas mesmo assim caso a taxa tenha sido 180

L/h, essa ainda fica muito mais baixa do que a utilizada por Ferraz (2010).

Nas primeiras bateladas o reator (tanque de arraste) estava na

mesma cota que o frasco lavador utilizado, sem apresentar nenhum recolhimento do

gás. Nas últimas bateladas optou-se por aumentar a cota do reator e, portanto,

facilitar o deslocamento da massa gasosa, entretanto não surtiu o efeito esperado,

possivelmente pela pouco aumento de altura, aproximadamente 40 cm.

A partir desse contexto, pode-se concluir que as diferenças

apresentadas entre os sistemas podem ser a justificativa para que o gás amônia não

fosse recuperado como inicialmente esperado. Novas pesquisas devem ser feitas

com o intuito de verificar se há a possibilidade de se recolher o gás amônia removido

por stripping realizados em tanques de arraste.

75

5.2.7 Comentário geral sobre pH e Alcalinidade

A volatilização do gás amônia faz com que haja um deslocamento no

equilíbrio da Equação 01, favorecendo a produção de íons H+, o qual consome a

alcalinidade do meio e, portanto, faz com que esse se torne mais ácido, diminuído

assim o pH da solução. Esse fato não gera uma acidez imediata na solução, devido

ao tamponamento pela alcalinidade presente, sistema carbonato na Equação 06.

Em alguns casos o pH do meio pode se manter constante durante a

volatilização da amônia livre ou ainda apresentar um aumento no fim da operação. O

primeiro fato ocorre quando a alcalinidade do meio é muito elevada, assim mesmo

que haja consumo dessa pelo íon hidrogênio, a alcalinidade residual ainda é

elevada, portanto não havendo alteração no pH do efluente final (HOSSAKA, 2008).

O aumento do pH se dá possivelmente pela volatilização do gás

carbônico (CO2), juntamente com o NH3. De acordo com Reação 04, caso isso

ocorra, o deslocamento químico será para a esquerda, ou seja, favorecendo assim o

consumo de íons H+ e, portanto aumentando o pH do meio.

CO2(aq) + H2O ↔ 2H+ + CO3-2 R. 04

CO2(aq) + H2O ↔ H2CO3 R. 05

H2CO3 ↔ H+ + HCO3- R. 06

HCO3- ↔ H+ + CO3

-2 R. 07

A volatilização do gás carbônico tende a deslocar as Reações 05 a

07 para a esquerda, uma vez que o equilíbrio do CO2 no gás/liq , no caso o sistema

é parcialmente fechado, tende a ser restabelecido, com isso a R. 05 desloca-se para

a esquerda e conseqüente o mesmo acontece com a R. 06, onde pode-se observar

o consumo de H+.

O aumento do pH pode ser observado na Tabelas 5.2 e 5.3. Já a

quinta e sexta batelada, as quais tiveram seu lixiviado pré-tratado com adição de

hidróxido de sódio para aumento do pH, apresentaram redução do pH até valor

próximo a 9,5, que está relacionado a alcalinidade a carbonato.

76

6 CONCLUSÕES

As conclusões podem ser mostradas em relação aos objetivos

traçados no início da pesquisa. Primeiramente avaliou-se a eficiência do stripping e

chegou-se às seguintes conclusões:

• Constatou-se que o aumento do pH melhora a eficiência na remoção do

nitrogênio do lixiviado por stripping da amônia livre em tanques de arraste,

como era esperado. Em lixiviado com pH 10,4 observou-se a remoção de

97% do nitrogênio amoniacal em 11 dias.

• A relação entre a remoção do nitrogênio amoniacal pelo stripping do gás

amônia e da alcalinidade foram lineares e compativeis com a relação

estequiométrica;

• A área de contato entre o lixiviado, que se pretende tratar, e o ar é fator

importante para a eficiência do stripping;

• Stripping realizado em regime fechado apresentou eficiência similar aos

realizados em regime aberto, entretanto necessitou de TDH maior;

Em relação a recuperação do gás amônia, não foi detectada sua

presença na solução de ácido sulfúrico, sendo que as principais justicativas recaem

sobre a efusão do gás amônia, que não permitiu sua chegada ao frasco lavador, ou

ainda outro motivo que não relacionado a vedação do sistema. Portanto não foram

obtidos resultados conclusivos com relação a recuperação do gás amônia, porém

recomenda-se futuros estudos com relação a remoção do gás amônia de lixiviado,

por stripping em tanques de arraste, seguidos de recuperação, uma vez que

trabalhos que obtiveram êxito nesse aspecto utilizaram torres de arraste.

77

REFERÊNCIAS

ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. NBR 1004: Resíduos Sólidos. Rio de Janeiro, nov. 2004. ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. NBR 8419: Apresentação de projetos de aterros sanitários de resíduos sólidos urbanos. Rio de Janeiro, abr. 1992. ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. NBR 8849: Apresentação de projetos de aterros controlados de resíduos sólidos urbanos. Rio de Janeiro, abr. 1985. APHA/AWWA/WPCF Standards Methods for the Examination of Water and Wastewater. APHA, 21ª Ed., Washington DC. 2005. CATALDO, D.A.; HAROON, M.; SCHRADER, L.E.; YOUNGS, V.L. Rapid colorimetric determination of nitrate in plant tissue by nitration of salicylic. Commun. Soil Science and Plant Analysis, v.06, n.01, p.71-80, 1975 CONAMA – CONSELHO NACIONAL DO MEIO AMBINTE. Dispõe sobre a classificação dos corpos d’água e diretrizes ambientais para o seu enquadramento, bem com estabelece as condições e padrões de lançamento de efluentes, e dá outras providências. Resolução CONAMA no 357, 17 de março de 2005. D.O.U, Brasília, 18 mar. 2005. DANIEL, Leonida Maria de Castro. Remoção de nitrogênio via nitrito em reator operado em batelada seqüêncial contento biomassa imobilizada e aeração intermitente.2005. 106f. Tese (Doutorado em Hidráulica e Saneamento). Universidade de São Paulo. São Carlos/SP. FERRAZ, Fernanda de Matos. Recuperação da amônia liberada no processo de “air stripping” aplicado ao tratamento do lixiviado de aterros sanitários. 2010. 128f. Dissertação (Mestrado). Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo, São Carlos. FERNANDES, Fernando (Coord.). Manual Prático para compostagem de biossólidos. Rio de Janeiro: ABES, 1999. FLECK, Eduardo. Sistema integrado por filtro anaeróbio, filtro biológico de baixa taxa e banhado construído aplicado ao tratamento de lixiviado de aterro sanitário. 2003. 213 f. Dissertação (Mestrado em Engenharia). Universidade Federal do Rio Grande do Sul. GIAROLA, Danilo Antonio. Estudo sobre amostragem de NH3 atmosférica utilizando o compósito SiO2/ZrO2/Fosfato. 2009. 79 f. Dissertação (Mestrado em Química). Universidade Estadual de Londrina/PR. GOMES, Luciana Paulo (Coord.). Estudos de caracterização e tratabilidade de lixiviados de aterros sanitários para as condições brasileiras. Projeto PROSAB, Rio de Janeiro: ABES, 2009.

78

GUO, Xuejun; TAK, Jin Kwon; JOHSON, Richard. Ammonia removal from air stream and biogas by H2SO4 impregnated adsorbent originating from waste wood-shaving and biosolid. Journal of Hazardous Materials,n.166, p.372-376, 2009 HAMADA, J. Estimativa de geração e caracterização do chorume em aterros sanitários. Rio de Janeiro. In: CONGRESSO BRASILEIRO DE ENGENHARIA SANITÁRIA E AMBIENTAL. 19, 1999, Rio de Janeiro. Anais... Rio de Janeiro, 1999. HOSSAKA, André Luiz. Tratamento biológico de lixiviados de aterro sanitário, utilizando como pré-tratamento a remoção parcial de N-amoniacal por stripping. 2008. 107 f. Dissertação (Mestrado em Engenharia de Edificações e Saneamento) – Universidade Estadual de Londrina, Londrina/PR. HUANG, Ju-Chang; SHANG, Chii. Air Stripping. In: WANG, Lawrence K.; HUNG, Yung-Tse; SHAMMAS,Nazih K. Handbook of Environmental Engineering: Advanced Physicochemical Treatment Processes. Humana Press Inc.. Totowa, New Jersey, 2006. IACONI, C.; PAGANO, M.; RAMADORI, R., LOPEZ, A. Nitrogen recovery from a stabilized municipal landfill leachate. Bioresource Technology, n.101, p. 1732–1736, 2010 IAMAMOTO, Cristina Yuriko. Remoção de nitrogênio de águas residuárias com elevada concentração de nitrogênio amoniacal em reator contendo biomassa em suspensão em bateladas sequüênciais e sob ação intermitente.2006.Tese (Doutorado em Engenharia) Universidade de São Paulo. São Carlos/SP. IBGE – INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA E ESTATÍSITCA. Pesquisa nacional de saneamento básico. Apresentada em 2000. Disponível em: <www.ibge.gov.br> Acessado: 17 jun. 2010. JARDIM, Fábio. Destino Final – Problema ou solução? Gestão de Resíduos, v. 1, n. 1, p 14-20, 2006 JARDIM, Nilza Silva et al. Manual de Gerenciamento integrado. Lixo Muncipal. Instituto de Pesquisa Tecnológicas. CEMPRE, 1995. p.278. KJELDSEN, Peter; BARLAZ, Morton, A.;ROOKER, Alix P.; BAUN, Anders; LEDIN, Anna; CHRISTENSEN, Thomas H. Present and Long-Term Composition of MSW Landfill Leachate: A Review. Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 32 (4): p.297-336, 2002. MACEDO, Horácio. Elementos da teoria cinética dos gases. 1 ed. Rio de Janeiro: Editora Guanabara Dois, 1978. MARINGONDA Jr., Audinil. Remoção de nitrogênio de lixiviado de aterros de resíduos sólidos urbanos empregando sistema de lodos ativados, composto por reator anóxico e aeróbio em série. 2008. Dissertação (Mestrado em

79

Engenharia de Edificações e Saneamento). Universidade Estadual de Londrina. Londrina/PR. METCALF & EDDY. Wastewater engineering: Treatment Disposal Reuse.Revisão deGeorge Tchobanoglous e Franklin Burton. 3. Ed. New York: McGraw-Hill, 1991. Ministério do Trabalho e Emprego (1978). Secretaria de Inspeção do Trabalho. Portaria n.º 3.214, 08 de junho de 1978. MORAIS, Josmaria Lopes de. Estudo da potencialidade de processos oxidativos avançados, isolados e integrados com processos biológicos tradicionais, para tratamento de chorume de aterro sanitário. 2005. 207 f. Tese (Doutorado em Química) – Universidade Federal do Paraná, Curitiba/PR. MOREIRA, Fátima Maria de Souza; SIQUEIRA, José Oswaldo. Fixação biológica de nitrogênio atmosférico. Microbiologia e bioquímica do solo. 2 ed. Lavras: Editora UFLA, 2006, p. 449-476. MOTA & VON SPERLING (Coord.);. Nutrientes de esgoto sanitário: utilização e remoção.Projeto PROSAB, Rio de Janeiro: ABES, 2009. QUAN, X.; YE, C.; XIONG, Y.; XIANG, J.; WANG, F. Simultaneous removal of ammonia, P and COD from anaerobically digested piggery wastewater using an integrated process of chemical precipitation and air stripping. Journal of Hazardous Materials ,2010. QUEIROZ, Luciano Matos. Estudo da remoção biológica de nitrogênio via nitrito utilizando fenol como fonte de carbono operando um reator em batelada sequencial em escala pilto. 2006. 178f. Dissertação (Mestrado em Engenharia). Universidade de São Paulo. São Paulo/SP/ RODRIGUES, C. V. L.; ALVIN, C. A. N.; FERNANDES, F.; LOPES, D. D. Remoção de N-amoniacal de lixiviado de aterro sanitário por stripping da amônia livre. In Anais do XVIII EAIC, Londrina, 2009. SILVA, Alessandra Cristina. Tratamento do percolado de aterro sanitário e avaliação da toxicidade do efluente bruto e tratado. 2002.111 f. Dissertação (Mestrado em Engenharia Civil) – Universidade Federal do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro/RJ. SONG, Y; YUAN, P.; ZHENG, B.; PENG, J.; YUAN, F.; GAO, Y. Nutrients removal and recovery by crystallization of magnesium ammonium phosphate from synthetic swine wastewater. Science Direct, n.69, p.319-324, 2007. SOUTO, Gabriel D’Arrigo de Brito.Lixiviado de aterros sanitários brasileiros – estudo de remoção do nitrogênio amoniacal por processo de arraste com ar (“stripping”).2009. 360f. Tese (Doutorado em Engenharia). Universidade de São Paulo. São Carlos/SP.

80

TRENNEPOHL, F. G. Remoção biológica de nitrogênio em lixiviado de aterro de resíduos, em sistema piloto de lodos ativados com fonte externa de carbono. 2009. 129p. Disertação (Mestrado em Eng. de Saneamento e Edificações) – Universidade Estadual de Londrina, Londrina USEPA – UNITED STATES ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. Wastewater Technology Fact Sheet Ammonia Stripping. U.S. Enviroment Protection Agency – Technology Trasnfer, 2000 VON SPERLING, M. Lagoas de estabilização. Belo Horizonte: Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental; UFMG; 1996. VON SPERLING, M. Lodos ativados. Belo Horizonte: Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental; UFMG; 1996. ZEVZIKOVAS, Rodrigo. Chorume, cada vez menos temido. Gestão de Resíduos. n.15 p.18-23.2008.

tcc - caio rodrigues

Documents