Vol4 no2 2011 by Revista AIDIS

REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. http://www.journals.unam.mx/index.php/aidis/index

Vol. 4, No. 2 2 de Diciembre de 2011 ISSN 0718-378X Con el patrocinio de:

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Vol. 4, No. 2. 2 de Diciembre de 2011

Tabla de Contenido Vol. 4, No 2. 1.-

TRATAMENTO DE ÁGUA DE LAVAGEM DE CANA DE AÇÚCAR POR COAGULAÇÃO, FLOCULAÇÃO E SEDIMENTAÇÃO TREATMENT OF WATER WASHING OF SUGAR CANE BY COAGULATION, FLOCCULATION AND SEDIMENTATION

1 - 13

Cristina Filomêna Pereira Rosa Paschoalato*, Nilton Martins Rodrigues Júnior, Bruno Moreira da Silva, Lorraine Bernardes Borges, Thais de Paula Silveira Mello, Carmen Silvia Gonçalves Lopes.

2.-

ELIMINACIÓN DE COMPUESTOS VOLÁTILES OLOROSOS POR ELECTROCOAGULACIÓN ELECTROCOAGULATION FOR THE ELIMINATION OF VOLATILE ODORS COMPOUNDS

14 - 22

Djalma Mariz Medeiros*, Aurelio Hernández Muñoz, Aurelio Hernández Lehmann, Manoel Lucas Filho.

3.-

MANEJO DE RESIDUOS GENERADOS DIRECTA O INDIRECTAMENTE POR EL CULTIVO DE CEBOLLA EN AQUITANIA (BOYACA-COLOMBIA) WASTE MANAGEMENT GENERATED DIRECTLY OR INDIRECTLY BY ONION CROP IN AQUITANIA (BOYACA‐COLOMBIA)

23 - 34

Patricia Martínez-Nieto*, Daniel García-González, Paula Sofía Silva-Bonilla, Gustavo Vargas-Chaparro, Felipe Valderrama-Escallón.

4.-

CARACTERÍSTICAS QUÍMICAS DE LODOS DE ESGOTOS PRODUZIDOS NO BRASIL CHEMICAL CHARACTERISTICS OF SEWAGE SLUDGE PRODUCED IN BRAZIL

35 - 47

Marcelo Mendes Pedroza*, Gláucia Eliza Gama Vieira, João Fernandes de Sousa.

5.-

INATIVAÇÃO DE INDICADORES MICROBIOLÓGICOS COM OZÔNIO NO TRATAMENTO DE ESGOTO SANITÁRIO VISANDO O REUSO DE ÁGUA INACTIVATION OF MICROBIOLOGICAL INDICATORS WITH OZONE TO WASTEWATER TREATMENT AIMING WATER REUSE

48 - 56

Patrícia Bilotta*, Luiz Antonio Daniel.

6.-

ESTABILIZAÇÃO DE FEZES HUMANAS ATRAVÉS DE COMPOSTAGEM EM REGIME DE BATELADA STABILIZATION OF HUMAN FECES BY COMPOSTING SCHEME IN BATCH Thais Cardinali Rebouças, Karla Santos Limoeiro, Gabriel Hector Fontana, Caio Cardinali Rebouças, Ricardo Franci Gonçalves.*

57 - 67

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7.-

ANÁLISE DE ASPECTOS AMBIENTAIS DA TECNOLOGIA DE EVAPORAÇÃO APLICADA AO TRATAMENTO DE LIXIVIADO DE ATERRO SANITÁRIO ENVIRONMENTAL ANALYSIS OF THE EVAPORATION TECHNOLOGY APPLIED TO TREATMENT OF LEACHATE LANDFILL Débora Machado de Oliveira*, Haical Sajovic Haddad, Armando Borges de Castilhos Jr.

68 - 79

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. TRATAMENTO DE ÁGUA DE LAVAGEM DE CANA DE AÇÚCAR POR COAGULAÇÃO, FLOCULAÇÃO E SEDIMENTAÇÃO

*Cristina Filomêna Pereira Rosa Paschoalato1 Nilton Martins Rodrigues Júnior 1 Bruno Moreira da Silva 1 Lorraine Bernardes Borges 1 Thais de Paula Silveira Mello 1 Carmen Silvia Gonçalves Lopes 1

TREATMENT OF WATER WASHING OF SUGAR CANE BY COAGULATION, FLOCCULATION AND SEDIMENTATION Recibido el 1 de marzo de 2011; Aceptado el 28 de septiembre de 2011

Abstract The manufacturing of sugar and alcohol consume and generate significant volumes of wastewater, being the largest share to the washing of sugar cane, which aims to withdraw earthenware nad straw that accumulate along the cane during the harvest. The water wash of sugar cane (WWSC) is usually recirculated and over time loses quality, requiring large volumes of replacement. Currently, the treatments applied to the WWSC to recycle is the correction of pH and natural sedimentation, without the aid of chemical coagulants, which has low efficiency and high retention time, thus the process of chemically assisted primary sedimentation (CAPS) can be an alternative for the treatment of the WWSC in recycle. The aim of this study was to promote improvement in the quality of the WWSC in a production unit of sugar and alcohol. A sample of WWSC was collected at the plant and transported to the laboratory where tests were performed in static reactors (jar‐test) with commercial coagulants, ferric chloride and ferrous sulfate chloride (floculan) for the optimization of the stages of coagulation, flocculation and sedimentation. During the period of the survey was carried out monitoring of WWSC in operation of the plant with the objective of characterization and evaluation of the efficiency of the system in full scale operation. A mass balance was used to estimate the amount of generated sludge. The results of treatment of WWSC showed that the coagulant floculan was presented the best efficiency in removing turbidity and total suspended solids with 99% and 97% respectively. The suppression of the flocculation step did not change in removal efficiency of turbidity and suspended solids. Not using flocculation resulted in increased turbidity values. The economic study for different alternatives of treatment application showed the application feasibility of coagulant intermittently. Considering the system in full scale operation, it could be predicted a reduction in costs with the use of coagulant and sludge production rates due to the effect of the gradual increase in the quality of the WWSC. Key Words: primary sedimentation; recycle; sugar cane; water washing of cane. 1

Universidade de Ribeirão Preto (UNAERP) *Corresponding author: Rua Argeu Fuliotto 419 Ribeirânia Ribeirão Preto ‐SPCEP: 14096‐520, Brasil. Email: cpaschoa@unaerp.br

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Resumo Os processos de fabricação de açúcar e álcool consomem e geram consideráveis volumes de águas residuárias, sendo a maior parcela para a etapa de lavagem da cana de açúcar, que objetiva a retirada de terras e palhas que se acumulam junto à cana durante a colheita. A água de lavagem de cana (ALC) usualmente é recirculada e com o passar do tempo perde qualidade, necessitando de grandes volumes de reposição. Atualmente, os tratamentos aplicados à ALC para reciclo são a correção de pH e a sedimentação natural, que sem o auxílio de coagulantes químicos, apresenta baixa eficiência e elevado tempo de detenção, desta forma o processo de sedimentação primária quimicamente assistida (SPQA) pode ser uma alternativa para o tratamento da ALC em reciclo. O objetivo deste estudo foi promover melhoria na qualidade da ALC de uma unidade de produção de açúcar e álcool. Uma amostra da ALC foi coletada na unidade industrial e transportada ao laboratório onde foram realizados ensaios em reatores estáticos (jar‐test) com os coagulantes comerciais, cloreto férrico e sulfato ferroso clorado (floculan), para a otimização das etapas de coagulação, floculação e sedimentação. Durante o período da pesquisa foi realizado um monitoramento da ALC da unidade industrial em operação com o objetivo de caracterização e avaliação da eficiência do sistema em escala real. Um balanço de massa foi empregado para estimar a quantidade de lodo gerado. Nos resultados de tratamento da ALC, o floculan foi o coagulante que apresentou melhor eficiência na remoção de turbidez e sólidos suspensos totais com 99% e 97% respectivamente. A supressão da etapa de floculação não apresentou alteração na eficiência de remoção de turbidez e sólidos suspensos. A não utilização de floculação resultou em aumento nos valores de turbidez. O estudo econômico para diferentes alternativas de aplicação do tratamento apresentou viabilidade na aplicação de coagulante de forma intermitente. Considerando o sistema em operação de escala real pode ser previsto uma diminuição dos custos com o uso de coagulante e das taxas de produção de lodo devido ao efeito do aumento gradativo da qualidade da ALC. Palavras Chaves: água de lavagem de cana; cana de açúcar; reciclo; sedimentação primária.

Introdução O Brasil possui aproximadamente 400 indústrias de fabricação de açúcar e álcool, que podem impactar consideravelmente os recursos hídricos. Estes processos consomem quantidades significativas de água e geram consideráveis volumes de águas residuárias. A lavagem da cana de açúcar é a etapa de maior demanda em todo o processo. A taxa de aplicação de água para lavagem de cana (ALC) pode variar de 6,3 m³.ton‐1 a 10,8 m³.ton‐1, correspondendo em aproximadamente 25% do volume total de água utilizado no processo (BRAILE et al.,1981). Portanto a operação de reciclo da água de lavagem de cana tem sido amplamente empregada visando à redução no consumo. A etapa de lavagem de cana objetiva a retirada de terras e palhas, que se acumulam durante a colheita, dificultando o processo de moagem e sobrecarregando os sistemas de limpeza de caldo extraído além de produzir desgastes adicionais de origem mecânica na moenda, com redução de até 1% na eficiência. Os processos de tratamento utilizados para as ALC dependem do tipo de sistema empregado. Nos sistemas abertos o reciclo das águas não é utilizado, o tratamento empregado é biológico por lagoas anaeróbias e facultativas, visando o descarte nos corpos d’água. No caso de sistemas 2

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fechados ou semi‐fechados, amplamente utilizados no Brasil, quando se faz o reciclo das águas, é empregado o tratamento primário, com caixa para remoção de areia seguido de lagoas de sedimentação ou sedimentadores convencionais para retirada dos sólidos e posteriormente a água retorna para à lavagem da cana de açúcar. A sedimentação natural, sem o auxílio de coagulantes químicos, apresenta baixa eficiência e conduz a elevado tempo de detenção hidráulico. Os tratamentos atualmente aplicados à ALC para reciclo são a sedimentação natural e a correção de pH com cal. O processo denominado de Sedimentação Primária Quimicamente Assistida (SPQA) envolve o uso de coagulantes químicos para incrementar a coagulação e floculação das partículas a serem removidas nos efluentes. Quando comparado ao processo de sedimentação natural, pode remover duas vezes mais no tratamento primário, com redução do tamanho e do custo de um tratamento secundário quando necessário. O SPQA possibilita uma remoção de matéria orgânica altamente eficiente, sendo também uma alternativa economicamente viável a um processo de tratamento biológico (Environment Protection Department, 1995; Poon e Chu, 1999; Nenov, 1995; Odegaard, 1995; Nacheva et al., 1996). O processo de sedimentação primária quimicamente assistida, já apresentou bons resultados no tratamento de esgotos e pode ser uma alternativa viável para promover a melhoria da qualidade da ALC. Após a dosagem dos coagulantes, estes ficam incorporados ao lodo, que finalmente é disposto na lavoura, torna‐se necessário que os elementos que o formam não produzam contaminação no solo. Dessa forma, neste trabalho ficou descartada a utilização de sais de alumínio, optando‐se pelos sais de ferro. O objetivo da pesquisa foi estudar uma proposta de tratamento para água de lavagem de cana utilizando‐se o processo denominado SPQA com coagulação e floculação, para tal foi necessário o desenvolvimento dos seguintes objetivos específicos: efetuar um monitoramento para caracterização da água de lavagem de cana submetida ao tratamento de sedimentação natural; estudar a aplicação de coagulantes para clarificação da água de lavagem de cana; avaliar a eficiência de remoção de turbidez e sólidos suspensos totais; avaliar a variação no volume de lodo produzido pelo tratamento e avaliar de custos. Materiais e Métodos A pesquisa foi desenvolvida em parceria com uma unidade industrial de fabricação de açúcar e álcool, da região de Santa Rita do Passa Quatro, SP, Brasil, que utiliza em média 43.200 m3/d de água na etapa de lavagem de cana, em sistema de reciclo. O processo de lavagem é realizado em mesas pelo sistema de cachoeira, a água efluente é recolhida por ação da gravidade e enviada a uma lagoa de sedimentação onde ocorre a remoção dos sólidos suspensos, a água 3

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decantada retorna por bombeamento para as mesas de lavagem. Periodicamente efetua‐se uma reposição para suprir perdas por evaporação ou por vazamentos. Para conhecimento da variação da qualidade da água de lavagem de cana (ALC) e da eficiência do sistema em operação, foi realizado um monitoramento dos seguintes parâmetros: pH; resíduos sedimentáveis (RS); sólidos totais (ST); sólidos suspensos totais (SST); sólidos dissolvidos totais (SDT); demanda química de oxigênio (DQO) e demanda bioquímica de oxigênio (DBO5 dias) a 20°C (APHA, et al., 2005). Os ensaios de tratabilidade da ALC foram realizados em reatores estáticos do tipo jar‐test (Di Bernardo, 2005), um volume de 1500 litros de ALC foram coletados e transportados para o Laboratório. Os coagulantes utilizados foram cloreto férrico e floculan, a seleção do melhor coagulante foi baseada no desempenho de ensaios considerando duas velocidades de sedimentação, sendo: 1,4 cm.min‐1 e 0,7 cm.min‐1. Com os resultados obtidos elaborou‐se diagramas para diferentes dosagens de coagulante em função do pH e da turbidez remanescente, possibilitando a determinação de regiões com maior remoção de turbidez. Após seleção do coagulante, foram realizados os ensaios para otimização da etapa de mistura rápida, considerando a variação do tempo de mistura rápida (Tmr) e do gradiente de mistura rápida (Gmr) e a otimização da etapa de floculação considerando a variação do tempo de mistura lenta (Tml) e do gradiente de mistura lenta (Gml). A avaliação da massa de sólidos removida no tratamento foi calculada através de balanço de massa considerando o teor de sólidos suspensos totais da água bruta imediatamente após a adição do coagulante e da água tratada. Um ensaio em jar‐test suprimindo a etapa de floculação foi realizado para verificação da necessidade da etapa de floculação no tratamento proposto. Um balanço de massas foi proposto para o cálculo da vazão de coagulante e da taxa de acúmulo de lodo na lagoa de sedimentação. A Figura 1 ilustra o sistema dividido em duas partes, sendo: Sistema I contemplando alimentação de ALC, entrada de coagulante e saída de ALC coagulada para alimentação da lagoa de sedimentação; o Sistema II contemplado a alimentação de ALC coagulada, acumulo de lodo e saída de ALC tratada. O volume de reposição de água não foi considerado no balanço, devido ao fato de que sua realização é descontínua, sem influência na dinâmica do processo. A vazão de ALC bruta (QAB) foi determinada experimentalmente por medição da área da seção transversal submersa do canal e da média da medição de velocidade de escoamento do fluido (ALC). Foi escolhido um trecho do canal que transporta a ALC com dimensões homogêneas. A fração mássica de sólidos (X1s) foi determinada pela caracterização da ALC bruta. O parâmetro utilizado para quantificação da concentração de sólidos foi os suspensos totais (SST) e as frações 4

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mássicas de coagulante (X1c e X2c) foram determinadas nos ensaios em jar‐test, possibilitando o cálculo da vazão de coagulante (QAC) através da aplicação de equações de balanço de massa no sistema I. Através do balanço de massas do Sistema II, foi calculada a taxa de acúmulo de lodo (QL), as frações mássicas de sólidos (Xsl e X4S) foram determinadas pelo ensaio de massa seca. As perdas de ALC por vazamentos nas tubulações foram desprezadas. Portanto, a vazão de saída (QE) foi considerada igual à vazão de água bruta (QAB). QC: vazão de coagulante X1C:fração mássica coagulante Sistema II QAB: vazão de água bruta Sistema I QE: vazão efluente tratado Lagoa X1S: fração de sólidos ALC X4S: fração mássica de sólidos de sedimentação ALC QAC :vazão de água coagulada QL: Acumulo de lodo X2S:fração mássica de sólidos X SL: fração mássica de sólidos no lodo X2C: fração mássica de coagulante XAL: fração mássica de água no lodo XCL: fração mássica de coagulante no lodo Figura 1. Fluxograma do sistema de tratamento da ALC para cálculo do balanço de massa dividido em sistemas I e II

Foi elaborada uma análise econômica para quantificação do custo de implantação e operação do tratamento proposto, considerando‐se diferentes cenários, em contrapartida a esses custos, podem ser destacados os seguintes benefícios:  Redução do volume de infecções no processo produtivo de fermentação alcoólica, devido à melhoria da qualidade da ALC;  Redução de gastos com antibióticos usados para combater as infecções no processo;  Redução do volume de água em recirculação, devido à diminuição do tempo de detenção hidráulica;  Redução do volume de captação em corpo d’água para uso na lavagem de cana;  Redução do custo do tratamento da ALC para descarte em corpos d’água. Os custos de implantação do sistema compreendem: aquisição e instalação de equipamentos; projeto e construção civil e operação. 5

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Para avaliação do custo de aquisição e instalação dos equipamentos foi realizada uma pesquisa junto aos fabricantes, tendo sido considerado a necessidade de aquisição dos seguintes equipamentos: medidor de vazão hidráulico do tipo calha Parshall; bomba para dosagem de coagulante e tanque para armazenamento do coagulante. Os custos de construção civil foram referentes à construção do floculador hidráulico de escoamento horizontal com chicanas, considerou‐se um custo aproximado de R$100,00 por metro quadrado de construção e foi calculado com base na área do floculador. O custo do projeto de construção civil foi considerado 10% do custo de construção. Os custos de operação foram baseados no consumo de coagulante no processo de tratamento de ALC determinado pelos ensaios de laboratório e do custo da retirada do lodo por dragagem e disposição final na lavoura. No estudo da viabilidade econômica, foram considerados três cenários hipotéticos, sendo:  Cenário I com aplicação de coagulante de forma contínua e considerando o volume de ALC igual ao volume da lagoa de sedimentação;  Cenário II com aplicação de coagulante de forma intermitente (freqüência semanal) e considerando o volume de ALC igual ao volume da lagoa de sedimentação;  Cenário III com aplicação de coagulante de forma intermitente (freqüência semanal) e o volume de ALC mínimo, calculado a partir da velocidade de sedimentação adotada e da vazão de ALC. No calculo do custo com coagulante foi considerado a vazão de coagulante pela dosagem escolhida e de ALC. O consumo mensal de coagulante varia em função do sistema de tratamento adotado, que pode ser contínuo ou intermitente. Os custos com o uso de coagulante foram calculados considerando‐se os cenários I, II e III pelas Equações 1, 2 e 3 respectivamente. CM = QC . TOP . PC Equação (1) Equação (2) CM = QC . . TDH . PC . 4 CM = QC . . TDHmín . PC. 4 Equação (3) Sendo: CM o Custo mensal de coagulante (R$); QC a vazão de coagulante (L/h); TOP o número de horas de trabalho (h/m); PC o preço do coagulante líquido comercia (R$/L); TDH o tempo de detenção hidráulico (h). 6

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O tempo de detenção hidráulico foi determinado em função da vazão de ALC e das dimensões da lagoa de sedimentação, através das Equações 4 e 5. TDH = VALC / QALC Equação (4) VALC = C . L . H Equação (5) Sendo: VALC o volume de água de lavagem de cana (m3); QALC a vazão de ALC (m3/h); C o comprimento da lagoa de sedimentação (m); L a largura da lagoa de sedimentação (m); H a profundidade da lagoa de sedimentação (m). A determinação do custo de retirada de lodo para disposição final na lavoura foi realizada através de um estudo comparativo entre as taxas mensais de produção de lodo para os Cenários I, II e III em função da dosagem de coagulante. O custo de retirada de lodo está relacionado diretamente à taxa de acúmulo de lodo (QL), que foi determinada através do balanço de massa. A retirada do lodo é realizada por dragagem, o volume de lodo no fundo da lagoa de sedimentação depende da taxa de acúmulo de lodo e das dimensões da lagoa de sedimentação. A taxa mensal de acumulo de lodo (QLM) foi utilizada na análise comparativa de custo e foi calculada para os cenários I, II e III conforme Equação 6. ML = QLM . . TDH Equação (6) Sendo: ML a Taxa mensal de acumulo de lodo (m3/mês); QLM a vazão média de lodo (m3/h); TDH o tempo de detenção hidráulica (h). Resultados Na Tabela 1 estão apresentados os resultados obtidos no monitoramento da água de lavagem de cana durante o período de operação da unidade industrial, foram coletadas amostras na entrada (E) e saída (S) da lagoa de sedimentação. A água bruta apresentou uma turbidez média de 1100 uT. Os resultado de valores de pH permaneceram próximos e entre 5,7 e 7,0 e os resultados de resíduos sedimentáveis e das séries de sólidos indicam que a lagoa de sedimentação apresenta acumulo de lodo e baixa eficiência. A variação nos resultados é justificada pela ocorrência de chuvas, que acarreta no acumulo de terra junto às canas na lavoura, como também pelo arraste de terra através do escoamento superficial para a lagoa de sedimentação. Em relação aos resultados de matéria orgânica, avaliada por parâmetros indiretos, observou‐se uma remoção que variou de 8 a 75% para DQO e 25 a 80% para DBO5 dias. Porém é evidente 7

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que a ALC em reciclo e submetida a um tratamento de sedimentação natural tem qualidade prejudicada em função do tempo, levando a necessidade de reposição. Tabela 1. Resultados do monitoramento da qualidade da ALC afluente e efluente a lagoa de sedimentação. pH RS DQO DBO5 dias ST SST SDT Data ‐1 ‐1 ‐1 ‐1 ‐1 ‐1 (mL.L .h ) (mg O2.L ) (mg O2.L ) (mg.L ) (mg.L ) (mg.L‐1) ‐ 2009 E S E S E S E S E S E S E S 16/09 5,75 6,65 60 28 2728 664 1228 231 29869 6445 5980 190 26979 465 01/10 6,81 6,64 40 31 2183 823 812 242 7250 4900 4612 4170 2638 730 35 3500 3200 400 300 6148 4859 3083 2769 3065 2090 13/10 6,70 6,69 40 Nota. E: entrada da lagoa de sedimentação; S: saída da lagoa de sedimentação

A ALC foi submetida a ensaios de jar‐test simulando um tratamento alternativo de sedimentação primaria quimicamente assistida (SPQA) com uso de coagulação e floculação. Dos resultados obtidos foram elaborados os diagramas para avaliar remoção de turbidez possibilitando a escolha da melhor dosagem e do coagulante mais eficiente. Nas Figuras 2 e 3 estão apresentados os resultados plotados em um diagramas (tipo bolhas) de coagulação para diferentes dosagens de cloreto férrico e floculan respectivamente, em função da turbidez remanescente e do pH na velocidade de sedimentação de 0,7 cm.s‐1, com destaque para os três pontos selecionados. 25

Dosagem de cloreto férrico (mg/L produto comercial líquido)

300

24 30

17 34

250

36 51 44 71

200

38 54 49 36 38

69 54 71 76

31 23 25 36 32 42 61 55 69 48 51 42 65

113

106

6,5

7,0

32 30

34 31 37 33

150

18 22 24

59 46 67

35 24 28 26 32 37

24 19 27 24 32

46 44 43

100 6,0

7,5

8,0

8,5

9,0

9,5

pH de coagulação

Figura 2. Diagrama de coagulação para diferentes dosagens de cloreto férrico em função do pH e da turbidez remenscente (uT) na velocidade de sedimentação de 0,7 cm.s‐1

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350 21

Dosagem de Floculan mg/L produto comercial líquido)

300 22

17 15 21

250

23 27 30 28

200

150

31 28

34 27 35 40

37 37 59

30 27

35 40 43 51 66

100

28 23

22 19

26 22 20 23 28 25 50 35 27 38

50 6.0

6.5

7.0

7.5

8.0 8.5 pH de coagulação

9.0

9.5

10.0

Figura 3. Diagrama de coagulação para diferentes dosagens de floculan em função do pH e da turbidez remenscente (uT) na velocidade de sedimentação de 0,7 cm.s‐1

Os coagulantes estudados apresentaram resultados de turbidez remanescente menores que 40 uT, porém optou‐se pelo floculan por dispensar o uso de alcalinizante (NaOH), considerando o critério de maior remoção de turbidez a melhor dosagem foi 300 mg/L, a Tabela 2 apresenta as três dosagens selecionadas no diagrama em função da turbidez remanescente para cada coagulante que foram utilizadas nos ensaios de otimização de mistura rápida e mistura lenta. Tabela 2. Resultados de turbidez remanescente dos ensaios de reprodução dos melhores pontos dos diagramas com Floculan e cloreto férrico usado como coagulantes Coagulante

Cloreto Férrico

Floculan

Turbidez remanescente (uT)

Dosagem Coagulante (mg/L)

Dosagem NaOH (mg/L)

280 300 220

0 200 120

6,36 8,87 8,27

13 22 33

17 18 23

300

6,29

250 150

0 0

6,42 6,61

27 40

15 26

Vs1 (1,4cm/s) Vs2 (0,7cm/s)

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Nos ensaios para otimização da etapa de mistura rápida, fixou‐se o tempo de mistura lenta (Tml) em 15s e gradiente de mistura lenta (Gml) em 80 rpm, observou‐se que a remoção de turbidez foi proporcional ao aumento do gradiente e inversamente proporcional ao tempo, a mistura rápida foi otimizada com Tmr 10s e Gmr 500 rpm. Os resultados dos ensaios de otimização da etapa de mistura lenta apresentaram maior remoção de turbidez para um tempo (Tml) de 15 min e gradiente (Gml) de 60 rpm. Foram realizados ensaios de coagulação com o floculan suprimindo a etapa de floculação e os resultados estão apresentados na Tabelas 3, observou‐se que a turbidez remanescente menor que 40 uT foram obtidas para as dosagens de 250, 275 e 300 mg.L‐1. Tabela 3. Resultados de remoção de cor aparente e turbidez obtidos nos ensaio em jar‐test com variação da dosagem de Floculan, Tmr 10s e Gmr de 500rpm sem a etapa de floculação Vs1 (1,4 cm/min) Vs2 ( 0,7 cm/min) Dosagem de Coagulante Turbidez Cor aparente Turbidez Cor aparente Floculan pH de (uT) (uH) (uT) (uH) (mg/L) coagulação 100

7,08

652

592

150

6,96

513

499

200

6,88

395

410

250

6,8

370

356

275

6,78

314

298

300

6,76

307

293

Os ensaios de massa seca de lodo foram realizados em duplicata para as três dosagens escolhidas, sendo: 150, 200 e 300 mg/L. A remoção de sólidos suspensos totais (SST) foi a mesma para as velocidades Vs1 e Vs2 na dosagem de coagulante de 300 mg/L. Os resultados entre a menor dosagem (150 mg/L) e a maior dosagem (300 mg/L) de coagulante, tanto nas velocidades Vs1 e Vs2 a eficiência de remoção de SST variou apenas em 2%. Comparando‐se a dosagem de coagulante em relação à quantidade de lodo gerado, houve um aumento de 24% para Vs1 e 26% para Vs2. Considerando‐se os valores obtidos de QS e uma concentração de sólidos no lodo de 30.000 mg.L‐1, calculou‐se as taxas de acúmulo de lodo QL e as taxas de acúmulo de lodo médias QLM, os resultados são mostrados na Tabela 4. 10

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Tabela 4. Resultados de taxas de acúmulo de lodo na lagoa de sedimentação para dosagens de Floculan Dosagem Conc.SST Conc. SST Taxa de Taxa Vazão Vazão Vazão coag. água efluente acúmulo acúmulo água mássica coag. Floculan Qc (m3/h) coagulada coagulada CE (mg/L) lodo lodo média sólidos do (mg/L) QL (m3/h) QLM (m3/h) QAC (m3/h) CAC (mg/L) lodo QS (kg/h) 1517 55 5427 181 150 0,577 3712,160 168 1313 61 4648 155 1686 45 6092 203 250 0,928 3712,528 207 1750 42 6341 211 1859 41 6751 225 300 1,114 3712,714 225 1856 49 6709 224

Os custos de implantação do sistema de tratamento considerando aquisição e instalação de equipamentos e projeto e construção civil estão mostrados na Tabela 5. Tabela 5. Custos de aquisição e instalação de equipamentos Custo de aquisição Equipamento (R$ reais) Calha Parshall 7.500,00 Tanque para coagulante 2.000,00 Bomba dosadora 600,00 Floculador Hidráulico 3.090,00

Custo de instalação (R$ reais) 3.000,00 200,00 300,00 30.900,00

Os custos são proporcionais à dosagem de coagulante escolhida. Os cenários I e II, que utilizam maior volume de água, são os que levam aos maiores custos. No cenário III, com o menor volume de ALC, deve ser considerado que essa opção ocasiona uma deterioração mais rápida da qualidade da água. Na avaliação do custo com aplicação de coagulante, os resultados aqui apresentados não levaram em consideração o fato de que a qualidade a ALC sofrerá uma melhoria gradativa à medida que o tratamento proposto for aplicado, nos aspectos turbidez e SST, com um reajustamento constante da dosagem de coagulante. Pode‐se obter uma redução da taxa de geração de lodo. Novamente, o efeito dessa melhoria será mais evidente no cenário I, onde o coagulante é continuamente aplicado. Os resultados obtidos considerando‐se o cenário I mostram que o volume de lodo produzido é superior ao próprio volume da lagoa de sedimentação, o que torna inviável a opção por esse 11

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cenário. Devido aos valores de produção de lodo correspondentes aos cenários II e III, deverá ser implantado um sistema de retirada de lodo por bombeamento para evitar o rápido assoreamento da lagoa de sedimentação. Os custos mostrados na Tabela 6 não levaram em consideração o fato de que a qualidade a ALC sofrerá uma melhoria gradativa à medida que o tratamento proposto for aplicado, nos aspectos turbidez e SST. A dosagem de coagulante deverá ser redimensionada em função dos valores de turbidez e SST atualizados, podendo resultar em uma redução do consumo de coagulante. O efeito dessa melhoria será mais evidente no Cenário I, onde o coagulante é continuamente aplicado. Tabela 6. Resumo dos custos relativos ao consumo de coagulante Floculan Custo mensal do coagulante (R$/mês) Dosagem de coagulante ‐1 Floculan (mg.L ) Cenário I Cenário II Cenário III 150 246.639,00 44.302,00 4.577,00 250 410.918,00 73.810,00 7.625,00 300 493.279,00 88.604,00 9.153,00

Conclusões e Recomendações Pelos resultados obtidos, conclui‐se que no tratamento da água de lavagem de cana (ALC), simulado por sedimentação, coagulação e floculação, usando os coagulantes cloreto férrico e floculan, o que apresentou melhor eficiente na remoção de turbidez e sólidos suspensos totais com 99% e 97% respectivamente foi o floculan com dosagem otimizada de 300 mg.L‐1, desta forma os parâmetros para o projeto do sistema de tratamento da ALC foram determinados. A supressão da etapa de floculação não alterou de forma expressiva a eficiência de remoção de turbidez e sólidos suspensos do tratamento. Entretanto, a não utilização de floculação pode levar a um aumento significativo do valor absoluto da turbidez, dependendo da dosagem e do tipo de coagulante empregado. O estudo econômico realizado mostrou que existem diversas alternativas para aplicação do tratamento estudado, sendo que algumas são altamente antieconômicas. As alternativas viáveis são aquelas que fazem aplicação de coagulante de forma intermitente. Os custos de operação reais somente poderão ser determinados quando o sistema estiver em funcionamento, mas pode ser prevista uma diminuição dos custos com coagulante e das taxas de produção de lodo devido ao efeito do aumento gradativo da qualidade da ALC em consequência do tratamento. 12

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Recomenda‐se a realização de estudos sobre o impacto da disposição do lodo, gerado pelo tratamento da água de lavagem de cana, nas lavouras a fim de se avaliar capacidade do solo e possíveis contaminações das águas subterrâneas. Agradecimentos. Laboratório de Recursos Hídricos da Universidade de Ribeirão Preto (UNAERP). Referências bibliográficas

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. ELIMINACIÓN DE COMPUESTOS VOLÁTILES OLOROSOS POR ELECTROCOAGULACIÓN

ELECTROCOAGULATION FOR THE ELIMINATION OF VOLATILE ODORS COMPOUNDS

*Djalma Mariz Medeiros 1 Aurelio Hernández Muñoz 1 Aurelio Hernández Lehmann 1 Manoel Lucas Filho 2

Recibido el 9 de agosto de 2011; Aceptado el 5 de octubre de 2011

Abstract The emission of odors in wastewater treatment plants represents a significant impact. Increased awareness of population about their rights and increased numbers of treatment plants in operation, associated with urban pressures on vacant areas that force the construction of residences and / or entertainment complexes increasingly coming from sewage treatment plants, force companies responsible for the sewage to consider this problem, seeking solutions consistently to avoid conflicts with communities. The use of electrochemical processes for wastewater treatment is becoming increasingly important because of its versatility, small size and capability of automation. In this sense, are of special interest electrocoagulation as a method of treatment of odorous compounds present in wastewater. During this investigation we have studied the removal of odorous volatile compounds (carbon disulfide, toluene and dichloromethane) by electrocoagulation process. We have investigated the effect of reactor design (configuration 1 power, 2 powers consecutives and configuration of 2 powers separated), the nature of the electrodes (aluminum), and electric current (0.5 A, 2 A, 4 A 6 A, 8 A and 9.5 A). Satisfactory yields were observed for carbon disulfide and determined optimal performance by aluminum electrodes 2.5 cm apart., Using the one source, and applying extremely low electric current (0.5 amps). Referring to toluene was a slight performance, while there was no meaningful action on the dichloromethane. The configuration of a source, as well as having presented the best yields for carbon disulfide and toluene, require lower power and lower retention time. Key Words: volatile compounds, electrocoagulation, odor, wastewater treatment plants.

1 2

Departamento de Ingeniería Civil, Universidad Politécnica de Madrid. Departamento de Ingeniería Civil, Universidade Federal do Rio Grande do Norte.

* Corresponding author: Calle Felipe Cortez, 1481, piso 202, Lagoa Nova ‐ Natal ‐ Rio Grande do Norte. Código Postal: 59056150. Brasil. Email: djalmammedeiros@hotmail.com

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Resumen La emisión de olores en las depuradoras de aguas residuales representa un impacto significativo. Una mayor concientización de la población sobre sus derechos y el aumento del número de depuradoras en explotación, asociadas a las presiones urbanas sobre áreas desocupadas que fuerzan la construcción de residencias y/o complejos de ocio cada vez más próximos de las depuradoras, obligan a las empresas responsables de las depuradoras a considerar este problema, buscando soluciones de forma constante para evitar conflictos con las comunidades. La utilización de procesos electroquímicos para el tratamiento de aguas residuales está adquiriendo cada día más importancia por su versatilidad, reducido tamaño y capacidad de automatización. En este sentido, resulta de especial interés la electrocoagulación, como procedimiento de tratamiento de compuestos olorosos presentes en aguas residuales. Durante la presente investigación se ha estudiado la eliminación de los siguientes compuestos volátiles olorosos mediante el proceso de electrocoagulación: sulfuro de carbono, tolueno y diclorometano. Se ha investigado el efecto del diseño del reactor (configuración de 1 fuente, configuración de 2 fuentes seguidas y configuración de 2 fuentes separadas), naturaleza de los electrodos (aluminio), y corriente eléctrica aplicada (0,5 A, 2 A, 4 A, 6 A, 8 A y 9,5 A). Se observaron rendimientos satisfactorios para el sulfuro de carbono y se determinó un rendimiento óptimo mediante electrodos de aluminio separados entre sí 2,5 cm., utilizando la configuración de 1 fuente, y aplicando intensidades muy bajas (0,5 amperios). En referencia al tolueno se apreció un ligero rendimiento, mientras que no se observó acción significativa sobre el diclorometano. La configuración de 1 fuente, además de haber presentado los mejores rendimientos para el sulfuro de carbono y el tolueno, requiere un suministro de energía inferior y menores tiempo de retención. Palabras clave: compuestos volátiles, electrocoagulación, olores, depuradoras.

Introducción Según El tribunal Europeo de Derechos Humanos y la jurisprudencia contencioso‐administrativa han declarado que la contaminación por olores puede llegar a afectar en determinados casos el derecho a la intimidad domiciliaria de las personas. Con esta declaración podemos observar la importancia del tema y de la búsqueda de soluciones a este problema. Antes que nada debe comentarse que la emisión de olores, en las depuradoras de aguas residuales, representa un impacto significativo. Una mayor concientización de la población sobre sus derechos, y el aumento del número de depuradoras en explotación, asociadas a las presiones urbanas sobre áreas desocupadas, que fuerzan la construcción de residencias y/o complejos de ocio cada vez más próximos de las depuradoras, obligan a las empresas responsables de las depuradoras a considerar este problema, buscando soluciones de forma constante para evitar problemas y conflictos con las comunidades. Los compuestos químicos orgánicos o inorgánicos responsables de la generación de olores provenientes de depuradoras, normalmente son resultados de las actividades bacterianas en la red de saneamiento o en la propia depuradora, emitidos a través de gases. Algunos compuestos 15

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proceden de actividades industriales, al verterse en la red alcantarillado también pueden generar malos olores. La utilización de procesos electroquímicos para el tratamiento de aguas residuales está adquiriendo cada día más importancia por su versatilidad, reducido tamaño y capacidad de automatización. La operación presenta atractivos económicos además de que los tiempos de retención en el tratamiento son pequeños, lo que permite la posibilidad de hacerlo en continuo, dado el bajo tiempo de residencia necesario para la eliminación del contaminante. El objetivo de la presente investigación se fija en evaluar la eficiencia de la electrocoagulación en la eliminación de compuestos volátiles olorosos presentes en depuradoras (sulfuro de carbono, diclorometano y tolueno). Metodología La investigación se llevó a cabo en una planta piloto de electrocoagulación instalada en la EDAR de Viveros de la Villa (Madrid/España), utilizando como influente el agua residual procedente de la decantación secundaria de dicha depuradora. La planta piloto consta de dos líneas de proceso, con sus respectivos equipos, conducciones, válvulas e instrumentación necesarios para asegurar un correcto funcionamiento de la planta piloto. Todas las partes en contacto con el líquido están construidas en metacrilato y PVC (figura 1).

Figura 1. Vista frontal de la planta piloto de electrocoagulación

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Según Gutiérrez y Droguet (2002) la cromatografía de gases combinada con la espectrometría de masas es una herramienta potente para separar, identificar y cuantificar los componentes causantes de mal olor. De esta manera el sulfuro de carbono, el tolueno y el diclorometano se determinaran mediante el método 8260B de la EPA. De GC/MS (Cromatografía de Gases/Espectrometría de Masas) (USEPA, 1996). Los parámetros claves a la hora de aplicar un proceso electrolítico son: diseño del reactor, naturaleza de los electrodos, y corriente de trabajo. En el diseño del experimento fue necesario definir los parámetros que regirían cada unos de los ensayos: por un lado la configuración de los electrodos (una fuente de alimentación de corriente eléctrica, dos fuentes seguidas de alimentación de corriente eléctrica y dos fuentes de alimentación de corriente eléctrica separadas por una chapa sin corriente) y, por otro, la intensidad de corriente eléctrica (0,5 A, 2 A, 4 A, 6 A, 8 A y 9,5 A). El esquema de las configuraciones de los electrodos se presenta en la figuras 2, 3 y 4 y en la figura 5 se observa el reactor de electrocoagulación con sus electrodos de aluminio. La investigación se llevó a cabo con electrodos de aluminio.

Figura 2. Configuración de electrodos mediante una fuente

Figura 3. Configuración de electrodos mediante dos fuentes seguidas

Figura 4. Configuración de electrodos mediante dos fuentes separadas

Figura 5. Célula de electrocoagulación con sus respectivas placas de aluminio

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Para todos los ensayos de la investigación se han adoptado 2,5 cm de distancia entre el ánodo y el cátodo y un caudal de agua de entrada en el proceso de 95 l/h. Con lo que se tienen 1,81 minutos de tiempo de retención para la configuración de una fuente, 5,64 minutos para la configuración de dos fuentes seguidas y 11,28 minutos para la configuración de dos fuentes separadas. Los ensayos se realizan con la adición artificial de productos. Para determinar las concentraciones a añadir en el agua se tomaron como variables la eficiencia del proceso, el límite de detección de la técnica analítica y el umbral de detección. En la tabla 1 se presenta las referencias de cada uno de los reactivos y sus respectivas concentraciones a adicionar. Tabla 1. Referencias de los reactivos con sus respectivas concentraciones a adicionar Descripción Sulfuro de carbono PA‐ACS Tolueno (Reag. Ph. Eur.) PA‐ACS‐ISO Diclorometano estabilizado con amileno PA‐ACS‐ISO

Vs (l/l) 8 12 8

También se realizaron ensayos sin tratamiento (ensayo 0) para verificar la volatilización y comparar los resultados obtenidos con los demás resultados. Presentación de resultados De las 3 configuraciones investigadas solamente la configuración de 1 fuente ha presentado rendimientos por encima de los obtenidos por la volatilización (ensayo con intensidad 0), para todos los parámetros analizados, en los ensayos mediante las demás configuraciones no se apreciaron rendimientos debido al proceso. Los resultados obtenidos mediante la configuración de 1 fuente se presentan en las tablas siguientes. Los resultados más relevantes, en cuanto a remoción de sulfuro de carbono y tolueno, se da en la configuración de 1 fuente, a intensidad muy baja de 0,5 A, sin embargo se aprecian rendimientos, por encima de los alcanzados solamente por la volatilización, con intensidades de 4 A y 6 A. De igual manera que en el caso del sulfuro de carbono se observa un rendimiento más apreciable para el tolueno, mediante intensidad muy baja (0,5 A) y mediante intensidades medianas de 4 y 6 amperios, sin embargo los rendimientos del tratamiento para el tolueno se aprecian menores. 18

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Tabla 2. Resultados de las muestras de sulfuro de carbono mediante la configuración de 1 fuente mediante varias intensidades SULFURO DE CARBONO 1 fuente Intensidad (A) Entrada (mg/l) Salida (mg/l) Rendimiento (%) 0

42,3

71,05

10,39

85 60

61 26

28,24 56,67

64 61

37 19

42,2 68,85

19,3

9,5

16,67

0,5

Tabla 3. Resultados de las muestras de tolueno mediante la configuración de 1 fuente mediante varias intensidades TOLUENO 1 fuente Intensidad (A) Entrada (mg/l) Salida (mg/l) Rendimiento (%) 0

6,1

4,1

32,8

0,5

4,6 10

2,5 5,7

45,65 43,00

4,3

6,98

2,8 4,6

2,3 3,6

17,86 21,74

2,4 14

0,77 4,4

67,92 68,57

1,7

1,6

5,9

9,5

2,7

2,4

11,1

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En relación al diclorometano, al comparar los resultados del proceso mediante el suministro de energía eléctrica y los rendimientos alcanzados por la volatilización no se aprecian rendimientos significativos debido a la electrocoagulación. Tabla 4. Resultados de las muestras de diclorometano mediante la configuración de 1 fuente mediante varias intensidades DICLOROMETANO 1 Fuente Intensidad (A) Entrada (mg/l) Salida (mg/l) Rendimiento (%) 0

25,9

0,5

56 28

33 21

41,07 25,00

40 41

31 34

22,5 17,07

8,2 41

7,3 33

10,98 19,51

9,5

7,14

En todos los casos llama la atención que este efecto de reducción no se aprecie de manera uniforme. Esto se debe a la volatilización. En la figura 6, se muestra la tendencia en los datos de acuerdo con el tipo de configuración utilizada. En él se puede apreciar que la configuración de 2 fuentes separadas, a pesar de presentar un tiempo de retención en el tratamiento dos veces mayor que en la configuración de 2 fuentes seguidas, el consumo de energía no se duplica como se esperaba. Esto se explica porque en la configuración de dos fuentes separadas se desarrollan reacciones electroquímicas entre los electrodos y las chapas de aluminio, necesitando de un aporte mayor de energía eléctrica. Para todas las configuraciones estudiadas se obtuvieron apreciables correlaciones entre la configuración adoptada y la energía consumida.

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Figura 6. Relación entre la intensidad de corriente eléctrica aplicada y el consumo de energía

Conclusiones El tratamiento de olores es una tarea que cada vez cobra más importancia en las plantas de depuración de aguas residuales, por lo que la idea fundamental de la presente investigación es observar la eficiencia de la electrocoagulación en la eliminación de compuestos volátiles olorosos producidos por el tratamiento de dichas aguas. Esta técnica podría constituir importantes avances en el campo de la eliminación de olores en el agua, debido a su versatilidad, reducido tamaño y capacidad de automatización. A pesar del comportamiento variable del sulfuro de carbono, e independientemente de su alto grado de volatilización, se ha llegado a las siguientes conclusiones: Existe un rendimiento importante en la reducción del parámetro independiente de la volatilización. Se ha determinado que el rendimiento óptimo se consigue mediante electrodos de aluminio separados entre sí 2,5 cm., utilizando la configuración de 1 fuente, y aplicando intensidades muy bajas (0,5 amperios). Aunque el tolueno es un compuesto muy volátil, tras realizar la electrooxidación con ánodo y cátodo de aluminio se concluye que: Existe un ligero rendimiento en el tratamiento para su disminución. 21

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Con la configuración de 1 fuente, de tiempo de retención 1,81 minutos, e intensidades de 0,5 amperios y 6 amperios, se obtienen los mejores rendimientos. Según los resultados de la investigación, obtenidos en relación al diclorometano, se concluye que:  Los rendimientos alcanzados para esto compuestos son apreciables debido la volatilización.  La reducción del compuesto no se debe al proceso.  Tras todas las investigaciones realizadas, se concluye que el consumo de energía eléctrica está íntimamente relacionado con la configuración que se adopte en el proceso. Se ha determinado que la configuración de 1 fuente es la solución energética óptima, dado que:  La configuración de 2 fuentes separadas desarrolla reacciones electroquímicas entre los electrodos y las chapas de aluminio, necesitando así un aporte mayor de energía eléctrica.  La configuración de 1 fuente, además de haber presentado los mejores rendimientos para el sulfuro de carbono y el tolueno, requieren un suministro de energía inferior y menores tiempos de retención. Referencias bibliográficas Arispe, S., Heor, Y., McConnell, L. y Kim, H.(2007) The Oxidation of Odorants from Wastewater Sludge Using Four Different Oxidants, Korean Journal of Odor Research and Engineering, 6(1), 28‐32. Ateya, B.G., Al‐kharafi, F.M., Abdallah, R.M. y Al‐azab, A.S. (2005) Electrochemical removal of hydrogen sulfide from polluted brines using porous flow through electrodes, Journal of Applied Electrochemistry, 35, 297–303. Chair, T. M. (2004) Control of Odors and Emissions from Wastewater Treatment Plants, Water Environment Federation. Chen, G. (2004) Electrochemical technologies in wastewater treatment, Separation and Purification Technology, 38, 11‐41. Converse, B.M., Schroeder, E.D., Iranpour, R., Cox, H.H.J. y Deshusses, M.A. (2003) Odor and Volatile Organic Compound Removal from Wastewater Treatment Plant Headworks Ventilation Air Using a Biofilter, Water Environmental Research, 75(5). Jeon, E., Hyun‐Keun Son, H. y Sa, J. (2009) Emission Characteristics and Factors of Selected Odorous Compounds at a Wastewater Treatment Plant, Sensors, 9, 311‐326. Murugananthan, M., Bhaskar G. R. y Prabhakar, S.(2004) Removal of sulfide, sulfate and sulfite ions by electrocoagulation, Journal of Hazardous Materials 37‐44. Pouet M F y Grasmick A. (1995) Urban wastewater treatment by electrocoagulation and flotation, Water science and technology, 31, 275‐283. Sattler, M. L. y Rosenberk, R. S. (2006) Removal of Carbonyl Sulfide Using Activated Carbon Adsorption Journal Air & Waste Manage, 56, 219‐224.

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica.

MANEJO DE RESIDUOS GENERADOS DIRECTA O INDIRECTAMENTE POR EL CULTIVO DE CEBOLLA EN AQUITANIA (BOYACA‐COLOMBIA)

*Patricia Martínez‐Nieto 1 Daniel García‐González 2 Paula Sofía Silva‐Bonilla 2 Gustavo Vargas‐Chaparro 3 Felipe Valderrama‐Escallón 1

WASTE MANAGEMENT GENERATED DIRECTLY OR INDIRECTLY BY ONION CROP IN AQUITANIA (BOYACA‐COLOMBIA) Recibido el 15 de marzo de 2011; Aceptado el 5 de octubre de 2011

Abstract The crop of green onion (Allium fistulosum L.) in Aquitania, municipality belonging to Basin of Tota Lake in Colombia, used high amounts of chicken manure to fertilize and chemical synthesis inputs for pest and disease. This has led to pollution and eutrophication of the Tota Lake, which encouraging the proliferation of aquatic macrophytes as Brazilian elodea (Egeria densa Planch). Elodea mechanically extracted from TOTA Lake, wastes from the process of leaf removal and deburring onion, known as “pelanza”, and chicken manure, can be converted into high‐quality compost using beneficial microorganisms in the composting process. Six treatments with two replicates that consisted of two mixes of waste, with and without addition of microbial inoculants, were designed for this research. The macronutrient content was increased in the mixture with chicken, onion waste, elodea, barley flour and rice hulls, mainly when it was inoculated with cellulolytic, proteolytic and amylolitic microorganisms. None of the treatments presented heavy metals, pathogenic human or phytopathogenic nematodes. In phytotoxicity bioassay in radish (Raphanus sativus L.), the highest germination rate was obtained with treatment using onion, elodea and rice hulls inoculated cellulolytic, proteolytic and amylolitic microorganisms. Biofertilizer production due to their biological and nutritional characteristics is a good alternative to the onion crop waste management in subpáramo; within the concept of sustainable development. Keywords: Composting, Brazilian elodea, chicken manure, degrading microorganisms of matter organic, onion waste.

Fundación Humedales Corporación para el desarrollo participativo y sostenible de pequeños agricultores (Corporación PBA) 3 Productores asociados de cebolla larga y otras hortalizas en producción más limpia del Municipio Aquitania (Asociación Parcela) * Corresponding author: Calle 142 No 13‐49 Interior 2. Conjunto Residencial “El Pórtico”. Barrio Cedritos‐Bogotá‐Colombia. Email: patingli@gmail.com 2

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Resumen El cultivo de cebolla larga (Allium fistulosum L.) en Aquitania, municipio perteneciente a la cuenca del Lago de Tota en Colombia, emplea altas cantidades de gallinaza para fertilizar e insumos de síntesis química para el control de plagas y enfermedades. Esto ha generado la contaminación y eutroficación del lago de Tota, favoreciendo la proliferación de macrófitas acuáticas como elodea brasilera (Egeria densa Planch). La elodea extraída mecánicamente de la Laguna de Tota, residuos provenientes del proceso de deshoje y desbarbe de la cebolla conocido como “pelanza”, y gallinaza cruda, pueden ser convertidas en abono de alta calidad utilizando microorganismos benéficos en el proceso de compostaje. Para esta investigación se diseñaron seis tratamientos con dos repeticiones que consistieron en la utilización de dos mezclas de los residuos con y sin adición de inóculos microbianos. El contenido de macronutrientes se incremento en la mezcla con gallinaza, residuos de cebolla, elodea, harina de cebada y cascarilla de arroz, principalmente cuando fue inoculado con microorganismos celulolíticos, proteolíticos y amilolíticos. Ninguno de los tratamientos presentó metales pesados, patógenos humanos, o nematodos fitopatógenos. En la prueba de fitoxicidad en rábano (Raphanus sativus L.), el mayor índice de germinación se obtuvo con el tratamiento que utilizo residuos de cebolla, elodea y cascarilla de arroz inoculados con microorganismos celulolíticos, proteolíticos y amilolíticos. La producción de bioabonos debido a sus características nutricionales y biológicas, constituye una buena alternativa para manejo de residuos del cultivo de cebolla en subpáramo; dentro del concepto de desarrollo sostenible. Palabras claves: Compostaje, Elodea brasilera, gallinaza, microorganismos degradadores de materia orgánica, residuos de cebolla.

Introducción La cuenca del lago de Tota ubicada en el departamento colombiano de Boyacá, comprende los municipios de Aquitania, Cuitiva y Tota, donde se concentra la mayor producción de cebolla larga del país. Esta actividad agrícola sumada al vertimiento de aguas negras procedentes de estos municipios contamina el agua de este lago, segundo en importancia en Sur América después del Titicaca. Además, el cultivo de cebolla interviene áreas de páramo en el municipio de Aquitania por debajo de los 3.300 m.s.n.m (Rodríguez, 2005; Alcaldía Municipal de Aquitania, 2008). La cebolla es el principal generador de empleo e ingresos en Aquitania con una participación promedio del 80% de la población (Renjifo et al., 2002; Departamento Administrativo Nacional de Estadística, DANE, 2002). En este cultivo el uso de insumos agrícolas es el rubro que demanda mayor inversión, con una participación de fertilizantes orgánicos (gallinaza cruda) hasta del 50% de los costos totales durante el establecimiento del cultivo. Lo anterior genera problemas fitosanitarios y procesos de nitrificación acelerada con pérdida de nutrientes que por lixiviación llegan al lago de Tota, aumentando el desarrollo de plantas acuáticas como junco y elodea, que reducen la superficie de agua y modifican el hábitat de fauna y flora nativas, causando con el tiempo eutrofización (Renjifo et al., 2002; Rodríguez, 2005; Hio, 2006). La utilización de elodea y jacinto de agua (Eichhornia crassipes) para la producción de abono orgánico utilizando microorganismos benéficos ha sido una experiencia exitosa en la Laguna de 24

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Fúquene, obteniendo un producto de excelente calidad nutricional y biológica (Palacios, 2007; Martínez‐Nieto, 2007 y 2009). La inoculación con microorganismos controladores biológicos y fijadores de nitrógeno al compost según algunos autores disminuye el uso de plaguicidas, favorece la absorción de nutrientes y mejora la calidad del producto final aumentado la concentración de proteínas (Clarkson et al., 2006; Gómez, 2007). Por otro lado el cultivo de la cebolla genera residuos en el proceso conocido como “pelanza” que consiste en un desprendimiento de hojas secas y deterioradas y de las raíces más largas, que son abandonados en diferentes lugares sin ningún tratamiento en vez de convertirse en una alternativa productiva en la zona mediante el compostaje (Martínez et al., 2008; Varela, 2006; Clarkson et al., 2006.) Por tal razón el objetivo de esta investigación fue producir abonos orgánicos a partir del compostaje de elodea, pelanza de cebolla y gallinaza utilizando microorganismos para mejorar la calidad del producto final, dentro del proyecto “Desarrollo participativo de alternativas de producción limpia de cebolla de rama para el manejo y uso sostenible de suelos y aguas en la región de la cuenca del lago de Tota, Departamento de Boyacá, Colombia”. Materiales y métodos Residuos Se utilizaron como residuos base gallinaza, pelanza de cebolla, elodea brasilera (Macrófita invasora extraída mecánicamente de la laguna de Tota como mecanismo de control) y cascarilla de arroz (Residuo generado en un municipio cercano a Aquitania que ayuda a la aireación y absorción de humedad del sistema de compostaje). Adicionalmente se uso harina de cebada para nivelar la relación de transformación carbono/nitrógeno, carbono/fósforo y el contenido de humedad dentro de los rangos ideales para compostaje: 20‐30/1, 75‐175/1 y 40‐60 % respectivamente (Martínez‐Nieto, 2006; Abaunza et al., 2008; Washington State University, 2009). La harina de cebada también se escogió teniendo en cuenta su disponibilidad en la zona, la calidad expresada en ausencia de sustancias nocivas y el valor económico (Trautmann y Krasny, 1997; Corporación Técnica Alemana (GTZ), 2001; Martínez‐Nieto, 2006). En la tabla 1 se observa el contenido de carbono, fosforo, nitrógeno, humedad y densidad aparente de los residuos que se usaron en el proceso de compostaje. 25

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Tabla 1. Contenido de nutrientes, humedad y densidad aparente de residuos de elodea, pelanza de cebolla, gallinaza, cascarilla de arroz y harina de cebada SUSTRATO N C P C/N C/P HUMEDAD DENSIDAD % % % % g/cm3 Elodea 2,94 43,7 0,15 14,9 291,3 63,13 0,15 Cebolla 1,68 28,0 0,59 16,7 47,5 67,57 0,16 Gallinaza 3,08 55,5 1,34 18,0 41,4 14,21 0,30 Cascarilla de arroz 0,42 58,1 0,06 138,3 968,3 21,13 0,16 Harina de cebada 1,17 66,7 0,34 57,0 196,2 9,20 0,43

Microorganismos Se emplearon dos biopreparados microbianos, uno compuesto de microorganismos celulolíticos, proteolíticos y amilolíticos (MCPA) mezclados a una concentración de 108 UFC mL‐1 y el otro con microorganismos eficientes (EM) producidos comercialmente en Colombia por la Fundación para Asesorías del Sector Rural (FUNDASES) bajo la supervisión de EM Research Organization (EMRO), Latinoamérica. Diseño experimental bajo condiciones de invernadero Con base en el contenido de nutrientes, humedad y densidad y los resultados obtenidos por Martínez‐Nieto (2006) en la zona, se estableció un diseño experimental con seis tratamientos y dos repeticiones para un total de doce pilas de compostaje de 9 m3. Para los tratamientos se utilizaron dos mezclas diferentes de los sustratos con y sin adición de inóculos microbianos (tabla 2). En la combinación de los residuos se puso especial cuidado en obtener valores teóricos en los rangos ideales de humedad y relación carbono/ nitrógeno, teniendo en cuenta que ésta determina en gran medida las características de la descomposición y el contenido de sustancias que valorizan el producto final (GTZ, 2001).

Tabla 2. Tratamientos utilizados en el diseño experimental bajo condiciones de invernadero en Aquitania TTO 1 2 3 4 5 6

INOCULO

SUSTRATOS Tipo Cantidad (Tn) MCPA Elodea 0,308 Cebolla 0,308 EM Gallinaza 0,462 Cascarilla de arroz 0,554 Sin inoculación Harina de cebada 0,123 Total mezcla 1,76 MCPA Elodea 0,404 Cebolla 0,807 EM Cascarilla de arroz 0,202 Sin inoculación Total mezcla 1,41

C/N 14,86 16,67 18,02 138,33 57,01 25 14,86 16,67 138,33 24

Humedad (%) 63,1 67,6 14,2 21,1 9,2 38 63,1 67,6 21,1 60

Altura (m) 0,342 0,481 0,308 0,321 0,048 1,50 0,449 0,841 0,210 1,50 26

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El montaje de las pilas se realizó mediante la técnica de parva o montón, de acuerdo con la metodología empleada por Martínez‐Nieto (2006) y Abaunza et al. (2008) en un invernadero de 1000 m2. Los inóculos microbianos se agregaron a medida que se iba formando la pila y una vez terminado el montaje se tomó temperatura con termómetro de punzón, pH con tiras reactivas y humedad por el método del guante (Martínez‐Nieto, 2007 y 2009). Inoculación microbiana Se realizaron tres aplicaciones semanales a razón de 1 L T‐1 de residuos del biopreparado MCPA y de los EM cuatro dosis, una inicial de 2 L T‐1 de residuos y las siguientes de 1 L T‐1 de residuos cada ocho días. Monitoreo de parámetros fisicoquímicos y volteos La temperatura se registro diariamente; mientras que el pH y humedad se tomaron semanalmente durante todo el proceso. Los volteos se realizaron cada ocho días por miembros de una asociación de cultivadores de cebolla en rama de la zona (Asociación PARCELA). Evaluación fisicoquímica y biológica para determinar la calidad del producto final Cuando los tratamientos por sus características macroscópicas (olor a tierra húmeda debido a la liberación de geosmina) y de temperatura (Li et al., 2004; Ge et al., 2006) alcanzaron la etapa de curado, se tamizaron y se les realizó test de fitotoxicidad (porcentaje e índice de germinación) en rábano (Raphanus sativus L.) para confirmar la madurez de los compost producidos (Varnero et al., 2007). Con estos resultados se procedió a la realización de análisis fisicoquímicos completos para compost, metales pesados, Enterobacterias, Salmonella sp. y recuento de fitopatógenos. Los resultados permitieron establecer la calidad de los compost producidos con base en la Norma Técnica Colombiana (NTC) 5167 expedida por el Instituto Colombiano de Normas Técnicas y Certificación (ICONTEC) (2004) y la normatividad internacional consultada (Washington State Department of Ecology, 1994; Hogg et al., 2002; Instituto Nacional de Normalización de Chile, 2005; Ge et al., 2006). Los análisis se realizaron en el laboratorio de control de calidad Doctor Calderón Asistencia Técnica Agrícola LTDA, certificado por el Instituto Colombiano Agropecuario (ICA), entidad colombiana encargada de otorgar los registros para fertilizantes, abonos orgánicos y acondicionadores del suelo. Análisis estadístico Los datos se trataron estadísticamente mediante un análisis de varianza (ANOVA) de una sola vía (P < 0,05) y con la prueba de Rango Múltiple de Duncan, para determinar diferencias significativas entre las medias. 27

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Resultados y discusión Monitoreo de parámetros fisicoquímicos y volteos Los mayores valores de temperatura se obtuvieron en los tratamientos que utilizaron todos los sustratos, los cuales mantuvieron temperaturas por encima de 55 ºC durante un mes aproximadamente (figura 1), siendo los mejores tratamientos de acuerdo con la prueba de rango múltiple de Duncan (Tabla 3). Los otros tratamientos no cumplieron con lo exigido en la normatividad internacional al no incrementar su temperatura por encima de 55 o C (figura 1) (Washington State Department of Ecology, 1994; Hogg et al., 2002; Ge et al., 2006). La evolución de la temperatura en los tres primeros tratamientos comprueban indirectamente que la medida de la pila, humedad, aireación y relación carbono / nitrógeno fueron favorables para la reducción microbiana (Trutmann y Krasny, 1997; Cereijo et al., 2007).

Figura 1. Dinámica de la temperatura de los tratamientos durante cuatro meses bajo condiciones de invernadero en el municipio de Aquitania (Boyacá, Colombia)

Al final del proceso de degradación, los tratamientos cuatro y cinco obtuvieron los pH más altos con un valor de 8,0, seguido en orden decreciente por el seis (7,9), uno y tres con 7,6 y por último el dos (7,5). En Colombia se exigen valores en un rango de 4 a 9; mientras que en otros países contemplan como normal entre 5 y 8 (Washington State Department of Ecology, 1994; Hogg et al., 2002; ICONTEC, 2004). Fernández y Castellá (2010) recomiendan que el pH del 28

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compost se mantenga cercano a la neutralidad ya que valores mayores o menores pueden resultar muy alcalinos o ácidos para algunos cultivos. Los tratamientos donde se utilizo la mezcla de elodea y cebolla presentaron inicialmente humedades alrededor de 60 % y de acuerdo a Torres‐Lozada et al. (2005), no es conveniente manejar humedades cercanas a este rango debido a que todo proceso de compostaje produce dióxido de carbono y agua, que sumada al agua propia del material puede hacer que no se incremente la temperatura, como sucedió en estos tratamientos a pesar que se sometieron a procesos de secado. En la etapa de enfriamiento y maduración todas las pilas presentaron humedades por debajo de 35%, en concordancia con lo exigido en la normatividad nacional (ICONTEC, 2004), con porcentajes entre 5,8 % y 12,2 %. El proceso de compostaje es una compleja interacción entre sustrato, microorganismos, aireación, producción de agua y calor. Es importante entender cómo influyen estos parámetros en el ecosistema microbiano para mejorar la eficiencia del proceso (Trautmann y Krasny, 1997; Cereijo et al., 2007; Moreno y Moral, 2008). Las humedades presentadas en los tratamientos 4, 5 y 6 disminuyeron la eficiencia del sistema por ausencia de una verdadera etapa termófila al igual que lo observado por Luo et al. (2008), prolongando el tiempo de degradación de las pilas y presentando concentraciones del hongo Fusarium sp. entre 103 y 104 UFC g‐1, el cual dependiendo de la especie puede causar patología en algunos cultivos (Freeman y Maymon, 2000); caso contrario a lo presentado por los primeros tratamientos que alcanzaron valores de temperatura hasta de 71 o C con curvas normales de degradación (Tabla 3). Tabla 3. Temperaturas máximas promedio obtenidas en los seis tratamientos de compostaje en el municipio de Aquitania, bajo condiciones de invernadero Temperatura Tratamientos máxima * 1 2 3 4 5 6 o C 70,5 68,0 71,0 53,8 51,8 51,5 a a a b b b * P=0,0009. Los datos representan promedios de dos replicas. Las letras muestran los niveles de la prueba de rango múltiple de Duncan, donde letras iguales indican promedios estadísticamente iguales. El primer nivel está representado por la letra a y el segundo por la letra b

Evaluación fisicoquímica y biológica para determinar la calidad del producto final En la tabla 4 se observan los resultados de los análisis realizados para determinar la madurez y calidad de los compost obtenidos en los diferentes tratamientos. La mayoría de tratamientos cumplieron con toda la normatividad colombiana, a excepción del cuatro, cinco y seis con relación al fosforo, y tres y seis con recuentos altos de coliformes totales (tabla 4). 29

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En la prueba de fitotoxicidad, los mayores porcentajes de germinación se observaron en los tratamientos 4, 5 y 6, siendo los mejores de acuerdo a la prueba de rango múltiple de Duncan (tabla 4); aunque todos los tratamientos a excepción del dos se encontraron dentro de los límites permitidos por la normatividad internacional consultada (mayor o igual al 90) (Washington State Department of Ecology, 1994; Hogg et al., 2002; Instituto Nacional de Normalización, 2005; Ge et al., 2006). Sullivan y Miller (2001) recomiendan interpretar este test con cuidado y apoyarse en otros análisis antes de indicar la madurez de un compost, debido a que un alto contenido de sales en el material inhibe la germinación de algunas semillas en todas las etapas de curado, lo cual se comprobó en esta investigación al analizar el tiempo de curado, relación carbono/ nitrógeno, temperatura final y las características sensoriales que indicaban la madurez del tratamiento 2. Con relación al índice de germinación valores entre 0,8 y 1,0 no inhiben el crecimiento e índices superiores a 1 incrementan más que deteriorar el crecimiento (Trautmann y Krasny, 1997). En todos los tratamientos se obtuvieron índices promedios superiores a 0,8 y en el cuatro alrededor de 3 (Tabla 4), pero no se presentaron diferencias significativas en el análisis de varianza (P=0,158). Los más altos contenidos de nitrógeno, fosforo y potasio se encontraron en los tratamientos que mezclaron todos los residuos y según la prueba de rango múltiple de Duncan los tratamientos 1 y 2 fueron los mejores con relación al nitrógeno; mientras que para los otros dos nutrientes no se encontraron diferencias entre los tres primeros tratamientos a un nivel de significancia de 0,05 (Tabla 4). El laboratorio de control de calidad Dr. Calderón compararon el contenido de nitrógeno, fosforo y potasio de los diferentes abonos producidos en Aquitania con todos los compost, humus de lombriz y gallinazas que ellos han analizado en diez años de funcionamiento mediante un índice, cuyo valor indica lo siguiente: menor de 0,5 baja calidad, igual a 1 compost estándar y encima de 1 superior al material comparado, siendo un producto de muy alta calidad el que obtenga un valor mayor a 2. El más alto valor lo obtuvo el compost procedente del tratamiento 1(2,16) seguido en orden decreciente por el tres (2,03), dos (1,99), cuatro (1,08), seis (1,04) y cinco (1,01). Un punto a resaltar es la conductividad eléctrica ya que la cebolla es medianamente tolerante al contenido de sales disueltas (Basaure, 2005), esto significa que los abonos se deben utilizar en pocas cantidades para no provocar toxicidad por salinidad. Sullivan y Miller (2001) recomiendan para compost con conductividad elevada reducir la proporción que se incorpora a los medios de crecimiento de las plantas. 30

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Tabla 4: Comparación de los resultados de los análisis realizados a los tratamientos montados en Aquitania con los valores exigidos por la normatividad colombiana. Composición

Unidad

Test de fitotoxicidad Porcentaje germinación P= 0,033

Índice germinación

‐1

Tratamientos 3 4 96 134 b, c a

5 131 a, b

6 134 a

‐‐‐‐‐

1,03

0,96

3,24

2,7

2,16

‐‐‐‐‐

1 90 c

2 85 c

1,15

NTC 5167/04

Densidad Aparente

g mL

0,33

0,29

0,31

0,34

0,18

0,32

< 0,6

Cenizas

33,8

47,8

46,1

55,4

< 60

Perdidas volatilización

52,8

56,60

38,40

46,40

44,10

38,90

‐‐‐‐‐

‐1

C.E

mS cm

17,4

13,1

12,9

6,9

7,5

8,7

‐‐‐‐‐

Retención Humedad

128,1

151,8

147,8

125,2

115,1

110,3

Su propio peso

C.I.C

62,00

70,80

64,90

62,90

42,70

45,30

> 30

C/N

meq 100 g‐1

10,9

14,3

18,8

15,9

< 25

Carbono orgánico

19,97

19,56

24,38

19,10

19,45

17,41

> 15

Nitrógeno P=0,0001 Fósforo (P2O5) P=0,0013 Potasio (K2O) P= 0,0002 Metales pesados

1,79 a, b 2,29 a 2,08 a

1,70 b 2,34 a 2,24 a

1,02 c 0,85 b 1,47 b

1,08 c 0,67 b 1,37 b

1,10 c 0,71 b 1,41 b

Declarar si son > 1%

1,83 a 2,51 a 2,31 a

Arsénico

mg/kg

< 5

0‐41

Cadmio

mg/kg

0,16

0,2

0,22

0,16

0,25

0‐39

Cromo

mg/kg

10,8

12,4

11,1

14,8

0‐1200

Mercurio

mg/kg

< 5

0‐17

Níquel

mg/kg

5,3

6,1

6,2

5,4

3,9

4,6

0‐420

Plomo

mg/kg

4,5

5,3

10,8

6,7

8,1

0‐300

Impurezas

Plástico, metal, caucho > 2 mm Vidrio > 2 mm

< 0,2

<0,02

Piedras > 5 mm

< 2

Vidrio > 16 mm

Detección

Patógenos humanos

Salmonella sp. Coliformes totales

% %

‐1

Ausente

Ausencia 25 g

‐1

800

310

2800

540

340

6300

< 1000 UFC g‐1

UFC g UFC g

Los datos representan promedios de dos replicas. Las letras muestran los niveles de la prueba de rango múltiple de Duncan, donde letras iguales indican promedios estadísticamente iguales. El primer nivel está representado por la letra a

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A medida que ocurre el proceso de degradación la relación carbono/nitrógeno baja (Iranzo et al., 2004; Abaunza et al., 2008) y lo ideal es que al final este entre 10‐12 ya que valores inferiores tendrían altas concentraciones de amonio, perjudiciales para los cultivos (Muñoz, 1994). En esta investigación todos los compost están por encima de 10 y serian ideales los abonos de los tratamientos 1 y 2 (Tabla 4). Todos los tratamientos obtuvieron valores dentro de los límites permitidos por la norma colombiana para metales pesados e impurezas (Tabla 4) y al comparar con normas internacionales también estuvieron dentro de los rangos exigidos por los diferentes países consultados (Washington State Department of Ecology, 1994; Instituto Nacional de Normalización de Chile, 2005; Ge et al., 2006). En el caso de Canadá obtendrían la máxima calidad (Categoría A tipo AA) al presentar menos de 0.01 % de impurezas en peso seco y por estar los metales pesados dentro de los valores exigidos para esta categoría (Ge et al., 2006). En Canadá las impurezas se definen como cualquier material orgánico e inorgánico superior a 2 mm presente en el compost excluyendo minerales del suelo, maderas y rocas (Ge et al., 2006). La mayoría de tratamientos no presentaron patógenos humanos por encima de los límites permitidos, a excepción del 3 y 6 con relación a coliformes totales (Tabla 4). Hay que tener en cuenta que Salmonella sp. y Coliformes totales son indicadores de contaminación y procesos incompletos de compostaje (Ge et al., 2006). Por otro lado ningún compost debe presentar patógenos para los cultivos de acuerdo con la normatividad colombiana (ICONTEC, 2004); sin embargo, los tratamientos 4, 5 y 6 presentaron concentraciones de Fusarium sp., entre 103 y 104 UFC g‐1. En todos los tratamientos hubo ausencia de nematodos patógenos, resultado interesante para los compostajes que no alcanzaron temperaturas por encima de 55 o C, si se tiene en cuenta que Hio (2006) encontró en los cultivos de cebolla de Aquitania, altas concentraciones de Ditylenchus dipsaci, nematodo que ataca raíz y tallo de la cebolla ocasionando pérdidas por encima del 50 %. Conclusiones El compostaje con inóculos microbianos es una alternativa viable y segura para el manejo de residuos del cultivo de cebolla en sub‐páramo; siendo el compost proveniente de la mezcla de todos los residuos inoculados con MCPA (T1) el que presento las mejores características nutricionales y biológicas al cumplir con todos los parámetros de calidad a diferencia de los otros tratamientos, lo que permite su utilización en el cultivo de cebolla dentro del concepto de desarrollo sostenible. Agradecimientos. Al Ministerio de Relaciones Exteriores de Holanda dentro del “Programa de Innovación Participativa con Pequeños Productores de la Región Andina” por el financiamiento 32

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de esta investigación como parte del proyecto “Desarrollo participativo de alternativas de producción limpia de cebolla de rama para el manejo y uso sostenible de suelos y aguas en la región de la cuenca del lago de Tota, Departamento de Boyacá, Colombia”. Referencias bibliográficas Abaunza C., García G., Martínez‐Nieto P., Pinto C.O. (2008) Incorporación de prácticas agroecológicas en los principales sistemas de producción de la localidad de Santa Fe, Distrito Capital. Produmedios, Bogotá, 125 pp. Alcaldía Municipal de Aquitania. (2008) Uso actual del suelo. http://www.aquitania.gov.co/archivos/paginas/medio_ambiente.html Basaure, P. (2005) pH en Hortalizas ‐ Tolerancias Relativas. http://www.manualdelombricultura.com/wwwboard/messages/9529.html Cereijo D., Ferro J., Villar I., Rodríguez ‐ Abalde A., Mato S., Domínguez ‐ Domínguez M. y Patino F. (2007) Estudio comparativo sobre la aptitud para el compostaje de la fracción orgánica de RSU separada en origen y la recuperada por separación mecánica a partir de la fracción inerte. Residuos, 98, 2‐8. Clarkson J. P., Scruby A., Mead A., Wright C., Smith B. and Whipps J. M. (2006) Integrated control of Allium white rot with Trichoderma viride, tebuconazole and composted onion waste. Plant Pathology, 55(3), 375–386. Cooperación técnica alemana (GTZ). (2001) De residuos verdes al compost. Manual para el compostaje de Residuos vegetales. Tecnigráfica, Rosario, 48 pp. Departamento Administrativo Nacional de Estadística, DANE, 2002. Primer censo del cultivo de cebolla larga 2001 – Región de la Laguna de Tota. Bogotá, 24 pp. Fernández J. y Castellá M. (2010) El compost, temperatura y humedad. http://www.compostadores.com/v3/castellano/articulos/detalles.asp?ArticulosID=31 Freeman, S. and Maymon, M. (2000) Reliable Detection of the Fungal Pathogen Fusarium oxysporum f.sp. albedinis, Causal Agent of Bayoud Disease of Date Palm, Using Molecular Techniques. Phytoparasitica, 28(4):1‐8. Ge B., McCartney D. and Zeb J. (2006) Compost environmental protection standards in Canada. Journal of Environmental Engineering and Science, 5, 221–234. Gómez, C. A. 2007. Agricultura orgánica posible: Preparación de extracto de mantillo. El agrónomo. http://agronomord.blogspot.com/2008/01/agricultura‐orgnica‐posible‐iv.html Hio J. C. (2006) Las enfermedades más limitantes en la producción de cebolla de rama (Allium fistolosum) en Aquitania (Boyacá), en Avances de resultados de investigación en cebolla de rama en Aquitania, Boyacá, Herrera C.; Sánchez G. y Peña, V. Editores, Produmedios, Bogotá, 41‐48. Hogg D., Barth J., Favoino E., Centemero M., Caimi V., Amlinger F., Devliegher W., Brinton W., Antler S. (2002) Review of Compost Standards in Australia. The Waste and Resources Action Programmer (WRAP), Banbury, 11 pp. Instituto Colombiano de Normas Técnicas y Certificación (ICONTEC). (2004) Norma Técnica Colombiana 5167. Productos para la industria agrícola. Productos orgánicos usados como abonos o fertilizantes y enmiendas de suelo. Ediciones ICONTEC, Bogotá, 40 pp. Instituto Nacional de Normalización de Chile. (2005) Norma Chilena Oficial NCh 2880. Of 2004: Compost, clasificación y requisitos. Santiago, 19 pp. Iranzo M., Cañizares J. V., Roca‐Pérez L., Sainz‐Pardo I., Mormeneo S. and Boluda, R. (2004) Characteristics of rice straw and sewage sludge as composting materials in Valencia (Spain). Bioresource Technology, 95(1), 107‐ 112. Li H.F., Imai T., Ukita M., Sekine M. and Higuchi T. (2004) Compost Stability Assessment Using a Secondary Metabolite: Geosmin. Environmental Technology, 25(11), 1305‐1312. 33

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. CARACTERÍSTICAS QUÍMICAS DE LODOS DE ESGOTOS PRODUZIDOS NO BRASIL

*Marcelo Mendes Pedroza 1 Gláucia Eliza Gama Vieira 2 João Fernandes de Sousa 1

CHEMICAL CHARACTERISTICS OF SEWAGE SLUDGE PRODUCED IN BRAZIL Recibido el 14 de marzo de 2011; Aceptado el 13 de septiembre de 2011

Abstract This study aimed to determine the chemical characteristics of domestic sludge produced in Brazil. The samples were collected in beds of dry sewage treatment plant. The waste sludge LD‐1 and LD‐10 were typically anaerobic sludge sample and LD‐6 was a mixed sludge, rich in ferric chloride. LD‐1 and LD‐6 showed a moisture content of 12.0 and 11.5%, respectively. The highest ash content was observed in the sample LD‐six (46.2%). The lower concentration of organic matter was detected in LD‐6 (40.6%), because it is rich in ferric chloride sludge. LD‐10 had the highest carbon content (27.0%). The main metals found in sludge sample LD‐1 were iron, zinc, manganese, lead, copper, nickel and chromium. The total iron showed the highest concentration (28,911 mg/kg). Nickel has the lowest of them (24 mg/kg). All metals determined in the sludge LD‐1 had concentrations below the limits set for agricultural use by the Brazilian resolution. The main functional groups detected in the sludge, through FTIR, were alcohol, carboxylic acid, amides, amines, phenols, hydrocarbons and silicates. The sludge appear in their chemical composition, various substances such as nucleic acids, proteins, carbohydrates, lipids, humic substances and cellulose. These compounds have a very high potential energy to be treated as mere waste. This potential can be transformed from waste to raw material, in thermal processes of incineration and pyrolysis. Key Words: chemical analysis, functional groups, heavy metals, minerals, sewage sludge. 1 2

Universidade Federal do Rio Grande do Norte (UFRN) Universidade Federal do Tocantins (UFT)

*Corresponding author: Rua Aristides Porpino Filho, número 3121, Ponta Negra, Natal, Rio Grande do Norte, 59090‐720, Brasil. Email: mendes@ifto.edu.br

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Resumo Este trabalho teve como objetivo determinar as características químicas de lodos domésticos produzidos no Brasil. As amostras foram coletadas em leitos de secagem de estação de tratamento de esgoto. Os lodos LD‐1 e LD‐10 eram lodos tipicamente anaeróbios e a amostra LD‐6 era um lodo misto, rico em cloreto férrico. LD‐1 e LD‐6 apresentaram teores de umidade de 12,0 e 11,5%, respectivamente. O maior teor de cinzas foi observado na amostra LD‐6 (46,2%). A menor concentração de matéria orgânica foi detectada em LD‐6 (40,6%), por ser esse lodo rico em cloreto férrico. As amostras LD‐1 e LD‐10 apresentaram o maior conteúdo de carbono (27,0%). Os principais metais detectados na amostra de lodo LD‐1 foram o ferro, zinco, manganês, chumbo, cobre, níquel e cromo. O ferro total apresentou a maior concentração (28911 mg/kg) e o níquel a menor delas (24 mg/kg). Todos os metais determinados no lodo LD‐1 apresentaram concentrações inferiores aos valores limites estabelecidos para uso agrícola pela resolução brasileira. Os principais grupos funcionais detectados no lodo, através de FTIR, foram álcool, ácido carboxílico, amida, amina, fenol, silicato e hidrocarbonetos. Os lodos apresentam em sua constituição química, várias substâncias tais como ácidos nucléicos, proteínas, carboidratos, lipídios, substâncias húmicas e celulose. Esses compostos orgânicos apresentam um potencial energético muito elevado para serem tratados como simples resíduos. Esse potencial pode ser transformado de resíduo para matéria‐prima, em processos térmicos de incineração e pirólise. Palavras chave: análise química, grupos funcionais, lodo de esgoto, metais pesados, minerais.

Introdução O lodo de esgoto é um resíduo semi‐sólido, pastoso e de natureza predominantemente orgânica. A destinação deste residuo é um grande problema ambiental para as empresas de saneamento, públicas ou privadas (Metcalf e Eddy, 2002). A gestão dos residuos sólidos provenientes de estações de tratamento de esgotos é uma atividade de grande complexidade e alto custo, que, se for mal executada, pode comprometer os benefícios ambientais e sanitários esperados destes sistemas (Luduvice, 2001, Vieira et al., 2011). Alguns constituintes das águas residuárias tais como metais e ovos de helmintos, ao passarem pela estação de tratamento de esgoto, concentram‐se no lodo. Vários componentes orgânicos (ácidos húmicos) e minerais (nitrogênio e fósforo) conferem características fertilizantes ao resíduo. Entretanto, outros constituintes são indesejáveis como os metais pesados, os poluentes orgânicos e os microrganismos patogênicos pelo seu risco sanitário e ambiental (Oliveira, 2000). A presença desses constituintes no lodo é muito variável, e depende das características do esgoto bruto e do sistema de tratamento. O esgoto produzido por uma população saudável conterá menos agentes patogênicos que o produzido por uma população doente. Da mesma forma o esgoto doméstico possui baixos teores de metais pesados, o que diminui o risco sanitário e ambiental. Teores altos de contaminantes químicos no esgoto são características, geralmente, de esgotos industriais (Cebalos, 2004). O recebimento de efluentes industriais juntamente com o doméstico pode comprometer a qualidade do lodo das estações de 36

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tratamento de despejos domiciliares, principalmente em relação à concentração de metais pesados (Andreoli et al., 2006). Os métodos mais comuns para a disposição final de lodos residuais são: (a) eliminação em aterros sanitários, (b) aplicação na agricultura e (c) incineração. Nenhum desses métodos está isento de inconvenientes. Os metais pesados presentes na constituição química do lodo inviabilizam seu emprego no cultivo de certas culturas agrícolas. O processo de incineração é relativamente caro e gera emissões para ar, solo e água. A destinação em aterros sanitários é a forma mais comum para o lodo de esgoto das ETEs brasileiras (Pedroza et al, 2010), sendo que, o grande inconveniente dessa prática é a diminuição da vida útil dos aterros destinados à deposição dos outros resíduos sólidos urbanos. Várias tecnologias estão sendo desenvolvidas e representam outras alternativas viáveis para o aproveitamento do lodo. Dentre essas alternativas, citam‐se: a pirólise, a oxidação úmida e o processo de gaseificação. A pirólise tem muitas vantagens comparadas as outras alternativas. Os produtos gerados no processo pirolítico (óleos, gases e carvão) podem ser usados como fonte de combustíveis, bem como empregados à indústria petroquímica (Vieira et al., 2011). A espectroscopia no infravermelho é uma técnica que tem sido amplamente empregada na caracterização química da matéria orgânica de resíduos, permitindo analisar a natureza química, a reatividade e o arranjo estrutural de grupos funcionais constituintes desses materiais (Dias et al., 2009). O lodo de esgoto é constituído por uma grande variedade de grupos funcionais (ácido, álcool, amina, amida, nitrila, cetona, hidrocarbonetos). Essas estruturas orgânicas possuem potencial energético elevado e podem ser recuperadas em procesos térmicos. Muitos autores recuperaram esses grupos funcionais no bio‐óleo obtido da pirólise de lodo de esgotos (Leal, 2010; Fonts et al., 2009; Sánchez et al., 2009; Pokorna et al., 2009). Este trabalho teve como objetivo determinar as características químicas do lodo doméstico produzido em reator UASB da ETE Vila União, no estado do Tocantins, Brasil, segundo as técnicas analíticas gravimétricas (Umidade, Cinzas e Material Volátil) e instrumentais (Espectrometria de Emissão Óptica com Plasma Indutivamente Acoplado (ICP – OES), Difratometria de Raio‐X (DRX), Microscopia Eletrônica de Varredura (MEV), Espectroscopia no Infravermelho com transformada de Fourier (FTIR) e Análise Elementar). Materiais e Métodos A Estação de Tratamento de Esgotos Vila União, Palmas‐TO A Estação de Tratamento de Esgotos (ETE) denominada Vila União, localizada no bairro Vila União, na cidade de Palmas (Tocantins), é de responsabilidade da Companhia de Saneamento do Tocantins (Saneatins). O sistema de esgotamento é composto por rede coletora, tratamento 37

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preliminar, estação elevatória, reator UASB e Lagoa Facultativa (Figura 1). Essa estação tem a capacidade de tratar 110,0 l/s, mas atualmente trata uma vazão média de 30 l/s de esgotos. A alimentação do sistema é feita através de esgotos tipicamente domésticos. O Reator UASB (Figura 2a) é constituído por uma câmara inferior de digestão e por um dispositivo superior para separação de gases, sólidos e líquidos. O processo consiste de um fluxo ascendente de esgotos através de uma manta de lodo densa e de elevada atividade que tem por objetivo reduzir a carga orgânica contida nos esgotos. Esse reator tem um volume de 3128 m3, altura de 7,8 metros e um diâmetro de 22,6 metros. O Efluente do reator UASB é lançado numa lagoa facultativa (Figura 2b), que representa a última etapa do tratamento biológico da ETE Vila União. Essa lagoa tem 220 metros de comprimento, 110 metros de largura e 1,5 metros de profundidade. O efluente final da ETE é descartado através de uma única tubulação localizada na parte superior da lagoa e, é lançado no corpo receptor, o córrego Água Fria. O lodo biológico produzido no reator UASB é lançado em leitos de secagem que tem por finalidade reduzir o teor de umidade do lodo. A descarga desse lodo, feita diretamente do reator UASB, é realizada a cada mês em quantidade média que varia entre 33,6 e 50 m3 de lodo.

Figura 1. Desenho esquemático da ETE Vila União, localizada em Palmas, Tocantins, Brasil

Coleta, preparo das amostras e procedimentos analíticos As amostras foram coletadas em leitos de secagem da estação de tratamento de esgoto Vila União. Os lodos LD‐1 e LD‐10 são lodos tipicamente anaeróbios e a amostra LD‐6 é um lodo misto, rico em cloreto férrico. Para a determinação de metais pesados, as amostras foram digeridas em água régia (HCl:HNO3, 3:1, v/v), seguindo recomendações de Melo e Silva (2008). 38

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Os procedimentos analíticos usados na determinação das características químicas dos lodos residuais são apresentados na Tabela 1. O espectrômetro utilizado na análise de metais foi o ICP‐OES, modelo ICAP 6000 da Thermo Scientific. O espectro de infravermelho foi obtido em Espectrofotômetro FTIR, Thermo Nicolet, modelo Nexus 470. O Analisador elementar usado no experimento foi o CE Instruments, Modelo EA 1110. O Difratômetro de raios‐X utilizado foi um modelo XRD‐6000, Marca SHIMADZU. O MEV usado no experimento era da Marca Philips, Modelo XL30 – ESEM. Tabela 1. Métodos analíticos aplicados na caracterização química do lodo de esgoto Variável analítica Método analítico Umidade ASTM D 3173‐85 Cinzas ASTM D 2415‐66 Material volátil ISO 5623‐74 Fe, Zn, Mn, Co, Ni, Cr, Pb ICP‐OES C, N, H, S Análise elementar

Figura 2. ETE Vila União, estado do Tocantins, Brasil: (a) Reator UASB e (b) Lagoa Facultativa

Resultados e Discussão Análises Imediata e Elementar dos Lodos Residuais Os Lodos LD‐1 e LD‐6 apresentaram teores de umidade de 12,0 e 11,5%, respectivamente. Na amostra de LD‐10 foi detectada a menor umidade (Tabela 2). O maior teor de cinzas foi observado na amostra LD‐6 (46,2%), possivelmente devido a uma elevada quantidade de ferro advindo do tratamento físico‐químico do lodo com cloreto férrico (FeCl3). A análise de material volátil mostrou que a amostra LD‐10 apresentou a maior concentração de matéria orgânica (57,8%). A menor concentração foi detectada em LD‐6 (40,6%), por ser esse lodo rico em 39

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material inorgânico. As características orgânicas e inorgânicas das amostras foram também verificadas através da análise elementar (CNH) dos lodos. Os lodos LD‐1 e LD‐10 apresentaram maior conteúdo de carbono, 27,0%. Na amostra LD‐6, foi percebido o menor teor, 15,0% (Tabela 2). Tabela 2. Resultados das análises Gravimétricas e Elementar das amostras de lodos de esgotos Método Analítico Lodos LD‐1 LD‐6 LD‐10 Umidade (%) 12,0 11,5 6,7 Cinzas (%) 32,2 46,2 31,8 Material Volátil (%) 53,9 40,6 57,8 Carbono Fixo (%) 1,9 1,8 3,7 Carbono (%) 27,0 15,0 27,0 Hidrogênio (%) 4,4 3,6 3,7 Nitrogênio (%) 3,6 2,7 2,7 Enxofre (%) 2,7 5,3 3,1

Determinação de Metais na amostra de Lodo LD‐1 Do ponto de vista ambiental, o metal pesado pode ser entendido como aquele que, em determinados teores e tempo de exposição, oferece risco sanitário, comprometendo a atividade biológica dos seres vivos. Os metais pesados possuem efeito cumulativo no organismo e podem provocar, desta forma, intoxicações crônicas, cânceres, problemas cardíacos e respiratórios e alergias. Os principais metais pesados detectados na amostra de lodo LD‐1 foram o Ferro (Fe), Zinco (Zn), Manganês (Mn), Chumbo (Pb), Cobre (Co), Níquel (Ni) e Cromo (Cr). O ferro total apresentou a maior concentração (28911 mg/kg) e o níquel a menor delas (24 mg/kg), conforme Tabela 3. Segundo Corrêa (2004), o lodo é uma importante fonte de matéria orgânica, micro e macronutrientes. A sua destinação no solo pode conferir maior capacidade de retenção de água, maior resistência à erosão, diminuição do uso de fertilizantes minerais, maior resistência da planta aos fitopatógenos e aumento da produtividade da cultura. Entretanto, a presença de metais pesados no biossólido pode comprometer a sua aplicação na agricultura. A contaminação das plantas por metais pesados depende de sua mobilidade no solo e de sua biodisponibilidade. Esses elementos apresentam baixas solubilidade e mobilidade no solo, com baixo risco de contaminação (Muchovej e Obreza, 2004). Deve‐se considerar que os metais pesados do biossólido encontram‐se combinados a compostos orgânicos e que são menos absorvidos pelas plantas do que os que podem ser encontrados em fertilizantes químicos comerciais (Frosta e Ketchum Júnior, 2000). De acordo com Canellas et al., (2000), uma fração 40

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da matéria orgânica do lodo, não‐biodegradável, tem a capacidade de complexar metais e, isso reduz o conteúdo disponível desses elementos para o processo de absorção pelos vegetais. Tabela 3. Determinação Quantitativa de alguns metais de amostra de Lodo LD‐1, de Reator UASB, usando Espectrometria de Emissão Óptica com Plasma Indutivamente Acoplado (ICP – OES) Parâmetro Analisado Resultado Resolução CONAMA 375 (mg/kg) (mg/kg) (Brasil, 2006) Ferro total 28911 ‐ Zinco 892 2800 Manganês 82 ‐ Chumbo 47 300 Cobre 219 1500 Níquel 24 420 Cromo total 39 1000

A Resolução CONAMA Nº 375, de 29 de agosto de 2006, “define critérios e procedimentos, para o uso agrícola de lodos de esgoto gerados em estações de tratamento de esgoto sanitário e seus produtos derivados” (Brasil, 2006). Segundo esse documento, os lotes de lodo de esgoto e de produtos derivados, para o uso agrícola, devem respeitar os limites máximos de concentração de alguns metais e de aspectos microbiológicos. Como observado na Tabela 3, todos os metais determinados no lodo LD‐1 apresentaram concentrações inferiores aos valores limites estabelecidos pela resolução brasileira. No entanto, é importante verificar também a qualidade microbiológica do resíduo antes de sua aplicação no solo. Os parâmetros definidos por essa resolução para biossólido do tipo classe A são: coliformes termotolerantes (<1000 NMP / g de Sólidos Totais), ovos viáveis de helmintos (< 0,25 ovo / g de Sólidos Totais), salmonella (ausência em 10 g de Sólidos Totais) e vírus (< 0,25 UFF / g de Sólidos Totais). De acordo com Chiba (2005), um aspecto importante que deve ser levado em consideração é a acumulação e biomagnificação de metais pesados na cadeia alimentar. Os seres humanos podem se contaminar por esses elementos químicos através da ingestão de partes comestíveis de plantas contaminadas, de consumo de animais previamente contaminados ou de subprodutos preparados com estes vegetais. Simonete e Kiehl (2002) avaliaram a aplicação de lodo de esgoto em cultivares de milho e o comportamento do ferro e cobre acumulado pelas plantas. Os pesquisadores verificaram, através da análise de regressão, que os dois metais apresentaram um comportamento linear crescente (R2 = 0,958 e R2 = 0,976, respectivamente) com as doses do resíduo. Os incrementos de ferro proporcionados pela adição do resíduo variaram, da menor para a maior dose aplicada, em relação ao cultivo sem aplicação de lodo, de 18% a 159%, respectivamente. Para o cobre a variação foi de 38% a 62%, respectivamente. 41

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Com relação ao tratamento térmico de lodo residual, alguns pesquisadores observaram que o conteúdo de metais pode atuar nas reações catalíticas durante o processo de pirólise, facilitando a degradação térmica do resíduo. Fonts et al., (2009) determinaram que o teor de metais da biomassa favoreceu um aumento do rendimento da fração gasosa e a diminuição do percentual da fração líquida. Domínguez, Menéndez e Pis (2006) observaram que a produção de H2 era maior quando foi empregado um lodo com maior teor de metais. Análise de Minerais e Microscopia Eletrônica de Varredura (MEV) dos Lodos Residuais Foram determinados os principais minerais presentes nas amostras do lodo residual LD‐1, através da técnica Difratometria de Raio‐X (DRX). O difratograma, Figura 3, apresenta picos característicos de fase cristalina, dos seguintes minerais: caulinita, quartzo, gibsita, albita, magnetita, dolomita e rutilo. Diversas estruturas cristalinas foram observadas através da análise MEV do lodo residual. As micrografias revelam que a morfologia da amostra possui superfície com aspecto irregular, com vazios e aberturas. Não há presença evidente e em grande quantidade de partículas com diâmetros definidos, havendo a presença de elementos de composição química variada.

Figura 3. Difatograma do Lodo Residual LD‐1, de Reator UASB, Palmas, Tocantins, Brasil

A heterogeneidade da amostra de lodo com magnificação de 500x foi melhor observada quando foi realizada a microscopia com magnificações de 1000x e 5000x, conforme Figura 4. Estruturas aparentemente de origem microbiológica também foram observadas com o recurso da microscopia eletrônica de varredura, por ser o lodo de esgoto, uma mistura de substâncias que geralmente se caracteriza por apresentar minerais, colóides e partículas provenientes de matéria orgânica decomposta. 42

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Figura 4. Microfotografias do Lodo LD‐1, obtidas com MEV, com magnificações de: (a)200, (b)500, (c)1000 e (d)5000x

Análise de FTIR do Lodo LD‐1 A banda larga na região de 3600 ‐ 3200 cm‐1 é causada pelas vibrações de estiramento dos grupos O – H (Água, álcoois, fenóis e ácidos carboxílicos) e N ‐ H (aminas e amidas). A freqüência de alongamento de álcoois e fenóis é cerca de 3600 cm‐1, de amidas primárias e aminas em torno de 3500 e 3400 cm‐1, e de amidas secundárias em torno de 3350 cm‐1. Os dois picos ao redor 3.000 cm‐1 são típicos da deformação axial de C – H de estruturas alifáticas (2980 ‐ 2920 cm‐1). Uma banda de menor intensidade, cerca de 2300 cm‐1, pode estar associada com a vibração de estiramento do grupo funcional nitrila (Figura 5). Fonts et al., (2009) também observaram o grupo das nitrilas em torno de 2300 cm‐1 quando analisaram lodo de esgoto e, segundo os autores, os compostos de nitrogênio são comuns nesse tipo de resíduo. Pokorna et al., (2009) estudaram a composição elementar do lodo de esgoto e obtiveram teores de nitrogênio de 3,5% para lodo digerido e 7,9% para lodo aeróbio do sistema de lodos ativados. Barneto et al., (2009) encontraram 4,91% de nitrogênio em lodo de esgoto fresco. 43

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Entre 1700 e 1400 cm‐1, aparecem três picos claros que são causados por diferentes grupos funcionais. O primeiro pico (1647 cm‐1) se situou em torno da freqüência de alongamento do grupo carbonila de amidas (CONH, 1650 ‐ 1550 cm‐1). Segundo Silverstein et al., (2007), no estado sólido, as amidas secundárias simples de cadeia aberta absorvem em 1640 cm‐1, e a freqüência da carbonila das amidas terciárias não depende do estado físico da amostra, e a absorção desse grupo se situa entre 1680 e 1630 cm‐1. De acordo com Fonts et al., (2009) o grupo funcional das amidas pode estar presente no lodo de esgoto, sendo o mesmo proveniente do processo de desnaturação das proteínas dos microrganismos. Esse pico de 1647 cm‐1 também pode estar associado a dupla ligação de alcenos (1675 – 1645 cm‐1) bem como a compostos aromáticos (1600‐1500 cm‐1). O segundo de 1550 cm‐1 também pode ser característico de grupamento aromático. O terceiro pico dessa região do espectro, situado entre 1300 e 1500 cm‐1 poderia ser atribuído aos grupos CH2 e CH3. Este grupo CH2 pode ser encontrado, por exemplo, em hidrocarbonetos e celulose, que são componentes típicos de lodos de esgotos. Em torno de 1250 cm‐1, existe um pequeno pico, que pode ser devido ao efeito do acoplamento da deformação angular no plano da ligação O ‐ H e a deformação C ‐ O, presentes em ácidos carboxílicos. Na região de impressão digital, existem duas bandas entre 1150 e 1000 cm‐1. Parece que a contribuição mais importante para este pico seria a do grupo de silicatos (1080 cm‐ 1 ). A última parte da região de impressão digital (900 cm‐1) é menos representativa para a identificação de grupos funcionais, mas sabe‐se que poderia representar estruturas cicloalifáticas, estruturas aromáticas e alguns derivados halogenados e os compostos contendo fósforo. Segundo Silverstein et al., (2007) o espectro observado nessa região é, com freqüência, complexo, com as bandas se originando de modos de vibração acoplados. Essa parte do espectro é muito importante para a determinação da estrutura do composto quando examinada com referência a outras regiões. O lodo de esgoto é constituído principalmente de componentes de microrganismos, principalmente bactérias (ácidos nucléicos, proteínas, carboidratos e lipídios), substâncias húmicas formadas durante a decomposição bacteriana, material orgânico não digerido (celulose) e material inorgânico. Zhang et al., (2011) determinaram os seguintes grupos funcionais em amostras de lodo de esgoto anaeróbio: hidrocarbonetos alifáticos, ácidos carboxílicos, amidas, aminas, aromáticos e outros compostos orgânicos com halogênios, silício e fósforo. Gascó et al., (2005) estudaram o teor das substâncias húmicas em diferentes amostras de lodos de esgotos e encontraram concentrações que variaram entre 2,8 e 14,4%. As maiores concentrações foram observadas nas amostras digeridas, e isso, pode ser atribuída ao processo de decomposição de microrganismos durante a sua mineralização. 44

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Brum (2005) relata que as substâncias húmicas são muito importantes para a fertilidade dos solos, e não têm caráter tóxico, apesar de apresentarem uma estrutura complexa com elevado teor de aromáticos e muitos grupamentos carboxílicos. Canellas et al., (2000) verificaram a presença do grupo carboxílico em lodo de esgoto e relata valor de 445 cmol/kg. Segundo os autores esse grupo funcional faz parte da estrutura molecular dos ácidos húmicos encontrados abundantemente no resíduo. A pirólise é uma prática que pode ser empregada para o aproveitamento do lodo de esgoto como biomassa. Nesse processo térmico, são gerados produtos com valores agregados, tais como bio‐óleo, gases e carvão (Pedroza et al., 2010). Os grupos funcionais orgânicos do lodo são recuperados, na sua maioria, no líquido de pirólise (bio‐óleo). O bio‐óleo é constituído de hidrocarbonetos alifáticos e aromáticos, juntamente com mais de 200 compostos identificados e tem um alto valor energético. Segundo Sánchez et al., (2009), os compostos do bio‐óleo podem ser agrupados nas seguintes classes: n‐alcanos e 1‐alcenos; hidrocarbonetos monoaromáticos, compostos aromáticos contendo nitrogênio e oxigênio; nitrilas alifáticas e aromáticas; ácidos carboxílicos; longas amidas de cadeia alifática e esteróides.

Figura 5. Espectro de FTIR de lodo de esgoto doméstico, de Palmas, Tocantins, Brasil

Conclusões O lodo de esgoto estritamente doméstico possui geralmente baixas concentrações de metais tóxicos, mas quando esgotos industriais entram em contato com rede coletora de esgoto doméstico, este pode ter sua concentração de metais aumentada significativamente. Altas concentrações de metais em lodos resultam em ações mais restritivas quanto ao uso desse material para fins agrícolas. 45

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Dentre os processos mais comuns de disposição de lodo de esgoto citam‐se: landfilling, reuso agrícola, aterro sanitário e incineração. Todavia, esses processos convencionais de disposição apresentam certas limitações. Landfilling ocupa uma extensa área e talvez seja a grande desvantagem desse sistema. A reciclagem agrícola de biossólidos pode resultar no acúmulo de compostos nocivos, tais como metais pesados, no solo. O tratamento térmico por pirólise é uma alternativa ambientalmente correta a ser empregada no reaproveitamento de lodo de esgoto. As frações, líquida e gasosa, obtidas durante o processo apresentam elevados poderes caloríficos que podem ser reaproveitados no próprio processo pirolítico. O resíduo sólido gerado durante o processo também pode ser reaproveitado na construção civil. Referências bibliográficas Andreoli, C. V., Tamanin, C. R., Holsbach, B., Pegorini, E. S., Neves, P. S. (2006) Uso de lodo de esgoto na produção de substrato vegetal, In: Biossólidos ‐ Alternativas de uso de resíduos do saneamento, Editora ABES (Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental), Rio de Janeiro, 398 p. Barneto, A. G., Carmona, J. A., Alfonso, J. E., Blanco, J. (2009) Kinetic models based in biomass components for the combustion and pyrolysis of sewage sludge and its compost, Journal of Analytical and Applied Pyrolysis, 86,108 – 114. Brasil (2006) Ministério do Meio Ambiente. Conselho Nacional do Meio Ambiente. Resolução CONAMA no 375, de 29 de agosto de 2006. Define critérios e procedimentos, para o uso agrícola de lodos de esgoto gerados em estações de tratamento de esgoto sanitário e seus produtos derivados. Disponível em: http://www.mma.gov.br/port/conama. Acesso em: set. 2011. Brum, M. C. (2005) Remoção de ácido húmico da água por precipitação e flotação com a utilização de surfatantes catiônicos, Dissertação de Mestrado, Universidade Federal do Rio de Janeiro, 61p. Canellas, L. P., Santos, G. A., Moraes, A. A., Rumjanek, V. M., Olivares, F. L. (2000) Avaliação de características de ácidos húmicos de resíduos de origem urbana: Métodos espectroscópicos (UV‐VIS, IV, RMN) e microscopia eletrônica de barredura, Revista Brasileira de Ciência do Solo, 24, 741‐750. Ceballos, B. S. O. (2004) Avaliação sanitária de efluente e da alface irrigada com esgotos tratados, XI Simpósio Luso‐ Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, ABES, Natal, Rio Grande do Norte, Brasil. Chiba, M. K. (2005) Uso de lodo de esgoto na cana‐de‐açúcar como fonte de nitrogênio e fósforo: Parâmetros de fertilidade do solo, nutrição da planta e rendimentos da cultura, Tese de Doutorado, Universidade de São Paulo, 142p. Corrêa, R.S. (2004) Efficiency of five biosolids to supply nitrogen and phosphorus to ryegrass, Pesquisa Agropecuária Brasileira, Brasília, DF, 39, 1133 – 1139. Dias, B. O., Silva, C. A., Soares,E. M. B., Bettiol, W., Guerreiro, M. C., Belizário, M. H. (2009) Infravermelho na caracterização de ácidos húmicos de latossolo sob efeito de uso contínuo de lodo de esgoto, Rev. Bras. Ciênc. Solo, 33, 885‐894. Domínguez, A., Menéndez, J. A., Pis, P.P. (2006) Hydrogen rich fuel gas production from the pyrolysis of wet sewage sludge at high temperature, Journal of Analytical and Applied Pyrolysis, 77, 127‐132. Fonts, I., Azuara, M., Gea, G., Murillo, M. B. (2009) Study of the pyrolysis liquids obtained from different sewage sludge, Journal of Analytical and Applied Pyrolysis, 85, 184 – 191. Frosta, A. L., Ketchum Júnior, L. H. (2000) Trace metal concentration in durum wheat from application of sewage sludge and commercial fertilizer, Advances in Environmental Research, 4, 347 – 355. 46

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica.

INATIVAÇÃO DE INDICADORES MICROBIOLÓGICOS COM OZÔNIO NO TRATAMENTO DE ESGOTO SANITÁRIO VISANDO O REUSO DE ÁGUA

*Patrícia Bilotta 1 Luiz Antonio Daniel 1

INACTIVATION OF MICROBIOLOGICAL INDICATORS WITH OZONE TO WASTEWATER TREATMENT AIMING WATER REUSE Recibido el 18 de noviembre de 2010; Aceptado el 5 de octubre de 2011

Abstract This study intends to demonstrate the technical potentiality of the wastewater pre‐disinfection (primary treatment effluent) to optimize the indicator pathogen inactivation. The essays were developed with Wastewater Treatment Plant effluent to simulate the method on real conditions, in two stages of disinfection with ozone. Microbiological exams revealed inactivation superior to 1 log to the three species evaluated (Escherichia coli, coliphages and Clostridium perfringens) only introducing 1.0 mgO3/L in the pre‐disinfection. Considering the inicial low dosage of germicide agent, the results prove the technical viability promising of the methodology proposed to reach the emission microbiological standards established by the Brazilian regulation and to provide ways to final effluent adequacy in agreement with the guidelines defined by WHO to its reuse in the unrestricted irrigation. Key‐words: Disinfection, wastewater, ozone, indicator pathogen.

1 2

Departamento de Gestão Ambiental, Faculdade Evangélica do Paraná Departamento de Hidráulica e Saneamento, Universidade de São Paulo

* Corresponding author: Rua Carlos Cavalcanti, 289, Centro, Curitiba, Cep. 80020‐280, Paraná, Brasil. Email: pb.bilotta@gmail.com

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Resumo Neste estudo pretende‐se demonstrar a potencialidade técnica da pré‐desinfecção de esgoto sanitário efluente de tratamento primário para otimizar a inativação de indicadores patogênicos. Os ensaios foram realizados com efluente de ETE para simulação do método sob condições reais, em dois estágios de desinfecção com ozônio. Exames microbiológicos revelaram que a introdução de apenas 1,0 mgO3/L na pré‐desinfecção resultou em inativação superior a 1 log para as três espécies analisadas (Escherichia coli, colifagos e Clostridium perfringens). Considerando‐se a baixa dosagem inicial do agente germicida, os resultados comprovam a viabilidade técnica promissora do sistema proposto para atender aos padrões microbiológicos de emissão estabelecidos na legislação brasileira, e ainda proporcionar meios para adequação do efluente final às diretrizes definidas pela OMS para seu reuso na irrigação irrestrita. Palavras‐chave: Desinfecção, esgoto sanitário, ozônio, indicadores patogênicos.

Introdução A crescente demanda por fontes de água para consumo humano e industrial, aliada ao contínuo comprometimento dos mananciais disponíveis no planeta, tem incentivado pesquisas em busca de tecnologias mais eficientes de mitigação dos impactos nos recursos hídricos, visando estratégias de desenvolvimento social sustentável. Inserido no tema qualidade da água, a saúde pública é sem dúvida outro aspecto relevante. O contato humano direto ou indireto com águas contaminadas é apontado pela Organização Mundial da Saúde (OMS) como a principal fonte de proliferação de doenças. Nesse sentido, as questões associadas à desinfecção de esgoto sanitário têm recebido nos últimos anos especial atenção por parte de organizações governamentais. Neste contexto surgiu o interesse no tema de investigação aqui tratado, visando a avaliação da eficiência do gás ozônio na inativação de indicadores patogênicos, em condições reais de tratamento de esgoto doméstico, de modo a atender os padrões de lançamento de efluentes definidos na legislação ambiental brasileira através da Resolução CONAMA 430 (2011). Dentre os agentes germicidas utilizados na desinfecção de esgoto sanitário, pode‐se destacar o gás ozônio devido ao seu elevado poder oxidativo mesmo frente a espécies de microrganismos mais resistentes. Seu caráter fortemente oxidante lhe confere habilidade para reagir prontamente com uma grande variedade de grupos funcionais orgânicos e organometálicos originando subprodutos, em geral, mais biodegradáveis que seus precursores. A aplicação de ozônio pode remover substâncias responsáveis pela cor, gosto e odor, microrganismos resistentes a outras técnicas de desinfecção e traços de metais de transição (Mausteller, 1989). 49

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Visto que a ozonização envolve reações de equilíbrio químico, variações nos parâmetros temperatura e pH das fases líquida e gasosa podem reduzir consideravelmente a taxa de transferência gás‐líquido, limitando, portanto, a concentração efetiva do gás disponível na água. O aquecimento do gerador de ozônio, por exemplo, favorece a regeneração das moléculas de O2, impedindo a formação do ozônio gasoso. Por esta razão, o equipamento empregado deve incluir um sistema eficiente de refrigeração do oxigênio de alimentação (Sotelo et al., 1989; AWWA, 1991). A composição físico‐química do efluente é outro fator importante. Reações diversas que ocorrem simultaneamente à inativação de microrganismos competem pela concentração de ozônio livre e elevam a demanda, oxidação de matéria orgânica e inorgânica. Assim, a dosagem de O3 requerida na desinfecção de efluentes primário é consideravelmente maior que em efluentes secundários e terciários (Lazarova, et al. 1999; Chin e Berube, 2005; Driedger, 2000). Objetivo O foco central deste estudo é demonstrar a viabilidade técnica da ozonização como metodologia efetiva na inativação de indicadores patogênicos mais resistentes em sistemas reais de tratamento de esgoto sanitário. A eficiência do processo foi monitorada através de exames microbiológicos para determinação de coliformes totais e Escherichia coli (indicadores de bactérias), colifagos (indicador de vírus) e Clostridium perfringens (indicador de protozoários). Metodologia Para a alimentação da instalação piloto foi utilizado esgoto sanitário efluente de um reator UASB (Upflow Anaerobic Sludge Blanket) construído em escala real na Estação de Tratamento de Esgoto da Universidade de São Paulo, campus I São Carlos, em fluxo contínuo de operação. O tempo de detenção hidráulica estimado nesta fase permaneceu próximo de 12 horas. O fluxograma representado na Figura 1 ilustra as etapas envolvidas no tratamento do efluente utilizado. Unidade Experimental Tratamento Tratamento Tratamento Preliminar Desinfecção Primário Secundário (grade e Esgoto biológico) (ozônio) Descarte (reator UASB) (filtro caixa de Bruto Figura 1. Diagrama em blocos da fase experimental 50

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Pretendeu‐se, desse modo, avaliar o efeito do agente químico O3 quando aplicado em efluente com características naturalmente complexas, de grande valia para a simulação de sistemas de desinfecção em operação sob condições reais (Bilotta, 2006). O tratamento secundário compreendia um filtro biológico submerso, mantido sob aeração a 50kPa, preenchido com carvão ativado granular para a fixação de parte da biomassa ativa presente no efluente e favorecer a decomposição da matéria orgânica residual, em regime contínuo. O tempo de detenção hidráulico nesta etapa foi estimado em 4,6 horas. A Figura 2 ilustra o biofiltro aeróbio utilizado no tratamento secundário.

Figura 2. Filtro biológico aeróbio para o tratamento secundário

Para estudo de caso, o gás ozônio foi escolhido como agente germicida devido ao seu elevado poder oxidativo mesmo frente a espécies mais resistentes como Clostridium perfringens. A unidade de experimentação utilizada nos ensaios de desinfecção está ilustrada na Figura 3. A sequência de operações indicadas na Figura 3 tem por objetivo aumentar a eficiência do equipamento gerador de ozônio em razão da redução da taxa de decomposição do gás formado. O cilindro de oxigênio pressurizado (1) respondia pelo fornecimento de matéria‐prima pura para a produção de ozônio gasoso com rendimento máximo. O rotâmetro (2) possuía uma coluna de vidro graduada com escala entre 0 e 400L/h e no seu interior uma esfera metálica móvel para indicar a vazão de oxigênio correspondente. Na câmara de refrigeração (3) o oxigênio era resfriado a 4oC, através de um sistema de serpentina imersa em água fria, para impedir a decomposição do gás ozônio formado. 51

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Figura 3. Instalação piloto para os ensaios de desinfecção

A câmara de contato gás‐líquido, ou câmara de ozonização (5), foi construída em acrílico, com 100mm de diâmetro interno, e possuía um difusor de bolhas (6) instalado em sua extremidade inferior para otimizar a dispersão do O3 no líquido. O excedente de ozônio não consumido na coluna, denominado off‐gas, era capturado no frasco lavador (7) preenchido com uma solução de iodeto de potássio 2% preparada segundo o procedimento descrito em APHA (1995). Para se determinar a concentração de ozônio nas fases líquida e gasosa foram adotados os métodos indigo‐blue e iodométrico (APHA, 1995; Bilotta, 2006). Os ensaios referentes ao tratamento secundário (filtro biológico) foram realizados em regime contínuo, enquanto os ensaios de desinfecção foram executados em batelada e reproduzidos em triplicata. Os parâmetros operacionais avaliados neste estudo estão relacionados na Tabela 1. Tabela 1. Dados operacionais FILTRO BIOLÓGICO Tempo de detenção : 4,6 h Vazão de efluente : 6,8 m3/h

CÂMARA DE DESINFECÇÃO Dose efetiva : 30,0 (±4,0) mg O3/L Tempo de contato : 5 min Vazão de oxigênio (98%): 100,0 L/h Volume de efluente : 2,0 L 52

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Além dos aspectos descritos, os ensaios foram seguidos de análises físico‐químicas e exames microbiológicos para caracterização das amostras, conforme indica a Tabela 2. Tabela 2. Métodos analíticos para caracterização das amostras PROCEDIMENTOS Demanda Química de Oxigênio (DQO) : Refluxo fechado (APHA, 1995) Sólidos Suspensos Totais (SST) : Método gravimétrico (APHA, 1995) pH : Titulação potenciométrica (APHA, 1995) Clostridium perfringens : Método CETESB L5.213 Colifagos : Método CETESB LS.225 Coliformes Totais : Método membranas filtrantes ‐ Chromocult © Escherichia coli : Método membranas filtrantes ‐ Chromocult ©

Resultados e Discussão Com base nos resultados dos exames microbiológicos foi elaborada a Tabela 3, onde “No” representa o número de indivíduos ativos na saída do tratamento primário (reator UASB), correspondendo à condição inicial, e “N” o número de sobreviventes após a aplicação de ozônio, indicando a condição final. O valor "0" apresentado na Tabela 3 indica sobrevivência abaixo do limite mínimo de detecção do método analítico utilizado para quantificar atividade metabólica e reprodutiva dos indicadores patogênicos investigados, representando, portanto, ausência de contaminação. Tabela 3. Variação da população de Escherichia coli, coliformes totais, colifagos e Clostridium perfringens NÚMERO DE SOBREVIVENTES SAÍDA SAÍDA SAÍDA OZONIZAÇÃO ENSAIO UASB (No) BIOFILTRO (N) ‐ LOG N/No 20 3,5 1 7x104 3x104 2 C. perfringens 3 2 5x103 13x10 0,6 4x10 (NMP/100mL) 11x101 1,1 3 15x102 10x102 Colifagos (UFP/100mL) Col. Totais (NMP/100mL) E. coli (UFC/100mL)

1 2 3 1 2 3

45x102 8x105 32x102 39x105 12x105 8x105

12x102 7x105 30x102 39x105 10x105 2x105

0 20x102 10 20x103 10x103 88x102

3,6 2,6 2,5 2,3 2,1 2,0

5x105

3x104

5,0

10x104 1x104

20 12

3,8 4,2

2 3

12x10 2x105

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Os indicadores Escherichia coli e colifagos apresentaram a menor resistência à aplicação do gás ozônio, atingindo valores em torno de 4,2 log e 2,9 log, respectivamente. Embora menos suscetíveis a ação do O3, os indicadores Clostridium perfringens e coliformes totais alcançaram níveis de inativação bastante positivos (1,7 log e 2,1 log), indicando, portanto, a viabilidade do método mesmo frente a espécies mais resistentes. Os resultados revelam que os níveis de inativação alcançados para os quatro indicadores de contaminação investigados comprovam a elevada potencialidade da ozonização como método efetivo de desinfecção do esgoto sanitário, mesmo sob condições de instabilidade na qualidade do efluente secundário, devido à variação na composição físico‐química das amostras coletadas na saída do filtro biológico. De acordo com os dados da Tabela 3, em 5 minutos de exposição a 30,0 mg de O3/L o efluente final pode se enquadrar aos limites microbiológicos máximos estabelecidos pela legislação brasileira (Resolução CONAMA 430/2011) para o lançamento de efluentes em cursos d’água classe 2 e 3 para o contato secundário (1.000 NMP/100 mL), considerando‐se o indicador coliformes totais e o fator da diluição após o descarte. A Tabela 4 apresenta os resultados das análises de DQO, SST e pH ao longo das etapas de tratamento do esgoto. Os valores médios obtidos no efluente secundário, para os três parâmetros físico‐químicos, foram: 57,0 (±39,0) mg/L, 42,0 (±21,0) mg/L e pH 6,4 (±0,7), respectivamente. Tabela 4. Variação da DQO, da concentração de SST e do pH SAÍDA UASB SAÍDA FILTRO BIOLÓGICO DQO SST DQO SST ENSAIO (mg/L) (mg/L) pH (mg/L) (mg/L) pH 1 82 65 6,7 51 24 5,5 2 36 67 7,5 96 63 6,8 3 46 38 7,0 24 40 7,0

APÓS DESINFECÇÃO DQO SST (mg/L) (mg/L) pH 48 84 6,2 61 77 7,1 60 7 7,1

Os dados da Tabela 4 confirmam a variação da qualidade do efluente secundário em termos de DQO e da concentração de sólidos (DQO: mínimo 24,0 e máximo 96,0 mg/L e SST: mínimo 24,0 e máximo 63,0 mg/L). Nesse sentido, os resultados da desinfecção comprovam a eficiência do sistema de desinfecção com ozônio ainda que na presença de reações de oxidação química, devido à matéria orgânica estimada pela DQO e aos sólidos suspensos totais, que competem pelo ozônio disponível. Segundo a Resolução CONAMA 430 (2011), a DBO deve ser inferior a 120,0 mg/L, a remoção de SST superior a 20% e o pH deve estar entre 6,0 e 9,0 para atender o limite máximo de lançamento em corpos d'água classe 2. 54

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Pequenas variações observadas entre os ensaios 1, 2 e 3 (Tabelas 3 e 4) podem estar associadas a aspectos como: dificuldade na obtenção de alíquotas absolutamente representativas das amostras analisadas, visto o grande número de diluições requeridas nos exames microbiológicos; variação da qualidade do efluente anaeróbio (particularmente sólidos suspensos), característica de sistemas reais de tratamento de esgoto sanitário; e pequenas oscilações no desempenho do equipamento gerador de ozônio. Neste contexto, o método apresentado possibilitaria a adequação do efluente final às diretrizes definidas pela Organização Mundial da Saúde para sua reuso na irrigação irrestrita, embora a necessidade de exames complementares para determinar a presença de ovos de helmintos (WHO, 2006). Conclusões Com base nos resultados e nas discussões apresentadas, pode‐se concluir que o uso de gás ozônio em sistemas de desinfecção de esgoto sanitário é, de fato, efetivo. Os experimentos realizados revelaram a potencialidade técnica do método mesmo frente a espécies de microrganismos mais resistentes, como coliformes totais e Clostridium perfringens, e, além disso, na presença de reações oxidativas concorrentes, em virtude da presença de sólidos em concentrações acima de 50,0 mg/L. Neste contexto, o método apresentado possibilita a adequação do efluente final às diretrizes estabelecidas pela legislação ambiental brasileira para o seu lançamento em corpos d’água classe 2, bem como se enquadra nos limites microbiológicos máximos definidos pela Organização Mundial da Saúde para o seu reuso na irrigação irrestrita, embora a necessidade de exames complementares. Agradecimentos. Os autores deste trabalho agradecem o auxílio pesquisa concedido pela Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado de São Paulo, recurso este relativo ao processo n.00/00640‐5. Referências bibliográficas APHA (1995). American Public Health Association, American Water Works Association, Water Environment Federation. Standard methods for the examination of water and wastewater. New York, 19. ed. 1268p. AWWA (1991). American Water Works Association. Ozone in water treatment. Michigan. Bilotta P. (2006). Inativação de indicadores patogênicos em sistemas combinados de tratamento e pré‐desinfecção de esgoto sanitário. Tese de Doutorado. Departamento de Hidráulica e Saneamento, Universidade de São Paulo.

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Bilotta P., Daniel A. (2007). Sequencial application of ozone and UV radiation to eliminate resistant microbiological indicators. Memória Técnica 6th Conference on Wastewater Reclamation and Reuse for Sustainability. International Water Association. Antwerp/Bélgica. Blumenthal U. J., Mara D. D., Peasy A., Ruiz‐Palacios G., Stott R. (2000). Guidelines for the microbiological quality of treated wastewater used in agriculture: recommendations for revising WHO guidelines. World Health Organization, 78(9), 1104‐1116. Chin A., Berube P. R. (2005). Removal of disinfection byproduct precursors with ozone‐UV advanced oxidation process. Water Research, 9, 2136‐2144. CONAMA 430, Resolução (2011). Conselho Nacional do Meio Ambiente. Ministério do Meio Ambiente. Disponível em: http://www.mma.gov.br/port/conama/legiabre.cfm?codlegi=646. Acesso em: 05/10/2011. Driedger A. M., Rennecker J. L., Marinãs B. J. (2000). Sequencial inativation of Cryptosporidium parvum oocyts with ozone and free chlorine. Water Research, 34(14), 3591‐3597. Lazarova V., Savoye P. Janex M. L., Blatchley E. R., Pommepuy M. (1999). Advanced wastewater disinfection technologies: state of the art and perspectives. Water Science and Technology, 40(4‐5), 203‐213. Mausteller J. W. (1989) Ozone. MSA Research Corporation. Sotelo J. L., Beltrán F. J., Benitez F., Beltrán‐Heredia J. (1989). Henry’s law constant for the ozone‐water system. Water Research, 23(10), 1239‐1245. WHO (2006). Guidelines for the safe use of wastewater, excreta and greywater. Volume 2: Wastewater use in agriculture. World Health Organization. Set. 196p.

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. ESTABILIZAÇÃO DE FEZES HUMANAS ATRAVÉS DE COMPOSTAGEM EM REGIME DE BATELADA

*Thais Cardinali Rebouças 1 Karla Santos Limoeiro 1 Gabriel Hector Fontana 1 Caio Cardinali Rebouças 1 *Ricardo Franci Gonçalves 1

STABILIZATION OF HUMAN FECES BY COMPOSTING SCHEME IN BATCH Recibido el 18 de marzo de 2011; Aceptado el 28 de junio de 2011

Abstract The Ecological Sanitation (Ecosan) refers to the residuary waters management system focusing in a principle of recycle the water and the nutrients back to their generating source. Segregate faeces and urine, avoiding their mixture, is one of the Ecosan’s basics markings. The human faeces obtained after the segregation have valuable qualities for soil improvement, however the main abstraction in this nutrients recycling is the association with enteric pathogens. The composting is the most common treatment to reach a disinfection of the faeces when the goal is its application as soil conditioner. In this sense, the objectives were characterize the excreta under a physico‐chemical and biological’s view; study the optimum conditions of composting human faeces with carbonaceous addition from sawdust and confirm the quality of the final compost to application on soil. The used methodology was separated in two stages: I. faeces quali‐quantitative characterization and II. human faeces composting by application of three sawdust’s proportions. The obtained result was the temperature over than 50°C and a reduction of Escherichia coli to not detectable levels. Key Words: Ecological Sanitation; Human Faeces; Composting; Reuse.

Departamento de Engenharia Ambiental, Universidade Federal do Espírito Santo (UFES) * Corresponding author: Av. Fernando Ferrari, S/N Goiabeiras ‐ Vitória – ES, CEP: 29060‐970 – Brasil. Email: franci@npd.ufes.br, thaiscardinali@gmail.com

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Resumo O Saneamento Ecológico (Ecosan) se refere ao sistema de gestão de águas residuárias focalizado no princípio de reciclar ao máximo a água e os nutrientes de volta a fonte geradora. Uma das características básicas dos projetos de Ecosan é a segregação da urina e das fezes evitando‐se que elas sejam misturadas. As fezes humanas obtidas após a separação possuem qualidades valiosas para a melhoria do solo, entretanto a principal preocupação na reciclagem dos seus nutrientes é a associação desta fração a agentes patogênicos de origem entérica. A compostagem é o tratamento mais comum para se obter a desinfecção das fezes quando se tem por objetivo sua aplicação como condicionante do solo. Diante do contexto apresentado, os objetivos foram caracterizar as fezes sob o ponto de vista físico‐químico e biológico; estudar as condições ótimas de compostagem de fezes humanas com suplemento carbonáceo a partir de serragem e verificar a qualidade do composto gerado para aplicação no solo. A metodologia utilizada foi dividida em duas etapas: I. caracterização quali‐quantitativa das fezes e II. compostagem das fezes com aplicação de três proporções de serragem. O resultado obtido foi a obtenção de temperaturas acima de 50°C e redução de Escherichia coli a níveis não detectáveis. Palavras chave: Saneamento Ecológico; Fezes Humanas; Compostagem; Reúso.

Introducción A falta de acesso a instalações sanitárias adequadas e a eliminação de forma imprópria das excretas humanas geram sérias implicações para a saúde humana e o meio ambiente. Em todo o mundo, estima‐se que 2,5 bilhões de pessoas defecam a céu aberto ou em locais insalubres (WHO, 2008). Os riscos à saúde pela deficiência nos sistemas de saneamento são principalmente provocados pela falta de tratamento das fezes, portanto, a sua coleta e o seu tratamento são de grande importância para a conservação da saúde de qualquer comunidade, sobretudo daquelas que utilizam as excretas humanas na agricultura. O sanitário compostável (composting toilet) tem sido amplamente discutido como uma opção adequada à melhoria dos serviços de saneamento, pois assegura a separação higiênica das excretas do contato humano, além de ser uma tecnologia simples e de baixo custo. As características básicas do sanitário compostável são a segregação entre as fezes e a urina e a posterior coleta das fezes, permitindo a ciclagem de nutrientes e prevenindo a dispersão descontrolada de patógenos e de contaminantes. Enquanto a urina contém poucos patógenos e pode ser facilmente desinfetada por estocagem (Höglund, 2001; Schönning; Stenström, 2004), as fezes apresentam risco higiênico por conter possíveis organismos patogênicos. Uma vez separadas, é possível mitigar as impurezas e aproveitar todos os nutrientes presentes nas excretas. Neste sentido, a compostagem é o tratamento mais comum para se obter a desinfecção das fezes e consiste em um processo de bio‐oxidação de um composto orgânico por um conjunto de microrganismos, que tem por resultado final água, CO2 e matéria orgânica estabilizada. No entanto, até a presente data, dados sobre tratamentos eficazes, simples e de baixo custo para reúso de fezes humanas com segurança são escassos na literatura. 58

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Objetivos Diante do contexto apresentado, o objetivo do trabalho foi estudar as características físico‐ químicas e biológicas das fezes humanas, assim como caracterizar a sua produção e estudar o seu tratamento através da compostagem buscando o desenvolvimento de soluções tecnológicas alternativas aos sistemas convencionais. Metodologia empregada Caracterização quali‐quantitativa das fezes humanas Para caracterizar as fezes humanas sob o ponto de vista físico‐químico e biológico, foram construídos vasos sanitários que não utilizam água e possuem sistema de segregação entre as fezes e a urina, que consiste em suporte de aço com sacola plástica e contêiner que é conectado a um reservatório temporal através de uma mangueira. Os sanitários foram instalados nos banheiros da Universidade Federal do Espírito Santo (UFES), em Vitória no Brasil. Após utilização do sanitário, as amostras eram encaminhadas ao laboratório para pesagem e análise dos parâmetros. Foram analisados os seguintes parâmetros físico‐químicos e microbiológicos: peso úmido das fezes, pH, NTK, fósforo e potássio total, sólidos totais, voláteis e fixos, carbono orgânico e DQO, coliformes totais, E. coli e ovos de helmintos. As técnicas analíticas obedeceram aos procedimentos recomendados pelo Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater – 21º edição (APHA et al., 2005). Compostagem A coleta de fezes para a compostagem foi feita através da parceria com o Laboratório Central da Secretaria Municipal de Saúde e um laboratório particular da cidade de Vitória – ES. Foram coletadas amostras de ambos os sexos, variadas faixas etárias, situação econômica e grau de escolaridade. A compostagem foi realizada em reatores de 40 L, de fibra de vidro e revestidos com poliestireno expandido para evitar perda de calor, com espessura de 25 mm, tendo dimensão interna de 395x305x350 mm. Na base do reator foi inserido um tubo de PVC perfurado com 30 mm de diâmetro para proporcionar aeração e na tampa, um furo de 20 mm de diâmetro para a saída do ar. A Tabela 1 apresenta as condições experimentais estudadas. Tabela 1. Condições experimentais dos três testes de compostagem de fezes humanas com serragem ST(2) fezes (kg) Serragem (kg)(1) ST(2) serragem (kg) Reator F/S (%) Fezes (kg)(1) R1 60 4,0 0,73 1,4 1,25 R2 40 4,0 0,73 2,0 1,79 R3 30 4,0 0,73 2,6 2,33 Legenda: (1) peso úmido; (2) ST é sólidos totais O número de repetições realizadas foi: reator 1 e 2 com n= 3 e reator 3 com n= 6

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A Figura 1 apresenta um fluxograma de como eram realizadas as misturas dos componentes para compostagem. Todas as amostras de fezes foram misturadas com a serragem para compor uma única mistura, e foram inseridas nos reatores para o início do ensaio. Foi utilizada serragem não tratada para evitar a presença de componentes químicos que pudessem interferir na atividade microbiana.

(1)

(3)

(2)

(4) (5) (6) Figura 1. Preparação do material (fezes e serragem) para compostagem. (1) Pesagem e mistura das fezes humanas; (2) mistura das fezes com a serragem; (3) transferência da mistura para o reator de compostagem; (4) reator com o composto; (5) reator em cima da bancada e (6) reatores utilizados no experimento

Durante a etapa de degradação ativa, os reatores de compostagem foram monitorados, sendo anotadas todas as características do composto, a frequência de revolvimento, além das análises de temperatura, pH e relação C/N, sólidos totais, voláteis e fixos, fósforo total, NTK, ovos de helmintos e coliformes totais. E. coli foi o parâmetro microbiológico escolhido para analisar a eficiência do processo na higienização do material, conforme sugere Niwagaba (2007). Foram realizados revolvimentos manuais diários na fase de degradação ativa. Como as alterações de temperatura podem ser muito rápidas, foram feitas medidas de três a quatro vezes por dia, nos seguintes horários 09h00, 12h00, 15h00 e às 18h00. A temperatura ambiente foi obtida da Estação Meteorológica Automática localizada na UFES. Resultados obtidos Caracterização de fezes humanas Os resultados quantitativos estão expressos na Tabela 2. A quantidade de fezes excretadas diariamente pelo corpo humano depende da composição do alimento consumido, da idade do indivíduo, do metabolismo, da saúde física, entre outros. 60

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Tabela 2. Taxa de geração de fezes humana (peso úmido), g/pessoa.dia Amostra Média (g/pessoa.dia) Desvio padrão Máx Masculino (n= 38) 134 67 386 Feminino (n= 8) 104 49 218 Total (n = 46) 130 64 386

Mín 69 55 55

Coef. Variação 49,8% 46,9% 49,2%

Neste aspecto, o peso úmido médio de fezes por pessoa foi de 130 g/dia, variando entre 55 e 386 g. O valor médio de 130 g foi semelhante às médias mundiais relatadas (Tabela 3). Tabela 3. Taxa de geração de fezes humana (peso úmido), g/pessoa.dia, em diferentes países e regiões País ou Região Produção (g/pessoa.dia) Referências Media Mundial 100 ‐ 150 Aires (2008) Reino Unido 134 Almeida et al. (1999)1 América e Europa 100 ‐ 200 Niwagaba (2007) China 315 Gao et al. (2002)3 Tailândia 120 – 400 Schouw et al. (2002) Suécia 140 Vinnerås et al. (2006) Legenda: 1‐ o valor excretado foi medido apenas durante a semana; 2‐ apud Schouw et al. (2002); 3‐ apud Niwagaba (2007)

Na Tabela 4, pode‐se notar que as concentrações de fósforo foram as que apresentaram diferença mais acentuada entre si, variando de 2,3 a 9,9 gP/kg de fezes, com a menor concentração encontrada por Kujawa e Zeeman (2006), sendo o valor obtido nesta pesquisa de 3,2 gP/kg. Para o nitrogênio, pode‐se notar uma menor variação, com valor mínimo de 10,5 e máximo de 15,4 gN/kg de fezes. Contudo, apesar de o valor médio encontrado nesta pesquisa, de 12,9 gN/kg estar próximo a média reportada na literatura, um desvio relativamente alto foi obtido, e que pode ser explicado com base em uma eventual diferença dos hábitos alimentares, uma vez que uma dieta com maior ingestão de proteínas implica em maior excreção de nitrogênio pelo organismo (Kirchmann e Petterson, 1995). Conforme a Tabela 5, o valor de pH para fezes encontrado foi próximo ao neutro, enquanto os valores relatados na literatura variaram de 5,3 a 7,2 (Choi et al., 2003; Yadav et al., 2010). Quanto ao aspecto microbiológico, as amostras analisadas apresentaram concentrações de coliformes totais, termotolerantes e E. coli de 107, 106 e 105 NMP/g, respectivamente, e, ovos de helmintos não foram detectados. Tal resultado se justifica pelo alto nível socioeconômico dos colaboradores, já que doenças parasitárias estão relacionadas a práticas inadequadas de higiene e deficiência nos sistemas de saneamento, comuns para níveis sociais mais baixos. Yadav et al. (2010), ao caracterizarem fezes humanas, encontraram concentrações de coliformes totais de 109 NMP/g, maior que a encontrada nesta pesquisa, e Schönning e 61

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Stenström (2004) relatam que a quantidade de microrganismos na matéria fecal é da ordem de 1011‐1013/g. Tabela 4. Valores médios da caracterização físico‐química das fezes coletadas nos sanitários segregadores (valor médio ± desvio padrão) comparados aos dados da literatura Parâmetros

Esta pesquisa

pH 6,7 ± 0,2 Umidade, em % 75,3 ± 3,1 Sólidos Voláteis, em % 85 ± 4 * Fósforo (gP/kg fezes) 3,2 ± 1,1 Nitrogênio (gN/kg fezes)* 12,9 ± 7,8 DQO (gDQO/kg fezes) * 450 ± 141 * Corg (gCorg/kg fezes) 161,5 ± 2,0 Legenda: *Peso seco

Del Porto Esrey et (1999) al. (2001) ‐ ‐ ‐ 4 13,3 ‐ ‐

‐ ‐ ‐ 5,4 10,7 ‐ 152,8

Chaggu et al. (2003)

Jönsson et al. (2005)

Kujawa e Zeeman (2006)

‐ 66 ‐ 85 88 ‐ 97 8,1 ‐ 9,9 10,5 ‐ 16,5 105 ‐ 522 ‐

‐ 70 79,4 3,8 11,5 288 ‐

‐ ‐ ‐ 2,3 ‐ 5,4 11,5 ‐ 15,4 351 ‐ 419 ‐

De todas as fontes geradoras de resíduos numa residência, como água cinza, urina, fezes e resíduos de cozinha, as fezes são responsáveis por cerca de 31% a 44% da DQO, 28% do P, 13% do N e 18% do K (Almeida et al., 1999; Kujawa e Zeeman, 2006). De acordo com as concentrações obtidas para DQO e carbono, vê‐se que a contribuição das fezes para a DQO é significativa e maior do que a sua participação nos elementos inorgânicos, o que gera um antecedente interessante, uma vez que por serem ricas em matéria orgânica e em nutrientes como N e P, as fezes humanas têm alto potencial como condicionador de solo e como fonte de nutrientes para a agricultura após tratamento por compostagem (Kakimoto e Funamizu, 2007). Compostagem As Figuras 2, 3 e 4 mostram as mudanças de temperatura ao longo do tempo nos reatores 1, 2 e 3, respectivamente. O aumento médio máximo da temperatura em relação à temperatura ambiente foi de cerca de 20°C, 30°C e 35°C, respectivamente, para os reatores R1 (F/S 60%) , R2 (F/S 40%) e R3 (F/S 30%). O R1 (F/S 60%) não atingiu temperaturas de desinfecção (≥ 50°C), apenas alcançou a fase termofílica e permaneceu por poucas horas até se igualar à temperatura ambiente (Figura 2). O R2 (F/S 40%) alcançou a fase termofílica após 84h do início do processo e atingiu temperaturas de desinfecção, porém permaneceu nessa por poucas horas (156 a 192h), depois declinou bruscamente até se igualar à temperatura ambiente (Figura 3). Ao contrário dos demais, o R3 (F/S 30%) alcançou a fase termofílica em 60h e a temperatura subiu progressivamente até atingir 50°C em 84h, mantendo‐se superior até cerca de 240h (~ 7 62

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dias) (Figura 4). A partir daí, permaneceu na fase de transição até por volta de 396h (16 dias) e, após isso, a temperatura foi declinando rapidamente, fato que indica que a matéria orgânica mais facilmente degradável pode ter sido rapidamente esgotada (Yu et al., 2008). R3 (F/S 30%) também foi o responsável por alcançar as maiores temperaturas, pois registrou picos de temperatura de 58°C (216h) e atingiu temperaturas de 67°C em outras rodadas, enquanto os demais experimentos registraram 46°C (192h) e 53°C (180h), respectivamente, R1 (F/S 60%) e R2 (F/S 40%).

Figura 2: Variação da temperatura ao longo do tempo para o R1 (F/S 60%) e da temperatura ambiente (média, mínima e máxima dos 5 pontos de medição dentro do reator para cada tomada)

Figura 3: Variação da temperatura ao longo do tempo para o R2 (F/S 40%) e da temperatura ambiente (média, mínima e máxima dos 5 pontos de medição dentro do reator para cada tomada)

Figura 4: Variação da temperatura ao longo do tempo Figura 5: Valores calculados da relação de energia E para o R3 (F/S 30%) e da temperatura ambiente (cal/g) e relação de água W. As linhas pontilhadas são (média, mínima e máxima dos 5 pontos de medição os valores limites para compostos não funcionais dentro do reator para cada tomada) 63

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Outros estudos de compostagem em escala real e de bancada (Niwagaba, 2007; Niwagaba et al., 2009a,b; Vinnerås, 2007), porém estudando diferentes relações entre fezes, cinzas, serragem e resíduos de alimentos, relataram aumento de temperatura em apenas 2 dias, e que se mantiveram superiores a 50°C entre 4 e 12 dias e, depois, declinaram rapidamente. Quando a compostagem de fezes foi combinada com resíduos alimentares, altas temperaturas se mantiveram por um período mais longo, cerca de 14 dias. O aumento da temperatura até a fase termofílica (> 45°C) em algumas horas indica que a mistura está funcionando bem (Haug, 1993; Chiumenti et al., 2005). No R3 (F/S 30%), esse aumento ocorreu em pouco mais de 2 dias (72h) e foi mais rápido do que nos demais reatores, onde levaram quase 4 dias (144h). A velocidade com que a temperatura aumenta depende, portanto, tanto da composição do substrato quanto da umidade inicial, tudo isso associado à atividade microbiana. No aspecto microbiológico, em todos os reatores, as concentrações iniciais de coliformes totais foram de 106 ‐ 107 NMP/g, enquanto as concentrações de E. coli foram entre 105 ‐ 107 NMP/g conforme mostram as Figuras 6 e 7. Niwagaba et al. (2009b) relataram concentrações iniciais de E. coli menores, entre 103 ‐ 105 NMP/g e, para Germer et al. (2010), a carga inicial foi de 105 NMP/g. As concentrações de coliformes total e E. coli medidas nos compostos são encontradas na mesma magnitude que nos sanitários segregadores de urina e nos sanitários compostáveis em condições ambientais semelhantes (Peasey, 2001; Redlinger et al. 2001). As Figuras 6 e 7 apresentam, respectivamente, o decaimento de coliformes totais e E coli durante 4 semanas de experimento para as três relações F/S estudadas. Para R3 (F/S 30%), onde temperaturas superiores a 50°C se mantiveram por 7 dias, com picos de 67°C, não foi detectado E. coli em três semanas (Figura 7). Isto sugere que a relação tempo‐temperatura é muito importante e que a higienização pode ser realizada durante períodos mais curtos a temperaturas mais elevadas, conforme relatam Feachem et al. (1983). Esses resultados também concordam com outros estudos em que a compostagem a 50‐55°C resultou no decaimento de E. coli em três dias a duas semanas (Jepsen, 1997). Em R2 (F/S 40%), temperaturas superiores a 50°C foram mantidas por apenas 2 dias e E. coli foi detectada em concentrações de 102 NMP/g. Por outro lado, R1 (F/S 60%), mesmo não atingindo a temperatura de desinfecção teve redução de 105 para 102 NMP/g ao longo de 21 dias. Todavia, no 28° dia foi detectado aumento na concentração de coliformes totais e E. coli, sugerindo que houve recrescimento ou, como a mistura não é homogênea e a temperatura pode variar de um ponto para outro dentro do reator, houve sobrevivência de organismos em partes do composto. 64

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Figura 6: Mudanças para Coliformes total (log10 Figura 7: Mudanças para Escherichia coli (log10 NMP/g) ao longo do tempo nos três reatores. NMP/g) ao longo de tempo nos três reatores. Legenda: • é F/S 60% ; Δ é F/S 40% ; × é F/S 30%

Na Figura 5 são plotados os valores de E e W calculados para as relações F/S estudadas. Observa‐se que a regra para E e W concorda bem com os resultados obtidos em relação ao comportamento da temperatura e da umidade. Segundo Haug (1993), os compostos com uma relação favorável entre a energia (E > 700 cal/g) e a taxa de água (W < 8) satisfazem os requisitos termodinâmicos para a elevação da temperatura e da evaporação da água. Das três proporções de serragem estudadas, apenas R3 (F/S 30%) reuniu esses requisitos para o bom funcionamento da compostagem. Tais requisitos foram coerentes com as temperaturas alcançadas nas três relações de F/S. R1 (F/S 60%), que obteve os menores valores de E e os mais elevados de W, não alcançou temperatura de desinfecção e R2 (F/S 40%), que obteve valores mais próximos ao sugerido pela literatura, alcançou temperatura de desinfecção, porém a manteve por um tempo muito reduzido. Já R3 (F/S 30%), que reuniu os requisitos ideais, alcançou a temperatura de desinfecção e a manteve por mais tempo. As equações para determinar os valores de E e W são sensíveis a pequenas alterações na porcentagem de sólidos fixos e, ademais, apenas um valor da literatura foi utilizado para H, que é o valor liberado quando a matéria orgânica é degradada. Conclusão Fezes humanas constituem recurso de nutrientes como N, P e K e apresentam potencial de reutilização podendo ser tratadas de forma mais sustentável que nos tratamentos dos sistemas convencionais de saneamento. A quantidade de fezes excretadas por pessoa encontrada foi bastante variada, o que permite concluir que características físicas e comportamentais de cada indivíduo são responsáveis por essa diferença. 65

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A compostagem de fezes humanas com serragem mostrou‐se uma alternativa viável para o tratamento e a estabilização desse material. Sendo o melhor desempenho obtido na estabilização do composto e redução de E. coli para a proporção F/S de 30% (R3). Mesmo R1 (F/S 60%) não tendo alcançado a temperaturas de desinfecção e R2 (F/S 40%) apresentado uma fase termofílica de duração limitada, a concentração de E. coli foi reduzida, o que demonstra que outros fatores contribuem para tal, dentre eles o aumento do pH e, possivelmente, relações ecológicas presentes nos sistemas. Todos os compostos que atingiram temperaturas termofílicas tinham E > 700 cal/g e W < 8, demonstrando que esses critérios são importantes. Isso realça que os cálculos de E e W são valiosos para prever o desempenho do composto, entretanto, mais estudos são necessários. Referências bibliográficas

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REVISTA AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica. ANÁLISE DE ASPECTOS AMBIENTAIS DA TECNOLOGIA DE EVAPORAÇÃO APLICADA AO TRATAMENTO DE LIXIVIADO DE ATERRO SANITÁRIO

*Débora Machado de Oliveira 1 Haical Sajovic Haddad 2 Armando Borges de Castilhos Jr. 2

ENVIRONMENTAL ANALYSIS OF THE EVAPORATION TECHNOLOGY APPLIED TO TREATMENT OF LEACHATE LANDFILL Recibido el 6 de abril de 2011; Aceptado el 8 de noviembre de 2011

Abstract This study aimed to investigate the possible environmental impacts associated with the evaporation technology of landfill leachate. For this reason, experiments were performed at the laboratory scale in order to evaluate the quality of effluent resulted from the process. The experiment was conducted in two stages. The objective of the first stage was to diagnose the behavior of some pollutants into the process of evaporation/distillation. The results of this stage indicated that the process was effective with respect to the removal of COD, TOC, Cl‐, and TS. By contrast, higher concentrations of NH3 (4,125 mg.L‐1) were transferred to the condensate. From this standpoint, a second stage was conducted in order to evaluate the potential of NH3 and H2S emissions of the gases evaporated from the process of evaporation. The results from this stage showed high concentrations of NH3 in the gas, reaching concentrations close to 1,555 mg.m‐3. The presence of H2S, on the other hand, was not detected in the gases. Key Words: leachate, evaporation/distillation, environmental impacts

1 2

Departamento de Engenharia Ambiental e Energias Renováveis, Universidade Federal da Fronteira Sul Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental, Universidade Federal de Santa Catarina

*Corresponding author: Universidade Federal da Fronteira Sul ‐ Campus Cerro Largo. Departamento de Engenharia Ambiental e Energias Renováveis. Rua João Sebastiany, 16 ‐ CEP 97900‐000. Cerro Largo, Rio Grande do Sul, Brasil. Email: debora.machado@uffs.edu.br

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Resumo Este estudo teve como objetivo investigar os possíveis impactos ambientais associados à tecnologia de evaporação de lixiviado de aterro sanitário. Para isso, foram realizados experimentos em escala de laboratório visando avaliar a qualidade dos efluentes produzidos no processo. O estudo foi realizado em duas etapas distintas. A primeira etapa teve como objetivo diagnosticar o comportamento de alguns poluentes resultantes do processo de evaporação/destilação. Os resultados desta etapa indicaram que o tratamento por evaporação foi eficiente no que tange à remoção de DQO, COT, Cl‐ e ST. No entanto, elevadas concentrações de NH3 (4.125 mg.L‐1) foram arrastadas para os condensados. A partir dessa constatação, uma segunda etapa experimental foi conduzida para avaliar o potencial de emissão de NH3 e H2S nos gases resultantes do processo de evaporação. Os resultados desta segunda etapa revelaram altas concentrações de NH3 nos gases, atingindo valores em torno de 1.555 mg.m‐3. A presença de H2S, por outro lado, não foi detectada nos gases de evaporação. Palavras‐Chave: lixiviado, evaporação/destilação, impactos ambientais

Introdução Lixiviado é definido como efluente aquoso gerado em consequência da percolação da água da chuva através da massa de resíduos, de processos bioquímicos que ocorrem no interior da célula de resíduos e da própria umidade dos resíduos. Muitos compostos orgânicos e inorgânicos podem estar presentes em lixiviados de aterros sanitários (El‐Fadel et al., 1997; Kjeldsen et al., 2002). Öman e Junestedt (2008) analisaram amostras de lixiviados de 12 aterros sanitários e detectaram a presença de mais de 90 compostos orgânicos e organometálicos, e 50 compostos inorgânicos. Entre estes, um grande número de compostos perigosos como os policíclicos aromáticos, halogenados, fenóis, pesticidas, metais pesados e amônia. Portanto, em face desse panorama de compostos presentes nos lixiviados de aterros sanitários, aliado aos crescentes níveis de exigências da legislação ambiental, há necessidade urgente de estudos focados em novas tecnologias de tratamento, bem como no aperfeiçoamento dos sistemas de tratamento utilizados tradicionalmente. Diversas técnicas têm sido propostas nas últimas décadas para o tratamento e remoção dos contaminantes presentes nos lixiviados. Apesar de uma série de etapas serem necessárias, os tratamentos biológicos (Im et al. 2001; Chen et al., 2008; Yang e Zhou, 2008) e físico‐químicos (Marttinen et al., 2002; Wu et al., 2004; Pi et al. 2009) convencionais demonstram ser eficientes para a redução de substâncias orgânicas e amônia. No entanto, a remoção desses poluentes apresenta dificuldade em atender os padrões de lançamento em corpos receptores devido à complexidade dos lixiviados. Neste cenário, ganham importância os estudos sobre novas tecnologias para o tratamento de lixiviado, sendo a aplicação da evaporação uma alternativa que vem sendo estudada mais recentemente (e.g. Marks et al., 1994; Birchler et al., 1994; Di Palma et al., 2001; Xu et al., 2006; Yue et al., 2007). Birchler et al. (1994) afirmaram que o tratamento de lixiviados por evaporação pode produzir um condensado com melhor qualidade 69

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e de mais fácil disposição que os efluentes provenientes de tratamentos convencionais, além de o concentrado residual reduzir‐se a uma pequena fração do volume inicial a ser tratado. Com relação aos compostos orgânicos voláteis, amônia e ácidos orgânicos voláteis carreados para o condensado durante a evaporação, Birchler et al. (1994) e Eisner et al. (1996) indicaram o ajuste de pH como um mecanismo de controle eficiente. Estudos mais recentes têm indicado que o tratamento por evaporação pode ser eficaz na remoção de compostos orgânicos, amônia e substâncias húmicas de lixiviados (Di Palma et al., 2002; Lee et al., 2003). Embora o tratamento por evaporação seja eficiente na separação de substâncias húmicas nos lixiviados, alguns compostos orgânicos voláteis e amônia poderão ser carreados juntamente com o vapor, resultando em poluição atmosférica (Yue et al., 2007). Para controle e tratamento dos vapores contendo COV e amônia, Yue et al. (2007) sugerem a incineração como alternativa mais adequada, embora seja um tratamento de alto custo e elevado consumo de energia. Dentro dessa problemática, este estudo teve como objetivo aprofundar no entendimento do processo de evaporação como uma tecnologia alternativa para o tratamento de lixiviado. A análise da qualidade dos efluentes resultantes do processo de evaporação (condensados e concentrados) foi realizada visando a identificar os compostos de maior preocupação em termos de poluição atmosférica. Para elucidar ainda mais esta questão, foram realizados experimentos para identificação de compostos inorgânicos voláteis passíveis de serem transferidos da fase líquida para a fase gasosa pelo aquecimento do lixiviado. Materiais e métodos Origem dos lixiviados Os lixiviados utilizados tiveram a sua origem em três aterros sanitários distintos, todos localizados num raio de 200 km da cidade Florianópolis, capital do estado de Santa Catarina, Brasil. Neste estudo, os lixiviados foram denominados de A, B e C, conforme a origem. Experimentos de evaporação/destilação O aparato experimental utilizado para evaporação/destilação dos lixiviados foi constituído de: (a) uma manta aquecedora, marca FISATOM Modelo‐202; (b) um balão para evaporação com três bocas curtas angulares, fundo redondo e capacidade para 2.000 mL; (c) uma coluna de destilação lisa; (d) um condensador de Liebig tipo liso, duas juntas; (e) um frasco lavador de gás adaptado, tipo dreschel, para coleta do condensado; (f) um controlador de temperatura digital marca DIST Modelo DS I‐530, com termômetro digital acoplado para ajuste. No topo da coluna de destilação foi fixado um termômetro de escala decimal. A representação esquemática do aparato experimental utilizado neste estudo é apresentada na Fig. 1. 70

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Figura 1. Representação esquemática do aparato experimental: (a) manta aquecedora; (b) balão de evaporação; (c) coluna de destilação; (d) condensador; (e) frasco armazenador do efluente condensado; (f) controlador de temperatura

A primeira etapa teve como objetivo verificar a qualidade dos efluentes (condensado e concentrado). Para isso, foi fixado como parâmetro o volume a ser evaporado (500 mL) em relação ao volume inicial de lixiviado bruto de 1.000 mL. No total, foram realizados 9 ensaios de evaporação/destilação em batelada utilizando o lixiviado A. Os efluentes (concentrado e condensado) foram avaliados sob os seguintes aspectos: Demanda Química de Oxigênio (DQO), Carbono Orgânico Total (COT), Nitrogênio Amoniacal (NH3), Cloretos (Cl‐), Alcalinidade (CaCO3), Sólidos Totais (ST), Sólidos Fixos Totais (SFT) Sólidos Voláteis Totais (SVT), Sólidos Dissolvidos Totais (SDT), Sólidos Suspensos Totais (SST). Procedimento para coleta e análise de NH3 e H2S O aparato experimental foi planejado para coleta de dois gases inorgânicos voláteis de forma simultânea (NH3 e H2S). Para montagem deste experimento, foram necessários os seguintes equipamentos e materiais: (a) uma chapa elétrica com controle de temperatura; (b) balão volumétrico com três bocas curtas angulares, fundo chato e capacidade para 3.000 mL; (c) 5 frascos tipo dreschel; d) uma bomba a vácuo; (e) um medidor de fluxo digital; (f) mangueiras de silicone; (g) solução absorvente HgCl2 (4 g.L‐1) e solução absorvente de HCl (0,1 M). 71

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Figura 2. Aparato experimental para coleta dos gases de evaporação

O procedimento de coleta dos gases envolveu o aquecimento de 1.500 mL de lixiviado até a temperatura de 100 ºC, sendo na sequência acionada a bomba a vácuo para conduzir os gases gerados pelo processo de evaporação através das soluções absorventes. Duas soluções absorventes foram empregadas, sendo uma de HCl 0,1 M para absorção de NH3 (250 mL) e a outra HgCl2 a concentração de 4 g.L‐1 (250 mL) para absorção de H2S. O primeiro frasco dreschel teve função de condensar os vapores de água arrastados juntamente com os gases e, entre os frascos contendo as soluções absorventes, foram intercalados frascos vazios a fim de impedir possíveis contaminações pelo refluxo das soluções. Antes de cada experimento a bomba a vácuo teve seu fluxo calibrado, com um bolhômetro digital para uma vazão de 120 L.h‐1. Cada experimento teve duração de 2 horas contadas a partir do acionamento a bomba. Foram realizados 17 ensaios para o lixiviado B e 8 para o Lixiviado C. O ajuste de pH para 4 antes de cada experimento foi efetuado com adição de HCl 2M. Para as análises das concentrações de H2S na solução de HgCl2, utilizou‐se a metodologia proposta por Maris & Laplanche (1994), baseada no princípio de precipitação dos compostos de enxofre na forma de sulfetos e quantificação por gravimetria, utilizando membrana de acetato com porosidade de 0,45 μm previamente seca em estufa a 105 ºC entre 14 a 16 horas. A equação (1) foi utilizada para cálculo da concentração de H2S nos gases evaporados. CH2S (mg.m‐3) = m (mg) . 32(g.mol‐1) 326 (g.mol‐1) . V (m3)

Equação (1)

Sendo: C: concentração de H2S (mg.m‐3); m: massa do precipitado obtido em 250 ml de HgCl2;V: volume do gás que passou na solução de cloreto de mercúrio; 32: massa molecular do enxofre; 326: massa do precipitado sulfeto de mercúrio (HgS) por mol de cloreto de mercúrio. 72

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Para as análises da concentração de NH3 na solução absorvente de HCl 0,1 M, utilizou‐se a metodologia 4500‐NH3, Método Titulométrico do Standard Methods (APHA, 2005), que consiste na destilação e posterior titulação com H2SO4. A equação (2) foi utilizada para cálculo da concentração de NH3 nos gases evaporados: CNH3 (mg.m‐3) = m (mg) V (m3)

Equação (2)

Sendo: C: concentração de NH3 (mg.m‐3); m: massa de amônia obtida em 250 ml de HCl 0,1 N; V: volume de gás succionado

Métodos analíticos Os procedimentos de coleta, preservação e análises físico‐químicas foram realizados segundo o Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (APHA, 2005). Os métodos e equipamentos empregados nesta pesquisa para a caracterização das amostras de lixiviado bruto e efluentes do processo de evaporação (condensados e concentrados) são descritos na sequência: pH, método eletrométrico e pHmetro ALFAKIT/AT‐310; DQO, método colorimétrico, refluxo fechado e espectrofotômetro HATCH/DR‐4000U; COT, método por combustão e TOC‐V SHIMADZU/CPH; N‐NH3, método de destilação/titulometria e destilador VELP/UDK‐132; Cl‐, potenciométrico e analisador de íons seletivos ORION/720A; Condutividade, condutivímetro LUTRON/CD‐430; Alcalinidade, método titulométrico e pHmetro ALFAKIT/AT‐310; Sólidos, método gravimétrico e balança eletrônica analítica SHIMADZU/AY‐220. Resultados e discussões Caracterização das amostras de lixiviado bruto Os resultados da caracterização das amostras dos lixiviados A, B e C são apresentados na Tabela 1. Os lixiviados A e C são oriundos de aterros sanitários mais novos, enquanto que o lixiviado B provém de um aterro com mais de 10 anos de operação. O pH dos lixiviados revela que o lixiviado B possui um pH mais elevado, indicando que este se encontra em fase mais avançada de maturação. A concentração de DQO (> 3.000 mg.L‐1) nos três lixiviados, indica que se encontram em fase metanogência de degradação. Segundo Stegmann (2005), concentrações médias de DQO na faixa de 3.400 mg.L‐1 são típicas de lixiviados de fases intermediária de degradação. 73

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Tabela 1. Caracterização dos lixiviados brutos (A, B e C) utilizados nos experimentos Lixiviado B** Lixiviado A* Parâmetros Un. Média σ Média pH ‐ 7,9 0,09 8,46 Condutividade mS 15,4 1,36 14,2 DQO mg.L‐1 3.174 1.766 3.353 1.485 834 ‐ COT mg.L‐1 ‐ ‐ 1.049 DBO mg.L‐1 mg.L‐1 1.839 673 1.298 NH3 ‐1 3.781 2.648 ‐ Cloretos mg.L mg.L‐1 9.766 2.523 ‐ Alcalinidade (CaCO3) 9.628 3.341 6.280 Sólidos Totais mg.L‐1 8.036 2.317 ‐ Sólidos Fixos Totais mg.L‐1 1.820 568 ‐ Sólidos Voláteis Totais mg.L‐1 9.876 2.272 ‐ Sólidos Dissolvidos mg.L‐1 855 376 ‐ Sólidos Suspensos mg.L‐1 *lixiviado A n = 9; **lixiviado B n = 5; ***lixiviado C n = 1; σ ‐ desvio padrão

σ 0,33 3,1 1.089 ‐ 712 531 ‐ ‐ 3.107 ‐ ‐ ‐ ‐

Lixiviado C*** Média 7,7 19 3.430 ‐ 1.250 918 68 ‐ 830 ‐ ‐ ‐ ‐

As análises físico‐químicas revelam que o lixiviado A apresenta maior capacidade de biodegradação em relação aos outros dois. A relação entre COT/DQO no caso do lixiviado A ficou em torno de (~0,40), enquanto que a relação entre DBO/DQO para os lixiviados B e C foi de (~0,31) e (~0,36), respectivamente. Segundo Mahler et al. (2005) razões de DBO/DQO na faixa de 0,5 são atribuídas a lixiviados oriundos de aterros jovens, enquanto que razões da ordem de 0,0005‐0,2 são típicos para aterros antigos. As análises de caracterização também revelam valores significantes de NH3 em todos os lixiviados, variando de 918 a 1.839 mg.L‐1. Christensen et al. (2001) reportaram concentrações semelhantes a deste estudo, na faixa entre 500 e 2.000 mg.L‐1 em 12 investigações independentes com lixiviados de aterros sanitários. Öman e Junestedt (2008), por outro lado, caracterizaram 12 lixiviados na Suécia e apresentaram valores bastante inferiores ao deste estudo, uma média de 180 mg.L‐1 para NH3. Mahler et al. (2005), após terem analisado as características de lixiviados de seis aterros sanitários localizados em diferentes regiões do Brasil, constataram que, devido ao alto conteúdo de material orgânico (~60%) presente nos resíduos sólidos brasileiros, os lixiviados em geral contêm altas concentrações de nitrogênio amoniacal. No presente estudo, as amostras do lixiviado A apresentaram grandes variações de Cl‐ (2.000 a 6.430 mg.L‐1). Segundo Linde e Jönsson (1995), elevadas concentrações de Cl‐ são esperadas para lixiviados provenientes de aterros sanitários novos e meia idade. Nos lixiviados A e B, observa‐se um valor elevado de Sólidos Totais, em torno de 9 g.L‐1 e 6 g.L‐1, respectivamente. Sendo que a maior fração de sólidos no lixiviado A está presente na forma dissolvida, o que dificulta a clarificação do lixiviado por processos de sedimentação simples. 74

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As características destacadas acima identificam que os lixiviados em estudo podem ser classificados como estando na fase metanogênica. Dos três lixiviados analisados, o lixiviado A foi o que apresentou características mais próximas de um lixiviado jovem. Segundo Renou et al. (2008), o crescente envelhecimento dos aterros, produzindo cada vez mais lixiviados estabilizados, constitui um problema para os sistemas de tratamento convencionais (biológico ou físico‐químicos), visto que, em função das características do lixiviado, estes não conseguem mais ser suficientes para atingir o nível de purificação desejado. Neste caso, há a necessidade de um sistema de tratamento mais elaborado para assegurar a qualidade do efluente tratado. Qualidade dos efluentes do processo de evaporação/destilação de lixiviado A Tabela 2 mostra a concentração média e o desvio padrão dos poluentes no lixiviado bruto, concentrado e condensado resultantes do processo de evaporação/destilação. Tabela 2. Análise da qualidade dos efluentes (concentrado e condensado) do processo de evaporação Lixiviado Bruto Concentrado Condensado Parâmetros Unidade n Média σ n Média σ n Média σ pH ‐ 9 7,9 0,1 9 10,0 0,4 9 9,1 0,1 DQO mg.L⁻¹ 9 3.174 1.766 9 6.603 1.591 9 131 50 COT mg.L⁻¹ 6 1.485 834 9 2.428 380 4 171 92 N‐NH₃ mg.L⁻¹ 9 1.839 673 9 10 3 9 4.125 592 Cl ⁻ mg.L⁻¹ 9 3.781 1.324 9 6.300 2.553 9 151 68 9 15.430 1.364 9 14.784 559 9 15.369 440 Condutividade μS.cm⁻¹ Alcalinidade (CaCO₃) mg.L⁻¹ 9 9.766 2.523 9 4.652 1.025 9 15.024 708 Sólidos Totais mg.L⁻¹ 9 9.856 2.815 9 20.998 3.204 9 88 67 Sólidos Fixos Totais mg.L⁻¹ 9 8.036 2.317 9 17.533 2.757 8 36 65 Sólidos Voláteis mg.L⁻¹ 9 1.820 568 9 3.465 938 9 64 44 Totais Sólidos Dissolvidos mg.L⁻¹ 6 8.259 3.492 9 19.145 2.934 9 69 65 Sólidos Suspensos mg.L⁻¹ 6 912 704 9 1.853 535 8 21 15 σ ‐ desvio padrão; n ‐ número de amostras

A Tabela 2 demonstra que a maior parte dos poluentes analisados permaneceu no concentrado (DQO, COT, Cl‐, ST, SFT, SVT, SDT e SST). Entretanto, a NH3 foi quase na sua totalidade transferida para o condensado (4.125 mg.L‐1), isso ocorre, em parte, devido ao pH da amostra de lixiviado estar em torno de 7,9 o que favorece a presença de espécies de amônia na sua forma volátil. Os resultados obtidos a partir deste estudo corroboram os dados obtidos por Aguiar e Vignoli (2007), que mensuraram valores de NH3 na faixa entre 3.100 e 3.950 mg.L‐1 nas frações equivalentes a 25% do volume inicial evaporado/destilado. Xu et al. (2006), em experimento similar, obtiveram concentrações de NH3 na faixa de 1.660 mg.L‐1 no condensado. Além da NH3, é possível verificar que uma parcela de compostos orgânicos, expressos em 75

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termos de DQO e COT, também foi arrastada juntamente com os vapores, indicando a presença de compostos orgânicos voláteis no lixiviado estudado. Para visualizar com maior clareza o comportamento dos poluentes face ao processo de evaporação/destilação foi construído um balanço de massa (Figura 3). Pelo balanço de massa, pode‐se observar que valores inferiores a 2% de DQO e 6% de COT foram carreados para os efluentes condensados. Esses resultados são comparáveis com aqueles encontrados por Birchler et al. (1994) para um experimento de evaporação conduzido em escala de laboratório, em que 98% da DQO permaneceu no concentrado, embora a concentração inicial de DQO (165 mg.L‐1) tenha sido bastante inferior à do presente estudo. Os resultados apresentados por Amsoneit (1985) se semelham aos analisados neste estudo em termos de remoção de DQO e COT. Para a DQO, Amsoneit (1985) obteve uma remoção na ordem de 97% e atingiu um valor baixo de COT (68 mg.L‐1) no condensado, embora o processo de evaporação utilizado pelo autor tenha sido realizado em duas fases. A fração de massa para o COT alcançada por Di Palma et al. (2002) foi de apenas 1% no condensado, enquanto neste estudo obtiveram‐se valores da ordem de 6% de COT no condensado.

Figura 3. Balanço de massa dos principais poluentes analisados no processo de evaporação/destilação

A Figura 3 também demonstra que a NH3 quase que na sua totalidade, ou seja, 99% da fração em massa, foi transferida para o condensado. O resultado do balanço de massa para os ST mostrou que próximo de 100% do total permaneceu no concentrado, valor que representa 21.000 mg.L‐1; enquanto que menos de 0,5% foi carreado para o condensado (88 mg.L‐1). O baixo valor encontrado para sólidos no condensado foi igualmente reportado por Ettala (1998), em evaporador do tipo filme em escala real. 76

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Emissão de compostos inorgânicos voláteis (NH3 e H2S) O potencial de emissão dos gases de NH3 no sistema estudado indicou uma concentração extremamente preocupante do ponto de vista ambiental, porém em nenhuma das análises foi detectada a presença de sulfeto de hidrogênio (H2S). Os resultados de concentração de amônia obtidos para os dois lixiviados podem ser observados na Tabela 3. Tabela 3. Emissões de amônia (NH3) liberadas nos ensaios de evaporação Amostra de Lixiviado Lixiviado B ‐3

N‐NH3 (mg.m ) Sem ajuste pH Com ajuste pH (4,00)

Média

10 7

914 15

610 20

Lixiviado C

Média

4 4

1.555 19

803 16

Pode‐se observar que a evaporação de lixiviado resulta na liberação de altas concentrações de amônia para a fase gasosa, isso se dá em virtude de que o pH do lixiviado, normalmente alcalino na fase metanogênica, favorece a presença da forma não ionizada da amônia (NH3) e, portanto, mais volátil. O ajuste do pH para 4 nos lixiviados antes do processo de evaporação resultou na redução significativa das emissões de NH3, porém, vale ressaltar que mesmo com o ajuste de pH para nível 4, em alguns ensaios as concentrações ultrapassaram o limite de tolerância de 14 mg.m‐3 estabelecido pela Norma Regulamentadora Brasileira (NR15) para exposição ocupacional para um regime de trabalho de 48 h/semana. Por outro lado, não foi possível detectar concentrações de H2S nos vapores liberados pelo processo de evaporação de lixiviado. A razão disso pode estar associada à escolha da metodologia, a qual não foi suficiente para detectar frações pequenas de H2S nos vapores. Conclusões e recomendações O presente estudo revelou que o tratamento de lixiviado pelo processo de evaporação é eficiente na remoção de poluentes não voláteis, como no caso de ST, Cl‐, DQO e COT. Contudo, é necessária uma avaliação cuidadosa do tipo de composto orgânico volátil que está sendo transferido para a atmosfera, uma vez que alguns compostos orgânicos podem ser altamente impactantes, mesmo em pequenas concentrações. Além disso, lixiviados oriundos de aterros jovens podem conter elevadas concentrações de ácidos orgânicos voláteis que, se submetidos ao processo de evaporação, serão facilmente transferidos para a fase gasosa e, consequentemente, gerarão poluição atmosférica. A grande preocupação que se apresenta neste estudo, porém, está relacionada aos níveis elevados de amônia nos lixiviados brutos e a sua transferência total para a fase gasosa em virtude do aquecimento do lixiviado. Esse fato é preocupante do ponto de vista ambiental e da 77

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saúde humana, pois concentrações superiores a 1.500 mg.m‐3 foram mensuradas em vapores liberados pelo lixiviado C, quando submetido ao aquecimento em temperatura de 100 ºC. Experimentos realizados com ajuste de pH para 4 indicaram a possibilidade de reduzir a emissão de amônia para os vapores. Valores de emissão em torno de 15 a 19 mg.m‐3 foram alcançados com o ajuste de pH para 4. No entanto, essas concentrações, ainda que reduzidas, são superiores ao limite de tolerância de 14 mg.m‐3 estabelecido pelas normas brasileiras (NR 15) para exposição ocupacional para um regime de trabalho de 48 h/semana. Face aos resultados encontrados, os autores recomendam o aprofundamento no estudo da tecnologia de evaporação aplicada ao tratamento de lixiviado, visando a novos enfoques de estudo, como a identificação dos compostos orgânicos voláteis passíveis de serem transferidos para a atmosfera, bem como a avaliação da viabilidade econômica da acidificação do lixiviado como forma de redução das emissões de amônia. Agradecimentos. Os autores agradecem ao CNPq – Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico, pelo financiamento do projeto. Referências bibliográficas Aguiar, A. R. M. P.; Vignoli, C. N. (2007) Monitoramento de parâmetros ambientais do processo de evaporação de chorume. In: 24˚ Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, Belo Horizonte, Minas Gerais, Brasil. Amsoneit, N. (1985) Eindampfen problematischer deponie‐sickerwässer. Wlb, wasser, luft und betrieb 10, p. 63‐66. APHA ‐ American Public Health Association. (2005) Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater. 21 th ed. American Public Health Association, American Water Works Association, Water Environment Federation, Washington, DC. Birchler, D. R.; Milke, M. W.; Marks, A. L.; Luthy, R. G. (1994) Landfill Leachate Treatment by Evaporation. Journal of Environmental Engineering, ASC, 120(5), p. 1109‐1131. Chen, S.; Sun, D.; Chung, J. (2008) Simultaneous removal of COD and ammonium from landfill leachate using an anaerobic–aerobic moving‐bed biofilm reactor system. Waste Management, 28(2), p. 339–346. Christensen, T. H.; Kjeldsen, P.; Bjerg, P. L.; Jensen, D. L.; Christensen, J. B.; Baun, A.; Albrechtsen, H. J.; Heron, G. (2001) Biogeochemistry of landfill leachate plumes. Applied Geochemistry, 16(7‐8), p. 659–718. Di Palma, L.; Ferrantelli, P.; Merli, C.; Petrucci, E. (2002) Treatment of industrial landfill leachate by means of evaporation and reverse osmosis. Waste Management, 22(8), p. 951–955. Eisner, P.; Leonhard, K.; Wilderer, P. A. (1996) Landfill Leachate Treatment by Evaporation. Journal of Environmental Engineering, 22(2), p. 163‐164. El‐Fadel, M.; Findikakis, A. N.; Leckie, J. O. (1997) Environmental impacts of solid waste landfilling. Journal of Environmental Management, 50(1), p. 1‐25. Ettala, M. Full‐Scale Leachate Treatment Using New Evaporation Technology. (1998) Practice Periodical of Hazardous, Toxic and Radioactive Waste Management, 2(2), p. 86‐87 Im, J‐H.; Woo, H‐J.; Choi, M‐W.; Han, K‐B.; Kim, C‐W. (2001) Simultaneous organic and nitrogen removal from municipal landfill leachate using an anaerobic‐aerobic system. Water Research, 35(10), p. 2403‐2410. 78

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