Vol8 no3 2015

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

Vol. 8 No. 3 6 de diciembre de 2015 ISSN 0718-378X Con el patrocinio de:

Foto: Carlos Magno Marques Cardoso Natércia Camille Vasconcelo Feitosa Marques Cardoso Rio Posse, Maranhão, Brasil

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

Temática y alcance La Revista AIDIS de Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica es una publicación electrónica cuatrimestral coeditada por AIDIS y el Instituto de Ingeniería UNAM. Publica contribuciones originales de calidad y actualidad evaluadas por pares, dentro de su área de competencia. Se presentan trabajos que abarcan aspectos relacionados con el conocimiento científico y práctico, tanto tecnológico como de gestión, dentro del área de Ingeniería y Ciencias Ambientales en Latinoamérica.

El enfoque es multidisciplinario, buscando contribuir en forma directa a la generación de conocimiento, al desarrollo de tecnologías y a un mejor desempeño profesional. Entre los temas cubiertos por la revista están los siguientes: agua potable, calidad de agua, aguas residuales, residuos sólidos, energía, contaminación, reciclaje, cambio climático, salud ambiental, nuevas tecnologías, ética, educación, legislación y política ambiental, gestión ambiental, sostenibilidad y participación social, entre otros.

Cada edición muestra los trabajos que derivan del arbitraje académico estricto de carácter internacional. También se publican números especiales de temas particulares que fueron presentados en los diversos Congresos Interamericanos realizados por la Asociación Interamericana de Ingeniería Sanitaria y Ambiental (AIDIS) y que en forma adicional fueron sometidos al proceso de revisión interno de la revista.

Editor en Jefe de la revista Dr. Germán Buitrón Méndez Investigador Instituto de Ingeniería-UNAM Entidad editora Instituto de Ingeniería, UNAM Ciudad Universitaria, Coyoacán, México D.F.; C.P. 04360 Teléfono: (52) (55) 56-23-36-00; Fax: (52) (55) 56-16-28-94 Información Legal

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Dr. Rolando Chamy Maggi Universidad Católica de Valparaíso, Chile.

Vol. 8, No. 3 6 de diciembre de 2015

Tabla de Contenido Vol. 8, No 3.

1.-

MANEJO DE RESIDUOS SÓLIDOS URBANOS: CASO DE ESTUDIO EN LAS MARGARITAS, CHIAPAS. MUNICIPAL SOLID WASTE MANAGEMENT: CASE STUDY IN LAS MARGARITAS, CHIAPAS. Juan Antonio Araiza Aguilar, Claudia del Socorro López Arguello, Nelly del Rosario Ramírez Solís

299 – 311

2.-

EFICIÊNCIA DA FLOCULAÇÃO EM CORTINAS INTEGRADA À FLOTAÇÃO POR AR DISSOLVIDO APLICADA AO TRATAMENTO DE AGUA DE LAVAGEM DE FILTROS EFFICIENCY OF CURTAIN FLOCCULATION INTEGRATED WITH DISSOLVED AIR FLOTATION APPLIED TO WATER TREATMENT SLUDGE Karina Oliveira Chaves, Manoel do Vale Sales, José Capelo Neto

312 – 327

3.-

DEGRADAÇÃO DE ÍNDIGO CARMIM EM REATOR EM BATELADAS SEQUENCIAIS COM ASPERGILLUS NIGER AN 400 NO TRATAMENTO DE ÁGUA RESIDUÁRIA TÊXTIL IN NATURA INDIGO CARMINE DEGRADATION IN SEQUENCING BATCH REACTOR WITH ASPERGILLUS NIGER AN 400 IN THE TREATMENT OF IN NATURA WASTEWATER Andreza Dnarla Oliveira Santos, Alana Mayara Ximenes de Souza, Igor do Nascimento Barreto, Carlos Ronald Pessoa Wanderle, Glória Marinho, Kelly Rodrigues

328 – 343

4.-

INFLUÊNCIA DA ADIÇÃO DE ÁGUA DE PRODUÇÃO PRÉ-OZONIZADA NO DESEMPENHO DE UM REATOR ANAERÓBIO THE INFLUENCE OF THE ADDITION OF PRE-OZONATED WATER PRODUCTION IN THE PERFORMANCE OF AN ANAEROBIC REACTOR João Paulo da Silva Siqueira, Emmanuelle Leite Wanderley, Nélia Henriques Callado

344 – 359

5.-

TRATAMENTO ANAERÓBIO E AERÓBIO DE LIXIVIADO DE ATERRO SANITÁRIO ANAEROBIC TREATMENT AND AEROBIC LANDFILL LEACHATE Elaine Gurjão de Oliveira, Valderi Duarte Leite, Risoneide Borges da Silva, Israel Nunes Henrique, Aldre Jorge Morais Barros

360 – 371

6.-

OTIMIZAÇÃO DA TÉCNICA DE ELETROCOAGULAÇÃO/FLOCULAÇÃO POR MEIO DA REDUÇÃO DE DQO UTILIZANDO ELETRODOS DE AÇO CARBONO REMOVAL OF COD AND TURBIDITY OF WASTE STABILIZATION POND ELECTROCOAGULATION/FLOCULATION Liana Geisa Conrado Maia, Eliezer Fares Abdala Neto, Ari Clecius Alves de Lima, Ronaldo Ferreira do Nascimento, Ronaldo Stefanutti

372 – 384

7.-

AVALIAÇÃO DA MATURAÇÃO E CONTAMINAÇÃO DE COMPOSTOS OBTIDOS PELA COMPOSTAGEM DE RESÍDUOS DOMICILIARES COM APLICAÇÃO DE FEZES CANINAS EVALUATION OF MATURITY AND CONTAMINATION OF PRODUCTS FROM WASTE COMPOSTING WITH DOMESTIC APPLICATION OF STOOL CANINE Juliene Paiva Flores, Marielle Feilstrecker, Patricia Charvet

385 – 396

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8.-

ESTUDO DE CROMO NAS ÁGUAS E SEDIMENTOS DE RIOS LOCALIZADOS NA REGIÃO AMAZÔNICA DO BRASIL STUDY OF CHROME ON WATER AND SEDIMENTS OF RIVERS LOCATED IN BRAZILIAN AMAZON REGION Carlos Magno Marques Cardoso, Natércia Camille Vasconcelos Feitosa Marques Cardoso, Marcelo Mendes Pedroza, Gláucia Eliza Gama Vieira, Jorge Diniz de Oliveira

397 – 412

9.-

UN ANÁLISIS ECONÓMICO DEL RECICLAJE DE RESIDUOS URBANOS BIODEGRADABLES AN ECONOMIC ANALYSIS OF BIODEGRADABLE URBAN DISCARDS RECYCLING Manfred Fehr, Cyntia Andrade Arantes

413 – 422

10.-

Lista de Revisores 2015

423

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

MANEJO DE RESIDUOS SÓLIDOS URBANOS: CASO DE ESTUDIO EN LAS MARGARITAS, CHIAPAS.

*Juan Antonio Araiza Aguilar1 Claudia del Socorro López Arguello1 Nelly del Rosario Ramírez Solís1

MUNICIPAL SOLID WASTE MANAGEMENT: CASE STUDY IN LAS MARGARITAS, CHIAPAS. Recibido el 20 de agosto de 2014; Aceptado el 19 de junio de 2015

Abstract Municipal Solid Waste (MSW) management in Mexico is complex and it has evolved with urbanization, economic growth and industrialization. For these reasons the Secretariat of Environment and Natural Resources has promoted integrated waste management through plans, programs and regulatory framework; however, it is still necessary to continue implementing actions to obtain sustainable waste management. In this paper a comprehensive review of the management of municipal solid waste in the municipality of Las Margaritas, Chiapas, was developed for evaluation its current status and identifying the main problems related to waste management.

The collection coverage was found well below that reported by the National Institute of Ecology and Climate Change (81.61% in Municipal Head & 21.48% at the municipal level) as well as inadequate and inefficient final disposal of MSW. On the other hand, it is estimated that there could be a possible utilization of about 70% of MSW generated, if the Municipal council promotes awareness strategies, source separation of household waste, promotion of recycling or reuse of segregated material.

Key Words: Municipal Solid Waste, Municipalities of Chiapas, Solid Waste Management.

1

Escuela de Ingeniería Ambiental, Universidad de Ciencias y Artes de Chiapas, México.

*Autor corresponsal: Escuela de Ingeniería Ambiental, Universidad de Ciencias y Artes de Chiapas. Libramiento. Norte. Poniente. s/n. Col. Lajas Maciel, Tuxtla Gutiérrez, Chiapas. 29000. México. Tel.9611768673. Email: araiza0010@hotmail.com

299

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Resumen El manejo de los Residuos Sólidos Urbanos (RSU) en México es complejo y ha evolucionado a la par de la urbanización, del crecimiento económico y la industrialización. Por estas razones la Secretaría del Medio Ambiente y Recursos Naturales ha promovido la gestión integral de residuos a través de planes, programas y de un marco regulatorio; sin embargo, aún es necesario continuar instrumentando acciones para alcanzar un manejo sustentable de los residuos. En el presente documento se elaboró una revisión exhaustiva de la gestión y manejo de los RSU en el municipio de Las Margaritas, Chiapas, específicamente su Cabecera Municipal, evaluando su estado actual e identificando los principales problemas relacionados al manejo de los residuos; encontrándose coberturas de recolección muy por debajo de lo reportado por el Instituto Nacional de Ecología y Cambio Climático (81.61% a nivel cabecera y 21.48% a nivel municipal), así como una mala disposición final. Por otro lado, se estima que pudiera existir un posible aprovechamiento de cerca del 70% de los RSU generados, si es que el H. Ayuntamiento municipal impulsa estrategias de concientización, separación de residuos en la fuente, promoción al reciclaje o la reutilización de los materiales segregados.

Palabras clave: Manejo de Residuos Sólidos, Municipios de Chiapas, Residuos Sólidos Urbanos.

Introducción El manejo de los Residuos Sólidos Urbanos (RSU) en México es complejo y paralelamente ha evolucionado a la par de la urbanización, del crecimiento económico y la industrialización.

Se sabe que en los años 50, la generación diaria promedio nacional de RSU era de 8,200 Ton/día, misma que aumento a más de 109,000 Ton/día para el año 2010. Lo anterior significa que en seis décadas la generación de residuos se incrementó en casi 13 veces, sin embargo, la problemática no solo radica en las grandes cantidades generadas, sino también en el cambio de la composición interna de los residuos, la cual ha dejado de ser en su mayor parte orgánica, y se han trasformado en materiales que requieren de procesos físicos, químicos y biológicos para degradarse (Hernández et al., 2004; SEMARNAT, 2014).

En materia de manejo de RSU, de acuerdo al Instituto Nacional de Ecología y Cambio Climático (INECC), en México del total de los residuos que se generan, se estima que el 83.93% se recolecta. Dicha cifra tiende a disminuir a la par del grado de urbanización de las localidades, pues en aquellas menores a los 10 mil habitantes, la cobertura de recolección puede llegar a ser de hasta 23.43% (INECC, 2012).

Por otro lado, del total recolectado de RSU a nivel nacional, tan solo el 60.54% es depositado en Sitios de Disposición Final (SDF) que cumplen con la normatividad mexicana (rellenos sanitarios y sitios controlados), el restante 39.46% se deposita en tiraderos a cielo abierto u otros lugares (INECC, 2012).

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Es por estas razones que la Secretaría del Medio Ambiente y Recursos Naturales (SEMARNAT), ha promovido que a través de planes, programas y de un marco regulatorio, el manejo de los RSU se realice bajo un esquema de gestión integral, el cual incluya la prevención y reducción de su generación, su valorización económica y su disposición de manera adecuada. Sin embargo, a pesar de los avances logrados en los últimos años, aún es necesario continuar instrumentando acciones que permitan alcanzar un manejo sustentable de los residuos (INECC, 2012).

En el contexto estatal la situación no es del todo diferente. El estado de Chiapas cuenta con 123 municipios y poco más de 20,000 localidades, de las cuales el 99% es rural (habitan menos de 2,500 habitantes), sin embargo, en éstas residen el 51.3% de la población chiapaneca (INEGI, 2013; CEIEG, 2010). Cabe recalcar que dichas localidades en muchos casos se encuentran distribuidas de una manera muy dispersa sobre el territorio estatal, lo que aunado a la abrupta topografía y lejanía respecto de la cabecera municipal, ocasiona que los servicios básicos, específicamente el de colecta de residuos y disposición final, sean proporcionados de una manera deficiente.

De acuerdo a las cifras de la Secretaría de Medio Ambiente e Historia Natural (SEMAHN), en el estado se producen 3,955 Ton/día de RSU, de las cuales sólo se recolectan en promedio el 52% generados principalmente en las cabeceras municipales y en las comunidades de mayor tamaño cercanas a estas (SEMAHN, 2010).

En este sentido, el presente documento proporciona una revisión exhaustiva de la gestión y manejo de los RSU en el municipio de Las Margaritas, Chiapas, específicamente su Cabecera Municipal, evaluando su estado actual e identificando los principales problemas relacionados al manejo de los residuos. También se pretende fomentar en las autoridades competentes e investigadores, un trabajo en pro de la mejora del sistema actual a través de sugerencias y recomendaciones.

Descripción del área de estudio El municipio de las Margaritas, Chiapas, se ubica en la región socioeconómica denominada Meseta Comiteca Tojolabal, en las coordenadas geográficas 16° 19’ N y 91° 59’ W (Figura 1); es el segundo municipio más grande del estado con una extensión territorial de 3,014.36 km2. Su población al año 2010 fue de 111,484 habitantes, distribuidas en 393 localidades, donde solo la Cabecera Municipal y la localidad de Plan de Ayala son de tipo urbanas, pues habitan en ellas el 21.4% de la población total (PDM, 2012).

Como en muchas de las ciudades del país, en los últimos años la Cabecera Municipal de “Las Margaritas” ha sufrido un crecimiento en su población de manera notoria, lo que ha repercutido en la generación de RSU, ya que han crecido tanto el número de colonias, como el número de establecimientos comerciales y servicios.

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Figura 1. Área de estudio

En este sentido, es muy importante profundizar y generar información respecto al manejo de los RSU, pues los datos generados son un instrumento que les permite a las autoridades poder tomar decisiones, a la vez que pueden servir de base para diseñar obras o adquirir equipos necesarios para realizar las labores de manejo de estos residuos.

Metodología La metodología con la cual se desarrolló el presente trabajo se detalla en la Figura 2.  Recopilación de información: Esta fase consistió en la adquisición de información de tipo bibliográfico, acudiendo a las bases de datos de dependencias como la SEMARNAT, la SEMAHN, del Comité Estatal de Información Estadística y Geográfica de Chiapas (CEIEG), 302

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del Instituto Nacional de Estadística y Geografía (INEGI), y del H. Ayuntamiento municipal. Por otro lado, mediante visitas de campo y entrevistas con el personal que opera el sistema de manejo de residuos y a los usuarios del servicio, se obtuvo información más detallada sobre cada una de las fases de manejo de los RSU.  Estudios y análisis de la información: Esta parte del proceso consistió en la realización de diversos estudios que permitieron profundizar a mayor detalle sobre el manejo de los RSU en cada una de sus fases; entre los principales estudios realizados estuvieron el de generación y cuantificación de subproductos, en base a las normas NMX-AA-015-1985 (SECOFI, 1985a), NMX-AA-019-1985(SECOFI, 1985b), NMX-AA-022-1985(SECOFI, 1985c) y NMX-AA-061-1985(SECOFI, 1985d), así como el estudio de tiempos y movimientos sobre la etapa de recolección específicamente.  Elaboración de diagnóstico en materia de manejo de RSU: En esta última fase mediante los datos generados se procedió a elaborar los reportes y graficas necesarias para la interpretación adecuada de la información.

Recopilación de información 1

2    

Estudios y análisis de la información

Est. Generación per cápita Est. Cuantificación subproductos Est. Obtención pesos volumétricos Est. Tiempos y movimientos

   

Visitas de campo Entrevistas Reuniones de trabajo Datos estadísticos

Elaboración de diagnóstico en materia de manejo de RSU 3

 Generación  Barrido de calles y espacios públicos  Almacenamiento 

 Recolección  Transporte  Disposición final

Figura 2. Diagrama de flujo de la metodología empleada 303

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Resultados Derivado del proceso de levantamiento de información en campo y de su análisis, a continuación se presentan los resultados de la revisión en cada una de las fases del manejo de los RSU en el municipio de Las Margaritas, Chiapas, específicamente en la Cabecera Municipal.

Sistema de limpia de Las Margaritas El H. Ayuntamiento de Las Margaritas a través de la “Dirección de Obras Públicas Municipales (DOPM)”, es el encargado de llevar a cabo las labores de manejo de los RSU en las etapas de barrido, recolección, transporte y disposición final, para ello dispone de personal e infraestructura acorde a las capacidades económicas de dicho departamento.

Actualmente en la DOPM laboran 43 trabajadores distribuidos en distintas áreas de servicio (Tabla 1). Con esta infraestructura proporcionan prácticamente atención a la totalidad de la Cabecera Municipal, sin embargo, el grado de cobertura es bajo o nulo en las poblaciones cercanas; tal es el caso de las localidades rurales de Llano Redondo, Espíritu Santo, El Progreso, San José Las Palmas y Shoyoja, las cuales si bien es cierto reciben el servicio de recolección y disposición final, este es proporcionado cada 15 días, lo que ocasiona el reclamo en algunas ocasiones por parte de los usuarios del servicio, mismos que en el afán de deshacerse de sus residuos tienden a quemarlos o arrojarlos en barrancas y terrenos baldíos.

Tabla 1. Personal e infraestructura del servicio de limpia y recolección Actividad Cantidad Descripción de equipamiento Recolectores 10 Divididos en tres camiones (dos de 20 yd3 y uno de 12 yd3) Campaneros 2 Uno por cada camión de 20 yd3 Jardineros 11 Distribuidos en los parques y áreas verdes de la Cabecera Barrenderos 9 Ocho con carrito de barrido y uno específico para el parque central Responsables de aseo 2 Ubicados en la unidad deportiva Choferes 5 Uno en cada camión recolector y dos en las camionetas pickup Vigilantes 1 Ubicado en la unidad deportiva Veladores 2 Ubicados en el SDF en dos turnos Operadores 1 Operador de tractor en el SDF Total

43

Nota: los datos fueron obtenidos de la DOPM del H. Ayuntamiento de Las Margaritas

Generación y composición Para cualquier dependencia encargada del manejo de los RSU, conocer la cantidad que se genera es fundamental, ya que esto les permite estimar el equipamiento necesario a adquirir, además de diseñar las obras correspondientes. En este sentido, la Cabecera Municipal de Las Margaritas actualmente genera un aproximado de 15.30 Ton/día, de las cuales el 54% proviene 304

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de la generación de residuos en casa habitación. La Tabla 2 muestra la generación de residuos por tipo de fuente. Es importante comentar que la generación per cápita de 0.646 kg/hab-día mostrada en la tabla 2, se encuentra en el estándar reportado por la INECC (2012), pues para ciudades de poco más de 20 mil habitantes, indica que los 0.60 kg/hab-día son los generados en promedio.

Tabla 2. Generación de residuos por fuente generadora Fuente de generación Casa habitación Residuos de comercios y servicios públicos Total

Gen. per cápita 0.346 0.300

Cantidad (Ton/día) 8.26 7.04

0.646

15.30

Nota: las cifras de RSU están calculadas al año 2014 y fueron obtenidas mediante proyecciones realizadas con el método geométrico y una población para este mismo año de 23,690 habitantes.

Por otro lado, respecto a la composición de residuos que se obtuvo del estudio realizado, es de resaltar el bajo peso volumétrico obtenido (117 kg/m3), lo que indica que gran parte de los subproductos que componen a los RSU son materiales ligeros.

Figura 3. Subproductos y fracciones de los RSU

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La Figura 3 muestra que aunque los residuos alimenticios y de jardinería siguen dominando los porcentajes (sumando 39.27%), otro tipo de subproductos como los ya conocidos plásticos (13.94 % entre PET, PEAD, PEBD, PE) y diversos tipos de papeles (3.07%) siguen en aumento.

Destaca también que de la totalidad de los residuos, poco más del 40.4% puede ser considerado como tratable y el 28.8% como reciclable, sumando así casi un 70% que pudiera ser aprovechado de alguna manera para no enviarlos directos a disposición final y con ello alargar la vida del SDF. Barrido de calles y espacios públicos Wehenpohl y Hernández (2006) indican que el barrido de calles y espacios puede efectuarse a través de la modalidad mecánica siempre y cuando existan las condiciones para realizarse, de no ser el caso, el barrido manual debe de implementarse. Este último mecanismo de barrido es el realizado en la Cabecera Municipal de Las Margaritas, toda vez que no existe el tamaño de vías adecuadas ni la infraestructura idónea para realizar el mecánico.

Para efectuar el barrido manual la DOPM dispone de 9 barrenderos (con equipamiento necesario), los cuales son distribuidos en cuadrillas o brigadas que laboran de lunes a sábado en dos turnos, cubriendo los ocho barrios que conforman la ciudad, además del primer cuadro de la misma. El horario de labores en turnos matutinos es de 06:00 am a 02:00 pm y en vespertinos es de 02:00 a 08:00 pm.

Derivado del análisis pudo observarse que la DOPM no cuenta con un plano de rutas de barrido, lo que hace difícil calcular el kilometraje de vías atendidas, sin embargo, se estima que es alrededor de 9 km/cuneta-día, en donde se recolecta aproximadamente 1.00 tonelada de residuos, siendo los principales subproductos colectados el cartón, latas, vidrio y en mayor porcentaje PET. Además del barrido de la ciudad, los 11 jardineros quienes tienen a su cargo la poda de árboles y cuidado de plantas de los parques y jardines, barren y amontonan los residuos encontrados en estas áreas para luego ser transportados al SDF en una de las camionetas pickup de capacidad de ¾ de tonelada.

Recolección Una de las actividades de mayor importancia por lo que a costos y disponibilidad de infraestructura se refiere, así como por su contribución a la prevención de la dispersión de los residuos en el ambiente, es la recolección y transporte de los RSU (INECC, 2012).

Para esta actividad la DOPM dispone de un parque vehicular integrado por 3 camiones recolectores, dos de ellos de 20 yd3 y uno de 12 yd3. Con dicho parque vehicular se da atención 306

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a 9 rutas mal distribuidas en la Cabecera Municipal, y en determinadas ocasiones (cada 15 días) 5 localidades alternadamente reciben el servicio. La cobertura estimada de recolección a nivel cabecera es de 81.61%, sin embargo, a nivel municipal es tan solo de 21.48%.

Las cifras anteriores permiten apreciar que si bien es cierto la cobertura a nivel cabecera está muy cercano a lo reportado por el INECC (2012) para ciudades de 20 a 30 mil habitantes con 83.93%, no es el caso para la totalidad municipal, quedando sus cifras muy por debajo de los 85.95% citados por el mismo instituto.

Respecto a la frecuencia de recolección, esta es variable, siendo diaria para la zona centro y tres veces por semana para las zonas cercanas a parques y jardines de cada barrio, pudiendo ser los días lunes, miércoles y viernes o martes, jueves y sábados. En las orillas de la cabecera municipal el servicio es proporcionado una vez por semana.

Las cuadrillas de recolección están formadas por 6 personas (un chofer, un campanero y cuatro macheteros), que mediante el método de parada fija recolectan los residuos. El horario de labores es de 06:00 am a 03:00 pm dependiendo de la ruta de recolección y los tiempos de colecta, partiendo siempre del estacionamiento del camión e iniciando de acuerdo a la guía de lugares proporcionada por el chofer, pues no existen un programa de rutas fijas.

De lo observado en el estudio de tiempos y movimientos, es de considerar que las mayores pérdidas de tiempo se producen en la colecta de residuos a las afueras del mercado, ya que no existe un lugar de depósito temporal fijo, lo que ocasiona que los residuos sean acumulados en distintas partes, causando pérdidas de tiempo en el andar y parar del camión recolector.

Así mismo, se observó que los días en los que se recolecta mayor cantidad de residuos son los lunes y jueves de cada semana. Respecto al número de paradas, esquinas o puntos de toma, se identificaron 72 por cada camión, teniendo un tiempo de recolección en promedio de 3 minutos por parada, a excepción del ya mencionado sitio del mercado, en el cual se cuantificaron 15 minutos.

Transferencia y transporte Las Estaciones de Transferencia son instalaciones donde los RSU se transbordan desde los vehículos recolectores a otros vehículos con mayor capacidad de carga, con la finalidad de transportarlos hasta su lugar de disposición final o de tratamiento (Bovea et al., 2007; EPA, 2002). Suelen emplearse cuando los SDF se encuentran a más de 20 o 30 km respecto de la zona de generación, o bien cuando el tipo de vialidad es demasiado abrupta para los camiones, lo que trae consigo que se alarguen los tiempos de transporte. Sin embargo, en el contexto del estado de Chiapas no son muy usuales estas instalaciones. Se sabe que tanto la cabecera del 307

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estado “Tuxtla Gutiérrez” como “San Cristóbal de las Casas”, son las únicas entidades que cuentan con este tipo de infraestructura.

En este sentido, la cabecera municipal de Las Margaritas no es la excepción, pues los residuos son directamente llevados al SDF al término de su recolección con apoyo de los camiones recolectores. Usualmente se realizan dos viajes por camión al día, aunque depende de los tiempos de colecta y de las cantidades generadas diariamente. El tiempo de traslado hasta el SDF es de alrededor de 20 a 30 min, con velocidades promedio que pueden ir desde los 30 a 40 km/h con vehículo cargado.

Tratamiento y disposición final Para deshacerse de sus RSU, la Cabecera Municipal de Las Margaritas emplea un tiradero a cielo abierto de 3 hectáreas de superficie, cercado con postes y alambre de púas, con aproximadamente un 20% de área impactada; se ubica en el Ejido Ignacio Zaragoza perteneciente al municipio de Las Margaritas, aproximadamente a 12.4 km de la Cabecera, en las coordenadas Lat: 16° 38’ 52’’ y Long: 91° 38’ 13’’.

Laboran en este sitio dos veladores, uno por la mañana de 06:00 am a 05:00 pm y otro por la noche de 05:00 pm a 06:00 am, quienes recorren los poco más de 600 metros a la redonda para evitar que el ganado ingiera residuos. En el SDF se realizan fumigaciones tres veces por semana como medida de control ante la mosca.

En el sitio también se cuenta con equipo para cubrir los residuos diariamente, siendo un tractor Caterpillar tipo oruga modelo D6H, el cual opera un chofer que no cuenta con quipo de seguridad adecuado, ni con un botiquín para casos de emergencias.

Durante las visitas se logró identificar también, que desde hace cuatro años una familia de siete personas externas al servicio de limpia llamados “pepenadores”, llegan al SDF y no cuentan con equipo de protección sanitaria, laboran de lunes a sábado, buscando de entre los residuos aquellos que puedan tener un valor económico; segregan semanalmente un aproximado de 160 kg de plástico, 30 kg de latas, entre otros subproductos, los cuales venden a empresas privadas que llegan al SDF y pesan el material para remunerar a los pepenadores.

Respecto algún posible tratamiento de los residuos en la Cabecera Municipal de Las Margaritas, no existe ninguno planeado o sistematizado, sin embargo, algunas personas en el afán de deshacerse de la parte orgánica de los residuos, tienden a darlo como alimento para los animales o como abono para sus jardines. El flujo de manejo de los RSU puede verse en el gráfico de la Figura 4.

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GENERACIÓN DE RSU Casa habitación Vías y espacios públicos 23,690 habitantes 0.646 kg/hab-día 15.30 Ton/día.

TRATAMIENTO

BARRIDO

RECOLECCIÓN Una pequeña fracción de RSU orgánicos sirve de alimento para animales.

9 barrenderos 9 km/cuenta-día 1 Ton/día colectada No hay planificación de rutas.

3 camiones recolectores 81.61% de cobertura 12.48 Ton/día No hay planificación de rutas TRANSFERENCIA Y TRANSPORTE

No existe y no es necesaria una estación de transferencia.

12 a 15 Ton/día depositadas

DISPOSICIÓN FINAL

SDF no cumple con la NOM083-SEMARNAT-2003.

Figura 4. Elementos típicos del manejo de los RSU en el contexto de Las Margaritas Fuente: Adaptado de Zurbrügg (2003)

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Conclusiones Sin duda alguna los estudios de diagnóstico de manejo de RSU proporcionan herramientas base para la toma de decisiones en los municipios y localidades de nuestro país, pues las autoridades se pueden valer de ellas para diseñar obras, planes y programas, o adquirir equipamiento necesario en las labores de manejo de sus residuos.

El estado de Chiapas carece de infraestructura para el manejo adecuado de los RSU, muestra de ello es el escenario general del área de estudio. Cifras del diagnóstico realizado en la Cabecera Municipal de Las Margaritas, reveló que en la actualidad se generan poco más de 15 Ton/día de residuos, las cuales son manejadas con equipo y personal limitado, lo que origina coberturas de recolección y barrido deficientes, así como una inadecuada disposición final.

Un aspecto a destacar dentro de las cifras reportadas en el diagnóstico, es el alto porcentaje de materiales aprovechables, entre los que destacan los plásticos como el PET y el PEAD, además de la materia orgánica, los cuales suman casi un 70% y pueden ser enviados a tratamiento o reciclaje, y no directamente a disposición final, alargando con ello la vida útil del SDF que opera en el área de estudio.

Recomendaciones El H. Ayuntamiento debe impulsar estrategias enfocadas hacia la concientización, separación de residuos en la fuente, promoción al reciclaje o la reutilización de los materiales segregados, ya que mediante esto fomentará la cooperación de los usuarios y mejorará la imagen del municipio.

Cabe hacer mención que las citadas estrategias han sido reportadas en diversos estudios como los de Byström y Lönnstedt, (2000), Fuentes et al., (2000), González (2001) y Ojeda et al., (2000), en donde se destaca sobre todo el potencial que tienen en la reducción de las cantidades de RSU y por lo tanto en la mejora de la calidad de vida de los habitantes.

Desde un punto de vista técnico-económico, la DOPM quien es el organismo encargado del manejo de los RSU en la localidad, debe afianzar nexos con actores externos como los empresarios, la academia y las organizaciones de la sociedad civil, con la finalidad de colaborar junto a las autoridades en la gestión RSU y diseñar estrategias financieras, desarrollar investigación y tecnología apropiada, general información confiable, capacitar y profesionalizar al personal, además de crear y/o reforzar programas de educación ambiental.

Referencias Bovea, M., Powell, J., Gallardo, A., Capuz-Rizo, S. (2007) The role played by environmental factors in the integration of a transfer station in a municipal solid waste management system, Waste Management, 27(4), 545–553.

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Vol. 8, No. 3, 299 – 311 6 de diciembre de 2015

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

EFICIÊNCIA DA FLOCULAÇÃO EM CORTINAS INTEGRADA À FLOTAÇÃO POR AR DISSOLVIDO APLICADA AO TRATAMENTO DE AGUA DE LAVAGEM DE FILTROS

Karina Oliveira Chaves1 Manoel do Vale Sales2 *José Capelo Neto3

EFFICIENCY OF CURTAIN FLOCCULATION INTEGRATED WITH DISSOLVED AIR FLOTATION APPLIED TO WATER TREATMENT SLUDGE Recibido el 15 de octubre de 2014; Aceptado el 9 de septiembre de 2015

Abstract The idea of integrating hydraulic flocculation with Dissolved Air Flotation (DAF) into one unit had as fundamental hypothesis the simplicity of this type of flocculation, the reduction of the required volumes and the high efficiency and robustness provided by dissolved air flotation. A pilot Flocculation - Dissolved Air Flotation (FDAF) unit was built to treat filter backwash-sludge produced by a direct filtration water treatment plant. The new system required a low overall hydraulic detention time (22 min) and showed high efficiency with significant removal of colour (98.1%), total coliform (98.2%), suspended solids (87.1%), COD (92.5%), aluminium (88.5%) and turbidity (99.2%). The FDAF adjusted the effluent to Brazilian reuse standards and presented a high resilience to affluent quality variations. Thus, FDAF technique proved to be feasible for the treatment of filter backwash-sludge and for other types of wastewater containing low-density solids, reducing significantly the volume requirement as compared to conventional sedimentation or dissolved air flotation clarification processes.

Key Words: Curtin flocculation, dissolved air flotation, WTP sludge treatment.

1

Instituto Federal de Educação, Ciência e Tecnologia do Ceará, Brasil.

Companhia de Água e Esgoto do Ceará, Brasil.

3 Universidade Federal do Ceará - Departamento de Engenharia Hidráulica e Ambiental, Brasil.

2

*Autor corresponsal: Departamento de Engenharia Hidráulica e Ambiental, Seção Laboratorial de Qualidade de Água (SELAQUA), Bloco 720, Universidade Federal do Ceará. Av. Humberto Monte, s/n, CEP - 60451-970, Fortaleza – CE, Brasil.

Email: capelo@ufc.br

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Resumo A ideia de integrar em uma só unidade a floculação em cortinas com a flotação por ar dissolvido, teve como hipótese inicial a possibilidade da redução dos volumes necessários ao sistema de tratamento de lodo de ETA, mantendo a elevada eficiência da Flotação por Ar Dissolvido (FAD). Uma unidade piloto de floco-flotação por ar dissolvido (FFAD) foi construída para tratar água de lavagem dos filtros (ALF) oriunda de ETA por filtração direta. A ALF e a água clarificada via FFAD foram caracterizadas segundo a legislação de lançamento de efluentes em corpos hídricos e para reuso. Diversas condições operacionais foram testadas e os resultados demonstraram que o novo sistema apresenta um baixo tempo de detenção hidráulica (22 min.), elevada eficiência com redução significativa de cor (98.1%), turbidez (99.2%), coliformes totais (98.2%), sólidos suspensos (87.1%), alumínio (88.5%) e demanda química de oxigênio - DQO (92.5%). O efluente foi ajustando aos padrões de lançamento, além de elevada estabilidade frente às variações da qualidade do afluente.

Palavras chave: Floculação em cortinas, flotação por ar dissolvido, tratamento de lodo de ETA.

Introdução Os resíduos de estações de tratamento de água (ETA) ou lodos de ETA, são formados basicamente pelos sólidos suspensos presentes na água in natura associados aos produtos químicos adicionados durante o tratamento. É caracterizado como um fluido não newtoniano, volumoso e tixotrópico, apresentando-se em estado gel quando em repouso e relativamente líquido quando agitado (Silva Júnior e Isaac, 2002). São oriundos das descargas dos decantadores e/ou da água de lavagem dos filtros, a depender da tecnologia de tratamento adotada na estação de tratamento (Di Bernardo e Dantas, 2005).

A água de lavagem dos filtros apresenta baixa concentração de sólidos, sendo constituída por flocos na forma de hidróxidos metálicos, que são normalmente leves e com baixa velocidade de sedimentação. Esses flocos são formados através da ligação entre as partículas contidas na água e os agentes coagulantes e floculantes. Estes produtos químicos contendo cátions com maiores valências são capazes de melhorar o desempenho das etapas de coagulação e floculação no tratamento de água (Bourgeois et al., 2004).

Um dos principais fatores no gerenciamento dos processos de tratamento de resíduos gerados em ETAs é a quantidade de água presente. Esta água torna o resíduo volumoso e gelatinoso, dificultando o seu desaguamento. Assim, faz-se necessária uma etapa para redução do volume, o adensamento, seja por gravidade ou flotação. O destino final dos resíduos é uma das tarefas mais difíceis nas ETAs, pois envolve elevados custos de manuseio, de transporte e várias restrições ambientais (Januário e Ferreira Filho, 2007). Dessa forma, configura-se em mais um desafio a ser enfrentado pelas companhias de saneamento, que tem recebido uma maior atenção no Brasil nos últimos anos.

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O tratamento dos resíduos de ETA depende da qualidade da água in natura, pois quando nesta há sólidos com densidade elevada, o processo de sedimentação é favorecido. Caso contrário, quando os sólidos apresentam-se com baixa densidade (algas, por exemplo) a flotação por ar dissolvido (FAD) torna-se a técnica mais indicada (Bourgeois et al., 2004).

A FAD é projetada para separação de sólido-líquido ou líquido-líquido quando se deseja remover partículas, geralmente encontrada como emulsões muito finas, sólidos em suspensão, microrganismos ou dispersão coloidal (Rosa e Rubio, 2005). Essa técnica oferece vantagens sobre os processos de sedimentação, filtração, precipitação e adsorção por melhorar a qualidade da água clarificada, rápida inicialização do processo, alta taxa de operação, formação de lodo adensado, baixo tempo de residência, melhor taxa de agregação de sólidos, baixas sensibilidades à variação da vazão afluente, além de requerer menores áreas para instalação e maior flexibilidade na alteração dos parâmetros operacionais (Arnold et al., 1995; Férris et al., 2001).

Desta forma, diferentes autores propõem a FAD para o tratamento destes resíduos, por apresentar vantagens técnicas e econômicas (Rubio et al., 2002; Tessele et al., 2005).

Diversas configurações de sistemas de flotação têm sido desenvolvidas (Rubio et al., 2002).

Contudo, para tratamento de água, a unidade de floculação, com tempo de detenção hidráulicaTDH entre 20 e 30 minutos, encontra-se geralmente antecedendo (em linha) a etapa da flotação, com TDH entre 15 e 20 minutos (Kawamura, 2000), tornando elevado o TDH de todo o processo de clarificação.

Assim, com o objetivo de reduzir o TDH global mantendo-se a qualidade obtida no processo de FAD, este trabalho tem como hipótese a possibilidade de incorporar a floculação em cortinas (placas verticais com orifícios) na mesma unidade onde a FAD se processa, promovendo a formação do floco com a agregação das microbolhas de forma concomitante. Com isto, esperase reduzir o tempo de detenção do processo e consequentemente minimizar os custos de implantação das estações de tratamento de rejeitos gerados - ETRG, tornando o atendimento às exigências ambientais economicamente viáveis.

Este trabalho tem como objetivos, investigar as diferentes condições operacionais de um novo sistema de tratamento que agrega em uma só as unidades de floculação e FDA, de forma a subsidiar futuros projetos em escala piloto e real e confrontar sua eficiência no tratamento do lodo de ETA frente às exigências legais estadual e federal.

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Metodologia Construção da Unidade Piloto de Floco-Flotação por Ar Dissolvido (FFAD) A unidade piloto de FFAD (Figura 1) foi construída em acrílico transparente, de forma a facilitar a visualização do processo, e adjacente a uma estação de tratamento de água por filtração direta que utiliza água de manancial superficial. A água de lavagem do filtro (ALF) foi coletada através de bomba submersa e em seguida armazenada por curto período de tempo (máximo de 3 horas) em contêineres agitados com capacidade total de 3m3 e a partir daí, encaminhada por gravidade ao equipamento FFAD. A vazão foi controlada por válvula do tipo gaveta com auxílio de rotâmetro. A cada início dos experimentos, coletava-se a ALF proveniente de um mesmo filtro com carreira de filtração média de 6 horas.

Figura 1. Ilustração esquemática da unidade piloto de Floco- Flotação por Ar Dissolvido (FFAD)

Para a construção do equipamento, foram utilizados os parâmetros de projeto apresentados na Tabela 1. A taxa de recirculação (TR) corresponde à razão entre a vazão de água saturada com ar dissolvido e a vazão afluente ao equipamento, enquanto que a Taxa de Aplicação Superficial (TAS) foi definida pela na soma das duas vazões (afluente e de recirculação) dividida pela área útil do equipamento.

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Tabela 1. Parâmetros e dados de projeto utilizados para construção do FFDA PARÂMETROS DE PROJETO E OPERAÇÃO Taxa de aplicação superficial 54.4 Gradientes de velocidade (1º, 2º e 3º cortinas) 19.3 / 12.4 / 5.6 Tempo de Detenção Hidráulico 22 Diâmetro dos orifícios da 1º câmara 8 Diâmetro dos orifícios da 2º câmara 10 Diâmetro dos orifícios da 3º câmara 15 Distância entre as cortinas 0.5 Distância entre os orifícios 0.2 Número de orifícios na horizontal 2 Número de orifícios na vertical 5 Velocidade Longitudinal 9

m3m-2dia-1 s-1 min. mm mm mm m mm cm s-1

O equipamento FFDA agrega em um mesmo tanque o floculador de cortina e a área disponível para flotação de sólidos. Tem formato retangular, com altura útil de 0.75m, comprimento de 1.94m e largura de 0.25m (Figura 2). Utilizaram-se placas verticais perfuradas para delimitar as três câmaras de flotação, onde ocorre a introdução da água saturada com ar dissolvido.

Figura 2. Ilustração do equipamento FFAD e das cortinas responsáveis pela floculação 316

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A diminuição do gradiente de velocidade médio ao longo da unidade de floculação em escoamento contínuo tem sido amplamente utilizada em projetos de estações de tratamento de água já que apresenta um potencial do aumento da eficiência de clarificação (Di Bernardo et al., 2005). Assim, as placas do floculador de cortina foram dimensionadas para proporcionar gradientes hidráulicos gradualmente decrescentes nas três câmaras ao longo do percurso longitudinal da água.

Vários conjuntos de gradientes de velocidade (Gr) foram testados em jar-test, sendo os utilizados os que resultaram em melhor eficiência (dados não apresentados). A formulação matemática para o dimensionamento dos Gr das placas perfuradas foi baseada na metodologia estabelecida para o projeto de cortinas de distribuição de água floculada em decantadores (Di Bernardo e Giorgetti, 1980). Os equipamentos acessórios utilizados foram: bombas dosadoras para aplicação de polímero, câmara de saturação de alta pressão, sistema de ar comprimido, bomba centrífuga multiestágio de alta pressão e dois rotâmetros, um para a ALF e outro para a água saturada.

O equipamento FFDA foi compartimentalizado em cinco câmaras. A primeira denomina-se câmara de mistura, sendo utilizada para a introdução da ALF juntamente com a dosagem de polímero. A agitação da tubulação de entrada (Gr=800 s-1) foi aproveitada para promover a mistura do polímero. A injeção de água saturada com ar dissolvido ocorreu na parte inferior das 3 câmaras seguintes, denominadas de câmaras de flotação. A última placa, uma divisória em acrílico não perfurada, delimitou a última câmara, câmara de captação, utilizada para a coleta de água clarificada (AC).

O sistema de recirculação de água saturada contendo ar dissolvido foi constituído basicamente por um vaso de PVC, reforçado com fibra de vidro, que recebe água clarificada e ar sob pressão de um conjunto motor-bomba e de um compressor, respectivamente. Três válvulas em aço inox do tipo agulha foram responsáveis pela despressurização e injeção da água saturada com ar atmosférico nas câmaras de flotação do equipamento. A pressão na câmara de saturação, com uma eficiência projetada de f=0.8, foi mantida em 5 Kgf.cm-2 e temperatura média de 27 ºC. Testes em Bancada Inicialmente, foram realizados ensaios de floculação em jar-test para verificar a eficiência da aplicação de polímero catiônico (FO4350, Floerger) como auxiliar de floculação. O jar-test é uma ferramenta viável e simples para identificação da eficiência da floculação de água e efluentes (Monteggia e Tessele, 2001), podendo seus resultados serem aplicados de forma confiável tanto na clarificação por sedimentação quanto por flotação. Não houve a necessidade do emprego de agentes coagulantes já que os sólidos da água de lavagem dos filtros encontravam-se desestabilizados. Este trabalho não teve como objetivo a verificação da eficiência de diferentes auxiliares de coagulação nem da observação do efeito do tamanho da bolha e portanto, as estas 317

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duas variáveis foram mantidas constantes. Para os ensaios de tratabilidade, foram utilizados os seguintes parâmetros: (a) Dosagem de polímero (mg.L-1): 0; 0.5; 1; 1.5; 2 e 3; (b) Tempo de mistura rápida: 10 s; (c) Tempo de floculação: 20 minutos; (d) Velocidade de sedimentação: 3.5 cm.m-1; (e) Gradiente de velocidade na mistura rápida: 800 s-1; (f) Gradiente de velocidade na mistura lenta: 20 s-1.

Testes na Unidade Piloto Utilizando um conjunto de gradientes de velocidade (Gr) decrescente e a melhor dosagem de polímero encontrado no ensaio de floculação, buscou-se avaliar a taxa de recirculação da água saturada (TR = 10, 15, 20 e 30%) que proporcionasse o menor valor de turbidez remanescente na água clarificada (AC). Após definida a taxa de recirculação, ensaios em triplicata foram realizados utilizando os parâmetros ótimos a fim de verificar a adequação da AC aos padrões de lançamento de efluentes de tratamento (Portaria nº 154/02 da Superintendência Estadual do Meio Ambiente - SEMACE e as resoluções nº 430/11 e 357/05 do Conselho Nacional do Meio Ambiente – CONAMA) e a eficiência do equipamento na remoção de outros parâmetros.

Parâmetros avaliados para caracterização da água de lavagem do filtro e da água clarificada A água de lavagem do filtro e a água clarificada via FFAD foram caracterizadas segundo os principais parâmetros físico-químicos e bacteriológicos de acordo com o Standard Methods (APHA, 2005): sólidos totais e suspensos, demanda química de oxigênio (DQO), alumínio, amônia, coliformes totais, turbidez e cor aparente. Através destes resultados, calculou-se a eficiência de remoção bem como o atendimento aos aspectos legais quanto ao lançamento da ALF e da água clarificada em corpos hídricos, conforme legislações citadas.

Resultados e discussões Resultados dos Testes em Bancada.

Nesta etapa, a ALF apresentou turbidez média de 235.5 uT e cor aparente de 350 uH. Não foi necessário o ajuste de pH, já que o mesmo encontrava-se dentro da faixa de atuação do auxiliar de floculação, em média igual a 7.8. Os ensaios indicaram a necessidade da utilização de polímero, já que sem o mesmo, a remoção de turbidez foi de somente 76%. Quando aplicada dosagem de polímero igual a 0.5 mg.L-1, observou-se significativa eficiência na remoção de turbidez (98%), enquanto que com dosagens superiores a 1 mg.L-1 (eficiência 99%) não houve incremento significativo (Tabela 2). 1.0 mg.L-1 foi considerada a melhor dosagem, já que obteve-se elevada eficiência tanto na remoção de turbidez como de cor aparente.

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Freitas et al. (2010) encontraram semelhante dosagem ótima de polímero para a clarificação por sedimentação da água de lavagem dos filtros da ETA da Universidade Federal de Viçosa, com turbidez média de 58.4 uT. Contudo, pesquisas de Scalize e Di Bernardo (1998) para clarificação por sedimentação de ALF (turbidez 154 uT), apresentaram melhores resultados de turbidez remanescente (10.1 uT) quando aplicada dosagem de polímero aniônico de 4.2 mg.L-1.

Tabela 2. Resultados do ensaio de floculação da ALF frente à variação na dosagem do polímero Dosagem de polímero (mg/L) 0 0.5 1 2 3 Turbidez (uT) 56.2 2.5 1.1 0.9 0.9 Cor Aparente (uH) 250 25 17.5 17.5 15 pH 7.7 7.8 7.8 7.8 7.8 Remoção de turbidez (%) 76.1 98.9 99.5 99.6 99.6 Remoção de cor (%) 28.5 92.8 95 95 95.7

4 0.9 15 7.8 99.6 95.7

Testes com a unidade piloto de FFAD Influência da taxa de recirculação (TR) As TR de 10, 15, 20 e 30% da vazão afluente foram avaliadas adotando uma TAS de 54.4 m3.m-2.d1 e dosagem de polímero de 1 mg.L-1. Os valores de turbidez da ALF e da AC obtidos nestas condições de teste são apresentados na Figura 3. A partir desta, observa-se que a ALF não apresentou valores de turbidez constantes durante as corridas experimentais. Conforme Campos e Reali (1985), é difícil analisar o desempenho de um sistema de tratamento quando este recebe um efluente que sofre variações de qualidade em pequenos intervalos de tempos ou a cada ensaio. Pode-se dizer que essa dificuldade torna-se ainda mais elevada quando se avalia a água residual oriunda da lavagem do filtro.

Em relação à turbidez da AC, verifica-se que os valores mais altos foram obtidos quando aplicada TR = 10%. Nesta TR, foi observado o arraste de flocos para a câmara de coleta de AC, sendo esta a razão para os maiores valores de turbidez remanescente. Acredita-se que este fato esteja vinculado à baixa disponibilidade de microbolhas de ar geradas devido à menor taxa de recirculação e indicando uma flotação parcial do material suspenso. Importante ressaltar que o pico de turbidez na AC correspondente ao minuto 120 do ensaio com TR = 10%, ocorreu devido a uma falha pontual no sistema de dosagem de polímero. Após a reparação desta falha, a eficiência do sistema foi restabelecida conforme observado nos minutos posteriores. A turbidez média da AC para a TR = 10% foi igual a 3 uT.

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TR 10%

200

TR 15%

TR 20%

TR 30%

180 160 140 120 100

Turbidez (uT)

80 60 40 7,5 7,0 6,5 6,0 5,5 5,0 4,5 4,0 3,5 3,0 2,5 2,0 1,5 1,0 0,5 0,0 0

20

40

60

80

100 120 140 160 1800

Tempo decorrido (minutos)

20

40

60

80

100 120 140 160 1800

20

40

Tempo decorrido (minutos) Água de lavagem do filtro

60

80

100 120 140 160 1800

Tempo decorrido (minutos)

20

40

60

80

100 120 140 160 180

Tempo decorrido (minutos)

Água clarificada

Figura 3. Turbidez da ALF e da água clarificada via FFAD frente diferentes taxas de recirculação

Quando aplicado TR = 15%, obteve-se turbidez média na AC de 1.5 uT e não houve nuances significativas nos resultados como no ensaio com TR = 10%. Resultados similares foram obtidos quando analisados os valores de turbidez na AC quando aplicada TR = 20%. Para esta taxa, a turbidez média encontrada foi também de 1.5 uT. Por último, ao aplicar TR = 30% obteve-se turbidez média na AC de 1.8 uT. Em suma, o aumento da TR de 10% para 15% ocasionou uma diminuição significativa de 47% na turbidez da AC. Ao elevar a razão de reciclo de 15% para 20% a melhora não foi significativa. Por último, quando evelada a TR de 20% para 30%, foi observada uma elevação da turbidez correspondente a 18%. Acredita-se que este aumento na turbidez esteja vinculado à agitação excessiva no sistema devido ao aumento da vazão, o suficiente para ocasionar a ruptura e posterior arraste dos flocos. Estes resultados indicam que a inserção de bolhas podem intensificar o gradiente de velocidade da floculação além do imposto pelas cortinas. Os melhores resultados obtidos tanto com relação à turbidez remanescente média quanto à variabilidade da turbidez em torno da média (Figura 4), correspondem as TRs de 15 e 20%. Dessa forma, a TR de 15% foi adotada para os ensaios seguintes já que apresentou maior eficiência com um menor requerimento de vazão.

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(uT)

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Figura 4. Turbidez remanescente em função da variação das taxas de recirculação

A escolha da TR de 15% está de acordo com Filho e Brandão (2000), que afirmam serem necessárias taxas de recirculação na faixa de 10% a 20% para garantir a dosagem adequada de ar.

As eficiências e TR desta pesquisa corroboram também com os resultados obtidos por Marques et al. (1999) para o tratamento de ALF. Reali et al. (2003) ao tratarem água com turbidez de 200 uT via FAD, conseguiram elevada eficiência em remoção de turbidez (97%) quando aplicada taxa de recirculação de apenas 10%, contudo, a turbidez remanescente da água clarificada foi elevada (5.5 uT). Silva e Delazari (2004) avaliando o tratamento da água de lavagem da ETA do Serviço Autônomo de Água e Esgoto (SAAE) de Mogi Mirim, São Paulo, alcançaram eficiência de remoção de turbidez de 99.3% por FAD seguida de filtração, utilizando TR de 12%.

Reali (1999) desenvolveu experimentos de flotação em escala de bancada e em batelada para espessamento de lodo proveniente da descarga de decantadores de duas ETAs, uma utilizando como coagulantes sulfato de alumínio e outra, cloreto férrico. No caso da primeira ETA, o autor atingiu uma velocidade de clarificação de até 19 cm.min-1 (TAS=270 m3.m-2.d-1) enquanto no segundo caso a velocidade de clarificação foi de até 18 cm.min-1 (TAS=259 m3.m-2.d-1). Vale ressaltar que, além deste experimento ter sido realizado em escala de bancada e em batelada, o lodo dos decantadores considerados por Reali (1999) tinha uma concentração de SST de aproximadamente 0.6%, enquanto o lodo apreciado neste trabalho teve uma concentração de SST muito menor (<0.04%).

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Os resultados obtidos com um flotador de bancada tratando lodos biológicos da ETE - Barueri mostrou que o procedimento experimental foi adequado quando operado com TAS de 60 m3.m2 -1 .d (Goncalves e Aguiar, 2012). Aisse et al. (2001) desenvolveram vários estudos referentes à flotação de efluentes anaeróbios, em escala de laboratório. Amostras coletadas com TAS de 70 m3.m-2.d-1, TR de 20% e pressão de saturação de 450 kPa (22ºC) apresentaram boa eficiência de tratamento.

Comparando-se somente a taxa de aplicação superficial da FFAD (54 m3.m-2.d-1) com as propostas na literatura (Tabela 3), não se verifica uma vantagem competitiva. Entretanto, levando-se em consideração que o equipamento funde duas unidades em uma só, floculador hidráulico (com TDH entre 20 e 30 min) e câmara de flotação (com TDH entre 15 e 20 min), observa-se uma diminuição significativa do TDH total envolvido quando se compara o tratamento via FAD convencional (<35 min) ao tratamento via FFAD (22 min). Essa diminuição de aproximadamente 37% no TDH reduz proporcionalmente o volume do sistema de clarificação e, conseqüentemente, os custos de implantação da ETA. Com relação aos custos de operação do novo processo FFAD, pode-se afirmar que são inferiores aos da FAD convencional, haja visto que apesar das dosagens de coagulante e a TR serem praticamente iguais ao do processo convencional, a floculação na FFAD se dá por meios hidráulicos, diminuindo os custos com equipamentos eletromecânicos.

Segundo Haarhoff (2008), os custos de capital do FDA são geralmente mais baixos que a sedimentação. Em contrapartida, apresentam maiores custos operacionais. Infelizmente, custos operacionais de sistemas de tratamento via sedimentação e FAD convencionais não estão disponíveis na literatura, fazendo a tarefa de comparação com os custos do novo sistema FFAD impraticável.

Tabela 3. Processos de tratamento de água e lodo considerando taxas de aplicação superficial e tempos de detenção hidráulica Tempo de detenção Processo Matriz Fonte hidráulica (min.)

AWWA (2012); Floculação 20 - 30 Água Kawamura (2000) Decantador de alta taxa (h=4.5m) 57 - 175 m3.m-2.d-1 100-33 Água AWWA (2012) Flotação por ar dissolvido (h=3.5m) 240 - 288 m3.m-2.d-1 21 - 18 Água AWWA (2012) 100 - 300 m3.m-2.d-1 50 - 17 Água Di Bernardo (1993) 140 - 215 m3.m-2.d-1 36 - 23 Água Reali (1991) 235 – 320 m3.m-2.d-1 20 - 15 Água Kawamura (2000) Lodo de ETA 270 m3.m-2.d-1 19 Reali (1999) (decantador) Goncalves e Aguiar 60 m3.m-2.d-1 96 Lodo de ETE (2012) 322

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No que tange á qualidade, Teixeira e Rosa (2006, 2007) realizaram experimentos para remoção de Microcystis aeruginosa em águas naturais via coagulação / floculação / FDA comparando a água clarificada à tratada via coagulação / floculação / sedimentação. Os autores demonstraram que a eficiência de flotação foi superior a 92%, mostrando ser mais eficiente que a sedimentação.

Reali et al. (2004) identificaram que a FDA foi bem mais eficaz na remoção simultânea de ferro e manganês que o processo de sedimentação. Para Haarhoff (2008), a FDA é um método de clarificação mais eficaz que a sedimentação, principalmente para o tratamento de águas que contêm altas concentrações de fitoplancton. Além disso, necessita de uma área muito menor que a maioria dos outros métodos de clarificação e, portanto, é indicada para compor sistemas compactos de tratamento.

Caracterização da ALF e da AC e eficiência do tratamento por FFAD Após definida a melhor TR = 15%, foram realizados ensaios em triplicata com o FFAD utilizando dosagem do polímero a 1 mg.L-1. Os resultados da caracterização da ALF e da AC estão apresentados na Tabela 4, bem como a eficiência de remoção para cada parâmetro. Os padrões de lançamento de efluentes em corpos hídricos estipulados pela Portaria nº 154/02 da Secretaria Estadual do Meio Ambiente - SEMACE e as resoluções nº 430/11 e 357/05 do CONAMA, também são apresentados na Tabela 4. A partir desta, observa-se que para a ALF, somente os parâmetros amônia, fluoreto, pH, sólidos dissolvidos atendem as referidas legislações. Enquanto os parâmetros: alumínio, cor, DQO, sólidos suspensos, sólidos sedimentáveis e turbidez, superam o valor máximo permitido para o lançamento em corpos d’água, requerendo, portanto, tratamento para que seja lançada em consonância com os dispositivos legais.

O tratamento da ALF via FFAD evidenciou elevada eficiência, especialmente para a remoção de sólidos suspensos (87.1%), coliformes totais (98.2%), turbidez (99.2%), DQO (92.5%), cor (98.1%) e alumínio (88.5%). Estes resultados demonstram a elevada capacidade de tratamento da ALF da ETA em estudo. Somente os parâmetros sólidos dissolvidos e fluoreto apresentaram baixa eficiência (< 6%), haja vista que os mesmos encontram-se, em grande parte, solubilizados. Desta forma, observa-se que a AC atendeu integralmente aos padrões de lançamento estipulados pelo CONAMA e SEMACE quanto aos parâmetros analisados.

Uma reflexão pertinente nesta fase do trabalho é a questão do "up-scaling" da unidade de FFAD. McEwen (1998) afirma que para unidades de floculação existe um problema de "up-scaling" da escala piloto para a escala real já que os gradientes de velocidade ótimos em escala piloto são geralmente maiores que os encontrados em unidades reais. McEwen (1998) afirma ainda que as bacias de clarificação em escala piloto de fluxo horizontal, como é o caso do FFAD, apresentam remoção relativa de turbidez mais fidedigna à escala real que valores absolutos e propõe que taxa de aplicação superficial e tempo de detenção hidráulico podem ser usados como critérios de 323

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projeto. Assim, acredita-se que antes da difusão ampla da tecnologia, faz-se necessário o desenvolvimento de estudos mais aprofundados sobre a hidráulica do equipamento em escala real.

Tabela 4. Valores dos parâmetros físico-químicos e bacteriológicos da ALF e da AC e padrões de lançamento da SEMACE nº 154 e CONAMA nº 430 / nº 357 PADRÕES FÍSICO-QUÍMICOS E BACTERIOLÓGICOS Legislação CONAMA nº 430 / nº 357 SEMACE nº 154 Legislação CONAMA nº 430 / nº 357 SEMACE nº 154

pH

Alumínio mg.L-1

Amônia mg L-1

DQO mg O2.L-1

Cor uH

Fluoreto mg.L-1

5.0 – 9.0

0.1

20

-

75

10

5.0 – 9.0 Sólidos Sedim. mg.L-1

Sólidos Dissolvidos mg.L-1

20* Sólidos Suspensos mg.L-1

200 Coliformes Totais NMP.100 mL-1

E. coli NMP.100 mL-1

10

Até 1

500

-

-

1000

100

Até 1

-

-

5000

-

100 RESULTADOS EXPERIMENTAIS

AC Média

Atendimento ao CONAMA/ SEMACE

Eficiência (%)

/-

0.04

/ -

88.5

0.22

/

0.09

 /

59.9

Parâmetros

Unidade

ALF Média

Alumínio

mg.L-1

0.35

Amônia

-1

mg.L

-1

Atendimento ao CONAMA/ SEMACE

Turbidez UNT

Coliformes Totais

NMP.100 mL

36913

-/-

628.1

-/-

98.2

Cor

uH

677.6

/-

12.8

/-

98.1

410.3

-/

30.8

-/

92.5

DQO

-1

mg O2.L

Fluoreto

mg.L

0.64

/

0.61

/ 

5.0

pH

-

7.4

/

7.4

/ 

0

mg.L

650

-/-

339.6

-/-

47.7

mg.L-1

33.66

/

<1.0

/ 

100

mg.L-1

346.6

-/

44.7

-/

87.1

Sólidos Totais Sólidos Sedimentáveis Sólidos Suspensos

-1

-1

Sólidos Dissolvidos

mg.L

303

/-

303

/-

0

Turbidez

UNT

263

/-

2.1

/-

99.2

-1

Nota:* Valor alterado pela Portaria nº 111/2011 da SEMACE, em 05 de abril de 2011. : Atendimento à legislação; : Não atendimento à legislação; - : Não contemplado na legislação.

324

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Conclusões O equipamento designado Floco-Flotador por Ar Dissolvido (FFAD), que agrega em um único vaso os processos de floculação em cortinas e flotação por ar dissolvido, proporcionou elevada eficiência na remoção de sólidos suspensos (87.1%), coliformes totais (98.2%), turbidez (99.2%), DQO (92.5%), cor (98.1%) e alumínio (88.5%). Estes resultados foram conseguidos através das seguintes condições operacionais: dosagem de polímero catiônico de 1 mg.L-1, taxa de recirculação de 15%, taxa de aplicação superficial de 54.4 m3m-2d-1, baixos gradientes de velocidade (19.3 s-1, 12.4 s-1 e 5.6 s-1) e principalmente, um baixo tempo de detenção hidráulica de 22 minutos quando comparado aos processos convencionais de FAD com um TDH <35 minutos. O sistema apresentou também uma elevada robustez, isto é, uma estabilidade na qualidade do efluente mesmo com variações significativas da qualidade do afluente. Dessa forma, a técnica FFAD demonstrou ser viável para o tratamento da água de lavagem dos filtros da ETA, além de ser uma tecnologia promissora para tratamento de água e de outros efluentes líquidos contendo sólidos de baixa densidade, podendo representar uma diminuição significativa dos volumes necessários os processos de flotação por ar dissolvido e sedimentação convencional. Os gradientes de velocidade para floculação ótimos utilizados nas placas perfuradas estão abaixo dos propostos na literatura, podendo indicar que existe um contribuição de mistura adicional impressa pela adição do ar dissolvido.

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Vol. 8, No. 3, 328 – 343 6 de diciembre de 2015

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

DEGRADAÇÃO DE ÍNDIGO CARMIM EM REATOR EM BATELADAS SEQUENCIAIS COM ASPERGILLUS NIGER AN 400 NO TRATAMENTO DE ÁGUA RESIDUÁRIA TÊXTIL IN NATURA

*Andreza Dnarla Oliveira Santos1 Alana Mayara Ximenes de Souza1 Igor do Nascimento Barreto1 Carlos Ronald Pessoa Wanderle2 Glória Marinho3 Kelly Rodrigues3

INDIGO CARMINE DEGRADATION IN SEQUENCING BATCH REACTOR WITH ASPERGILLUS NIGER AN 400 IN THE TREATMENT OF IN NATURA WASTEWATER Recibido el 27 de noviembre de 2014; Aceptado el 2 de octubre de 2015

Abstract The textile industry is an important industrial sector. However, it produces large amounts of wastewater containing high concentration of mutagenic and carcinogenic dyes that need to be removed prior to final disposition there of on the environment. In this research, Aspergillus niger AN 400 was immobilized in aerobic reactor operated in sequencing batch by adding glucose as cossubstrate for treatment of textile industry wastewater diluted, containing Indigo Carmine (17 mg / L) and concentration of dissolved organic matter in 3492 mg COD / L. The average stain removal was 97% at a wavelength of the chromophore of which only 6% occurred by adsorption of the dye on the material support; 57% average removal of dissolved organic matter; 82.5% ammonia nitrogen and 80% nitrate, resulting in the average concentration in the final effluent of 14.12 mg /L and 0.23 mg / L, respectively. The system was capable of good removal of nitrogen and Indigo Carmine, further optimization of its operation is necessary in order to increase the efficiency of removal of organic matter especially the by-products formed from degradation of the dye.

Keywords: Indigo carmine, fungal degradation, sequencing batch reactor.

1

Instituto Federal do Ceará (IFCE), Campus Fortaleza, Brasil.

Instituto Federal de Educação, Ciência e Tecnologia do Ceará (IFCE), Campus Maracanaú, Brasil.

3 Programa de Pós-graduação em Gestão e Tecnologia Ambiental (PPGTA-IFCE), Campus Fortaleza; Brasil.

2

*Autor corresponsal: Laboratório de Tecnologia Ambiental – LATAM, Instituto Federal do Ceará – IFCE. Av. Treze de Maio, 2081, Benfica, campus Fortaleza. Fortaleza, Ceará, Brasil. Email: kellyarpessoa@gmail.com

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Resumo A indústria têxtil é importante segmento industrial. Contudo, produz grande quantidade de efluentes contendo concentração elevada de corantes mutagênicos e cancerígenos que necessitam ser removidos antes do descarte final destes no ambiente. Nesta pesquisa, Aspergillus niger AN 400 foi imobilizado em reator aeróbio operado em bateladas sequenciais, adicionando-se glicose como cossubstrato, para tratamento de efluente de indústria têxtil diluído, contendo Índigo Carmim (17 mg/L) e concentração de matéria orgânica dissolvida de 3492 mg DQO/L. A remoção média de corante foi de 97%, no comprimento de onda do cromóforo, dos quais apenas 6% ocorreu pela adsorção do corante no material suporte; 57% de remoção média de matéria orgânica dissolvida; 82.5% de nitrogênio amoniacal e 80% de nitrato, o que resultou em concentração a média no efluente final de 14.12 mg/L e 0.23mg/L, respectivamente. O sistema foi capaz de boa remoção de Índigo Carmim e nitrogênio, sendo necessário maior otimização de sua operação a fim de aumentar a eficiência de remoção de matéria orgânica e de corante, especialmente de subprodutos da degradação do corante.

Palavras-chave: bateladas sequenciais, Índigo carmim, remediação fúngica.

Introdução As indústrias têxteis estão entre os segmentos industriais que geram grandes quantidades de efluentes que contêm substâncias potencialmente perigosas para a saúde ambiental, como compostos aromáticos, requerendo tratamento antes de seu lançamento em meio ambiente (Karam et al., 1997).

Nos últimos anos, a legislação brasileira tornou-se mais restritiva quanto ao tratamento de efluentes lançados em corpos aquáticos. Segundo a Resolução nº 430 do Conselho Nacional do Meio Ambiente (CONAMA) do ano de 2011, os efluentes de qualquer fonte poluidora somente poderão ser lançados, direta ou indiretamente, nos corpos de água, após o devido tratamento e desde que obedeçam às condições, aos padrões e às exigências propostas.

O tratamento dos efluentes de indústria têxtil é bastante complexo, conforme Mantzavinos e Psillakis (2004), pois estes efluentes são caracterizados por concentração de corante, matéria orgânica e salinidade elevadas, alta temperatura e pH variável.

A presença de corante em corpos hídricos afeta não só esteticamente como também altera a transparência da água, a taxa fotossintética e a solubilidade dos gases, como o oxigênio, o que pode exercer efeito danoso sobre a fauna e a flora aquática. Segundo Yang et al., (2009), em tratamentos biológicos convencionais, como lodos ativados e sistemas de biofilmes, com predominância da população de bactérias, tem ocorrido eficiências baixas quanto à mineralização do corante.

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Em águas residuárias, o corante pode ainda ser removido por via química e métodos físicos, incluindo a absorção, a coagulação-floculação, oxidação e de métodos electroquímicos, contudo estes métodos apresentam pouca viabilidade diante dos altos custos envolvidos (Khelifi et al.,2009), o que torna crescente a busca por tecnologias menos onerosa e ambientalmente compatíveis (Singh et al., 2014), como a micorremediação, processo biotecnológico no qual se utiliza do metabolismo de fungos para eliminação de poluentes recalcitrantes, com o objetivo com o reduzir sua concentração a níveis aceitáveis.

Além disso, os fungos apresentam naturalmente uma série de características de que os tornam atraentes para a biodegradação, como a capacidade de crescer sob situação de estresse, sendo este crescimento induzido quimioestaticamente em direção à fonte de carbono orgânico por meio do alongamento das hifas que permitem a colonização de grandes áreas e a produção de enzimas potentes (Chander et al., 2004), cuja ação pode ser favorecida mediante a adição de cossubstrato de fácil degradação, como glicose e outros açúcares (Singh, 2006).

A utilização da glicose como cossubstrato vem sendo testada em pesquisas com reatores fúngicos aplicados à biodegradação de corantes têxteis, pois favorece a produção de enzimas que irão atuar na degradação do corante têxtil (Singh, 2006), constituindo-se uma fonte primária de carbono e energia, indispensável para auxiliar no processo de biodegradação de poluentes recalcitrantes (Kim et al., 1995; Kapdan et al., 2000; Koiani et al., 2013).

De acordo com Khelif et al. (2009) maiores remoções de corante requerem uso de maiores concentrações de glicose, porém é importante que não haja repressão por excesso de substrato no meio. Nesta situação, a glicose é utilizada prioritariamente em detrimento do poluente, o que depende de vários fatores, como micro-organismos envolvidos, constituição do meio, da complexidade molecular dos poluentes que se pretende biodegradar, entre outros (Singh, 2006; Rodrigues et al. 2011; Barbosa et al. 2015).

A gama de fatores interferentes do processo de descoloração aumenta em meios in natura e pode contribuir para dificultar a biodegradação, devido à possibilidade da inibição do sistema enzimático dos fungos pela maior presença de bactérias, o que interfere negativamente no desempenho do sistema, restringindo a micorremediação. De acordo com Cardona et al. (2009), poucos são os estudos sobre a biodegradação de corantes em águas residuárias reais, sendo importante a observação do desempenho de sistemas com fungos em condições não estéreis.

Assim, foi estudado o tratamento de efluente in natura de uma indústria têxtil por reator em bateladas sequenciais com biomassa imobilizada de Aspergillus niger AN 400, geneticamente modificada, utilizada em trabalhos anteriores para remoção de corante de menor complexidade molecular, como reportado nos trabalho de Rodrigues et al. (2011), Barbosa et al. (2015).

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O Índigo Carmim é muito utilizado na indústria têxtil para tingir jeans e é corante reconhecido por se tratar de composto quimicamente estável, sendo a biodegradação dificultada por sua estrutura molecular de grande complexidade. Visou-se o alcance boa eficiência de degradação de Índigo Carmim em água residuária in natura e de efluente final clarificado. Foi verificada ainda a ocorrência da mineralização do Índigo Carmim, tendo-se utilizado glicose como cossubstrato, disponibilizada na concentração de 3 g/L.

Material e método Caracterizações do efluente A água residuária in natura foi coletada semanalmente em uma indústria têxtil localizada no município de Maracanaú-CE, em um tanque de equalização, sendo o efluente caracterizado por intensa coloração azul, devido à presença do corante Índigo Carmim. As análises físico-químicas determinadas foram: matéria orgânica carbonácea bruta e filtrada (DQO), amônia, nitrato e nitrito, as quais foram executadas de acordo com APHA (2005).

A determinação da concentração de corante foi estimada através da espectrofotometria com a leitura em absorbância (λ= 610 nm), através de uma curva construída, que, a partir de soluções com concentrações conhecidas do corante obtinham-se as absorbâncias correspondentes, estabelecendo, assim, relações entre concentração de corante absorbância (Rodrigues et al., 2011).

Foram realizadas varreduras espectrofotométricas nos comprimentos de onda do espectro visível de (200 nm – 1000 nm) observando λmáx 610 nm do corante.

Inóculo A partir de uma cultura pura de Aspergillus niger AN 400, 15 placas de Petri foram esterilizadas em autoclave a 121 °C, durante 20 min. Posteriormente, as placas receberam adição de 25 mL de meio de cultura ágar dextrose Sabouraud, também esterilizado nas mesmas condições já mencionadas, e 0.05 g/L de cloranfenicol, assegurando a seletividade do meio para o crescimento de fungos filamentosos. Além do mais, o ágar dextrose Saboraud pode ser empregado com êxito no cultivo de fungos filamentosos (Fiuza et al., 2013), de modo que o cultivo do gênero Aspergillus tem sido relatado em pesquisas com as de Choi et al. (2004), Rodrigues et al. (2011) e Wanderley et al. (2012).

Assim, com base em Rodrigues e Marinho (2012), após solidificação do meio nas placas, a espécie fúngica foi inoculada no centro da placa com o auxílio de uma agulha de platina. As placas inoculadas com fungos permaneceram por cinco dias em incubadora microbiológica à temperatura de ± 28 °C e, ao final deste período, foi observado o crescimento dos esporos por toda a superfície das placas.

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A remoção dos esporos foi feita adicionando-se Ă superfĂ­cie das placas solução salina â&#x20AC;&#x201C; NaCl a 0,9% (v/v) â&#x20AC;&#x201C;, acrescida de solução Tween 80, formando lâmina lĂ­quida mĂ­nima para favorecer a remoção dos esporos por raspagem, com auxĂ­lio de alça de Drigalski. Desta forma, foi obtida uma suspensĂŁo de esporos.

Posteriormente, para facilitar a quantificação dos esporos, permitindo melhor visualização dos esporos no procedimento de contagem, a suspensão inicial foi agitada em Vórtex e diluída em 1:20, transferindo-se para um tubo de ensaio 50 ¾L mais 950 ¾L de solução de Tween 80, formando a suspensão utilizada para a contagem.

Para a contagem dos esporos, adicionou-se alíquota de 20 ¾L da suspensão diluída em câmara de Neubauer, sobre a qual foi alocada lamínula para a leitura em microscópio óptico com aumento de 400 vezes. Os quatros quadrantes das extremidades da câmara foram utilizados para a contagem dos esporos, sendo cada quadrante formado por 16 subcompartamentos para maior facilidade de quantificação.

Foi feita mĂŠdia total a partir da soma dos esporos em cada quadrante e, desse modo, a suspensĂŁo de esporos preparada apresentou a concentração de 4,9 x109 esporos/mL, valor obtido pela Equação (1), descrita em Wanderley et al. (2012). đ??ś = N â&#x2C6;&#x2014; đ?&#x2018;&#x201C;đ?&#x2018;&#x17D;đ?&#x2018;Ąđ?&#x2018;&#x153;đ?&#x2018;&#x; đ?&#x2018;&#x2018;đ?&#x2018;&#x2019; đ?&#x2018;&#x2018;đ?&#x2018;&#x2013;đ?&#x2018;&#x2122;đ?&#x2018;˘đ?&#x2018;&#x2013;çãđ?&#x2018;&#x153; â&#x2C6;&#x2014; đ?&#x2018;&#x2030;

Equação (1)

Sendo: C: concentração de esporos/mL, N: no. de esporos contados, V: volume da câmara de Neubauer (2.5 x 105 mL).

Imobilizaçþes da biomassa em meio suporte Os procedimentos de imobilização ocorreram de acordo com Silva et al. (2012), utilizando-se espuma de poliuretano como material suporte, a qual foi cortada em cubos de 1 cm de arestas.

Foram esterilizados quinze gramas de espumas em autoclave por 20 minutos a 121ÂşC e estas colocadas em saquinhos de polietileno, os quais foram distribuĂ­dos equitativamente em trĂŞs Erlenmeyers com volume de 250 mL cada, tendo-se adicionado ainda 150 mL de meio de crescimento de Rodrigues (2006) e 5 g/L de glicose.

O meio de crescimento possuía (mg/L): Sulfato de magnÊsio (1); Fosfato de potåssio dibåsico anidro (0.8); Cloreto de cålcio (0.04); Sulfato de cobre (0.32); à cido molibídico (0.2); Sulfato de manganês (0.2); Sulfato fÊrrico (0.2) e Sulfato de zinco (0.16) e solução de Vishiniac (1 mL/L).

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Nas proximidades do bico de Bunsen, acrescentou-se suspensão de esporos (2 x 106 esporos/mL) ao meio e os Elrlenmayers foram, então, levados à mesa agitadora horizontal (150 rpm), a temperatura ambiente de ± 28°C, onde permaneceram por 15 dias. Ao completar 48 h, o meio antigo foi substituído por um novo, conforme Rodrigues et al. (2011). Após a etapa de imobilização, as espumas foram transferidas para o reator em batelada para a partida do mesmo.

Montagem e operação do reator em bateladas sequenciais Para a realização do tratamento foi feita a diluição de 20% (v/v), visto que em concentrações maiores foi relatada a falência do reator, com perda acentuada de biomassa (Pires, 2011). Portanto, o efluente utilizado no tratamento teve como base o efluente in natura, acrescido de 0.1 g/L de antibiótico (Benzilpenicilinabenzatina, Benzilpenicilina procaína, Benzilpenicilina potássica e Estreptomicina base-sulfato) e 3 g/L de glicose, cossubstrato empregado. O meio recebeu ainda nutrientes para favorecimento do crescimento microbiano (Tabela 1), conforme e Silva et al. (2012) e Santos et al.

(2014), e teve o pH ajustado em 5, com uso de ácido sulfúrico P.A., valor este dentro da faixa ideal para o metabolismo dos fungos segundo Griffin (1994).

Tabela 1. Nutrientes adicionados ao meio para melhor desenvolvimento microbiano Composto Concentração (g/L) MgSO4 0.25 K2HPO4 0.20 CuSO4.7H2O 0.08 H2MoO4 0.05 MnSO4.5H2O 0.05 Fe2(SO4)3 0.05 ZnSO4.7(H2O) 0.04 CaCl2.H2O 0.01

Também foi utilizado 1 mL de solução de Vishniac por litro do meio preparado para alimentar o reator durante sua operação, sendo a composição desta de (mg/L): H3BO3 (50); FeCl2. 4H2O (0,2); ZnCl2 (50); MnCl2. 4H2O (0,5); CuCl2. 2H2O (0.38); AlCl3H2O (0.9); CoCl26H2O (0.2).

Como reator foi usado frasco de Duran, em vidro, com capacidade total para 5 L, sendo o volume reacional empregado de 4 L, de modo que o afluente ao reator era constituído por 800 mL do efluente têxtil in natura e 3200 mL de água da torneira, a fim de resultar em uma diluição de 20% (v/v). Ao longo de 35 dias, o reator foi operado com ciclos reacionais de 48 h. Ao todo foram realizados 15 ciclos.

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Teste de adsorção O teste de adsorção foi realizado em condições abióticas. Em um Béquer de 500 mL foi adicionada a água residuária diluída a 20% (v/v), contendo 3 g/L de glicose (3 g/L) e 0.1 g/L de antibiótico (Benzilpenicilinabenzatina, Benzilpenicilina procaína, Benzilpenicilina potássica e Estreptomicina base-sulfato), e o material suporte sem biofilme que introduzido após a correção do pH para 5.

Foram retiradas alíquotas de tempo em tempo para a leitura em espectrofotômetro, no comprimento de onda de λ: 610 nm. O teste teve duração total de 45 minutos, tendo sido retiradas amostras nos tempos pré-estabelecidos de: 1; 3; 5; 9; 13, 30 e 60 minutos. Em seguida as absorbâncias conseguidas foram colocadas na curva de calibração para a determinação da concentração do corante adsorvido com espuma, conforme Rodrigues et al. (2011).

Contagem de micro-organismo (fungos e bactérias) Ao final da operação do reator em bateladas sequenciais, amostras do biofilme foram submetidas ao procedimento de contagem do número de colônias de fungos e bactérias, para determinação da predominância entre os mesmos.

A amostra do biofilme foi desprendida da espuma suporte utilizando-se 60 mL de água destilada estéril (20 oC, a 1 atm) e pérolas de vidro em Erlenmayer, realizando agitação manual vigorosa.

Posteriormente, 1 mL do conteúdo foi adicionado em tubo com 9 mL de solução salina (0.89%) que foi agitado em vórtex por 10 minutos, retirando-se sucessivamente novas alíquotas de 1 mL e as transferindo para novos tubos contendo a solução salina, os quais foram submetidos à agitação. Deste modo, foram obtidas diluições seriadas de 10-1, 10-2, 10-3, 10-4 e 10-5.

Em seguida, 1 mL de cada diluição foi então adicionada às placas que continham meio ou específico para o crescimento de fungos ou de bactérias. Foi empregado para o crescimento de fungos o meio Martin e para o de bactérias o meio Nutriente-ágar, utilizando placas em duplicata.

O meio Martin apresentava a seguinte composição por litro de água destilada (g/L): KH2PO4 (1), peptona (5 g), K2HPO4 (0,5), MgSO4.7H2O (0,5), glicose (10), extrato de levedura (0,5), rosa bengala (0,033) e ágar-ágar (18). Já o meio nutiente-águar foi preparado, adicionando-se por litro de água destilada (g/L): bacterioagar (15), extrato de carne (3), peptona (5) e NaCl (8).

Assim, as placas para contagem do número de colônias de fungos e bactérias receberam 10 mL, respectivamente, de meio Martin e Nutriente-ágar, e ainda 0,2 mL de cada diluição seriada, promovendo-se movimentos circulares na forma de um oito para homogeneizar o meio.

Posteriormente, as placas foram vedadas, incubadas à temperatura de ±28 °C. Todo procedimento ocorreu em duplicata.

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ApĂłs 48 h e 120 h, respectivamente, para bactĂŠrias e fungos, foram selecionadas placas que apresentaram nĂşmero de colĂ´nias superior ou igual a 25 e inferior ou igual a 250, faixa ideal para facilitar a contagem (Tortora et al., 2000) que foi feita com auxĂ­lio de contador de colĂ´nias mecânico. A Equação 2 foi utilizada para obtenção do nĂşmero de unidades formadoras de colĂ´nias por mL (UFC/mL), conforme APHA (2005). đ?&#x2018;&#x2C6;đ??šđ??ś đ?&#x2018;&#x161;đ??ż

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Equação (2)

Resultados Houve remoção de corante em todos os 15 ciclos (Figura 1), obtendo-se eficiência mÊdia de remoção de 97%, sendo a sua concentração mÊdia afluente de 17 mg/L e de 0,6 mg/L, no efluente. As remoçþes måximas ocorreram nos ciclos 8, 10 e 15, todos estas com eficiência a cima de 98%, de modo que os bons percentuais de remoção foram atribuídos à presença de glicose, inferindo-se que a mesma, na concentração empregada (3 g/L) não exerceu repressão sobre a utilização do corante pelos micro-organismos, tendo sido benÊfica ao processo, desempenhando seu papel de cossubstrato, o que foi importante, uma vez que os fungos ao serem expostos a substâncias complexas e recalcitrantes, frequentemente exigem presença de fonte primåria de carbono que tem por função auxiliar na degradação do poluente pelo mecanismo de cometabolismo (Singh, 2006).

Figura 1. Eficiência de remoção de corante durante os ciclos reacionais na operação do reator RBS com Aspergillus niger AN 400 335

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A exemplo disso, MA et al (2014) estudaram o efeito da adição de glicose, sacarose, frutose, amido e glicerol, em concentrações não mencionadas pelos autores, na remoção de 1000 mg/L do corante Reactive Orange 16 por Ganoderma sp. EN3, em reatores em batelada com biomassa dispersa. Os autores verificaram que todas as fontes primárias de carbono adicionadas influenciaram positivamente na remoção do corante, com destaque para o glicerol, cossubstrato que resultou no melhor desempenho de descolorização (92,3%), em 24 horas de reação, contra, aproximadamente, 70% de amido, 22% de glicose, 20% de sacarose e 18% de frutose para este mesmo tempo reacional. Aqueles autores relataram ainda que para maiores remoção do corante a partir de concentrações iniciais elevadas do mesmo, a adição do cossubstrato é imprescindível a fim de se obter bons percentuais de remoção, os quais diminuíram consideravelmente para concentração inicial 8 vezes superior a inicialmente empregada (1000 mg/L), chegando a de remoção 74.6% e requerendo um tempo de reação maior, de 96 h.

Sharari et al. (2013) comparam a eficiência de remoção da cor de efluente de água residuária de fábrica de papel e de água residuária de lavagem por Phanerochate chrysospporium crescendo como biomassa livre e imobilizada, sem a adição de um cossubstrato específico. A partir de 500 mg/L do corante, houve remoção de 78% da cor nos reatores com biomassa livre e de 86 mg/L, 83% de remoção de cor, nos reatores onde a biomassa estava imobilizada, ambos em 9 dias de reação. Foi observada redução e o aumento alternado da coloração do meio ao longo do ensaio, o que foi justificado pela fase inicial de tratamento, caracterizada pelos os grupos cromóforos ficarem biossorvido no micélio, levando a uma rápida diminuição da cor; em seguida, a produção de compostos secundários é responsável pelo ligeiro aumento da cor, que é posteriormente reduzida pela ação do biotratamento, devido à degradação dos grupos cromóforos e outros pigmentos do efluente.

No processo de biodegradação, há maior facilidade na ruptura do grupo cromóforo em relação aos outros componentes da estrutura molecular do corante. Cardona, Osório e Quintero (2009) estudaram a degradação do corante Orange II (100 mg/L) pelos fungos P. chrysosporium e P. sórdida em meio sintético, cuja composição não foi informada, e alcançaram percentual de 98% de degradação do corante com ambas as espécies, similar ao registrado nesta pesquisa, de 97%, no comprimento de onda relativo ao cromóforo, o que favoreceu a remoção de cor. Os autores utilizaram glicose (10 g/L) como cossubstrato e, para um tempo reacional de 9 dias, mencionaram que a degradação do corante Orange II foi quase completa. Porém, a varredura por eles apresentada somente ocorreu a partir do comprimento de onda de 400 nm, não revelando o comportamento nos comprimentos relativos às frações aromáticas, as quais são as que oferecem maior dificuldade de biodegradação.

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Na presente pesquisa, não foi observado o aumento da concentração de corante no efluente final dos ciclos reacionais em comparação com sua concentração inicial (Figura 1), o que foi reforçado pela varredura realizada (Figura 2a), nos comprimentos de onda relativos aos componentes da estrutura molecular do Índigo Carmim, a qual revelou ter ocorrido diminuição do comprimento de onda referente ao grupo cromóforo (λ: 610 nm), resultando assim em um efluente final muito clarificado (Figura 2b).

(a)

(b)

Figura 2. (a) Varredura feita no afluente e efluente do RBS e (b) Amostra da água residuária afluente (A) e do efluente clarificado (E) após o tratamento no reator

A diminuição da banda relativa ao cromóforo em todos os ciclos reacionais indicou que a concentração de glicose (3 g/L), utilizada no estudo, foi adequada para que esta cumprisse seu papel como cossubstrato, tendo, provavelmente, contribuído para a produção de enzimas que agiram na biodegradação do corante, favorecendo ainda o crescimento dos micro-organismos.

Contudo, o anel benzeno, que é uma molécula altamente resistente à ruptura, não foi efetivamente removido do meio (λ: 233 nm), devido à grande estabilidade desta molécula, o que é explicado pela presença das ligações carbono-carbono e da simetria do anel aromático (Trigueiros, 2008).

O ensaio de adsorção no material suporte revelou que cada grama espuma de poliuretano possuía a capacidade de adsorver 0.0072 gramas de corante, ou seja, considerando que no reator havia 15 g de espuma, a saturação da mesma com o corante, em condição abiótica, ocorreu com 0.108 g de corante.

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Assim, ao longo dos 15 ciclos operacionais, foram removidos 1.09 g de corante, valor este que equivale a 0.072 gramas de corante por grama de meio suporte. Desta forma, a quantidade de corante removida pelo sistema foi, aproximadamente, 10 vezes superior à capacidade de adsorção da espuma de poliuretano em relação ao corante, o que permitiu inferir que a maior parcela de corante removida do meio não foi por adsorção no material suporte.

O balanço de massa, feito com os dados de massa de Índigo removida ao longo do tempo de operação do reator, mostrou que, desconsiderando-se a influência da ação microbiana e supondo a existência hipotética de reação irreversível entre a espuma suporte (adsorvente) e o corante (adsorvato), o ponto de saturação no adsorvente foi alcançado no 3o ciclo (Figura 3), quando 0.108 g de corante teriam ocupado todos os sítios ativos da espuma. Assim, da massa total de corante (1.09 g) que foi removida no reator, apenas 6% teria sido por adsorção na espuma, resultando em eficiência média de 91% atribuída à ação microbiana.

Figura 3. Massa de corante Índigo Carmim removida no reator RBS com biomassa imobilizada de Aspergillus niger AN 400 em ciclos reacionais de 48 h

Em termos de matéria orgânica carbonácea, as eficiências médias foram de 53% e 57%, respectivamente, para DQO solúvel e bruta, resultando em concentração média de matéria orgânica bruta no afluente de 4347 mg/L e de 1852 mg/L no efluente. Já a concentração de matéria orgânica dissolvida foi de 3492 mg/L e 1698 mg/L no afluente e efluente ao tratamento, 338

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respectivamente. A eficiência baixa em relação à remoção de matéria orgânica dissolvida estaria relacionada a subprodutos presentes no meio, além da presença desubstâncias excretadas pelos fungos, originadas do seu metabolismo (Wanderley, 2007) ou ainda de lise celular (Djalal et al., 2013).

Em relação à formação de subprodutos, estes seriam oriundos do consumo da glicose e da decomposição da molécula do Índigo Carmim, parcialmente mineralizada, o que foi evidenciado pela dificuldade de ruptura do benzeno, conforme varredura apresentada, ainda que tenham sido registradas remoções de corante em todos os ciclos do estudo, no comprimento de onda relativo ao grupo cromóforo.

Khelif et al. (2008) estudaram a descoloração de água residuária contendo Índigo Carmim em sistema aeróbio combinado composto por reservatório de estabilização, seguido por reatores biológicos com biomassa imobilizada em suporte de polietileno, sendo o sistema operado em regime de escoamento contínuo. Os autores alcançaram remoções de matéria orgânica, em termos de DQO, de 97.5% de eficiência, porém o TDH empregado foi de 4 dias, empregado pelo fato do Índigo ser um dos corantes com menor biodegradabilidade.

Assim, o potencial baixo de biodegradação do Índigo Carmim justificaria o menor percentual médio de remoção de matéria orgânica (53%) registrado na presente pesquisa, enfatizando-se que o mesmo foi obtido em um reator de batelada, em um tempo reacional de 48 h, indicando um menor tempo de contato entre substrato e micro-organismos.

Dentre os subprodutos formados pela biodegradação do Índigo, podem estar presentes também ácidos orgânicos, oriundos tanto da utilização do corante como da glicose pelos microorganismos, o que teria contribuído para o valor médio de pH no efluente (4.3), o qual se manteve sempre na faixa ácida ao longo de toda a operação do reator, indicando a atividade metabólica intensa dos micro-organismos, ressaltando-se a obtenção de maiores percentuais de remoção de corante em meios com pH baixo, entre 5 e 6 (Rodrigues, 2006, Younes et al., 2013).

Segundo Younes et al., (2013), o pH desempenha papel importante nas reações enzimáticas, uma vez que muitas enzimas desenvolvem atividades máximas em um pH particular, de modo que a ação de qualquer enzima ao um dado pH dependerá do comportamento ácido-base da atividade enzimática e do substrato.

Paralelamente ao decaimento dos valores de pH, verificou-se a remoção de corante nos ciclos operacionais, como no ciclo 8, quando houve o maior decaimento do valor do pH, de 5.02 para 3.94 e o maior percentual de remoção do Índigo (98%).

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Em relação ao nitrogênio, a concentração média de nitrogênio amoniacal no afluente era de 85.9 mg/L e, de apenas 1.11 mg/L, para o nitrato, tendo o sistema alcançado eficiência média de remoção de amônia de 82.5% e de 80%, para o nitrato, com predomínio da assimilação de amônia, forma prontamente utilizada pelos fungos (Griffin, 1994) e abundantemente disponível no meio. O nitrito, composto intermediário da redução desassimilatória do nitrato – via de conversão do nitrato em amônio pelos fungos –, se apresentou no meio em concentrações em torno de 0.067 mg/L. Após o tratamento no reator, foi produzindo efluente cuja concentração média de nitrogênio amoniacal era de 14.12 mg/L, com concentração máxima efluente de 15.03 mg/L (ciclo 2) e mínima, de 8.8 mg/L (ciclo 1), atendendo ao padrão de lançamento exigido pela Resolução pela legislação brasileira que é de 20 mg/L (CONAMA, 2011).

O desempenho do sistema em relação à remoção de nitrogênio indicou que a concentração de amônia afluente aparentemente não exerceu influência negativa sobre a produção de enzimas fúngicas, pois foram alcançadas boas remoções do corante, de forma que não deve ter ocorrido repressão da atividade enzimática (Levin et al., 2010).

A contagem de colônias dos micro-organismos, no final da operação do reator, ficou muito próxima, 362.500 UFC/mL e de 322.500 UFC/mL, respectivamente, em relação ao número de colônias fúngicas e de bactérias.

Por não ser objetivo do trabalho a manutenção de condições assépticas – o que de fato não ocorre em condições reais –, a contaminação por bactérias ocorreu de forma inevitável, mesmo com a adição de antibiotico, revelando a ação de consórcio microbiano na biodegradação do corante.

Porém, Cortazár- Martinez et al. (2012) relataram que, devido à complexidade molecular dos corantes têxteis, a ação de consórcios microbianos pode ser benéfica ao processo de biodegradação.

Faz-se importante mencionar que no caso do nitrato, a presença de bactérias poderia aumentar sua concentração no meio, visto que as bactérias fazem o caminho inverso na rota de transformação do nitrogênio, ou seja, a amônia é convertida a nitrido e posteriormente a nitrato, em processo de nitrificação.

Assim, se ação da comunidade bacteriana fosse predominante em relação à de fungos, a concentração de nitrato tenderia a aumentar no meio, o que não ocorreu nesta pesquisa, indicando que a ação dos fungos teria sido de maior predominância, particularmente, quanto à remoção de nitrogênio.

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Conclusão O reator em bateladas sequenciais com biomassa imobilizada de Aspergillus niger AN 400 apresentou bom desempenho quanto à remoção de cor do efluente final pela maior facilidade da ruptura do grupo cromóforo da molécula do Índigo Carmim.

Porém, a mineralização do corante foi parcial, com persistência da banda aromática relativa ao benzeno, fato reforçado pelos valores de matéria orgânica em relação aos de corante no efluente final, atribuída à formação de subprodutos que necessitam ser futuramente investigados.

Além disso, ficou demonstrado que o corante Índigo Carmim foi removido pela ação microbiana, tendo o material suporte sido responsável apenas por parcela muito pequena do corante removido ao longo da operação do sistema.

Quanto aos compostos nitrogenados, a concentração média de amônia no efluente final dos ciclos reacionais atendeu ao limite do padrão de lançamento exigido pela legislação brasileira. Os resultados encontrados para o nitrato endossaram a participação ativa dos fungos dentro do consórcio microbiano que se formou no reator durante o tratamento da água residuária in natura, pela condição não estéril do meio.

A fim de fazer um melhor uso desta biotecnologia, necessita-se aprofundar a pesquisa, identificando os subprodutos gerados durante o tratamento empregado e enzimas que participam da biorremediação.

Agradecimentos À Deus e ao Conselho Nacional de Desenvolvimento Científico e Tecnológico (CNPq) pelo financiamento do projeto e concessão das bolsas de iniciação científica.

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Vol. 8, No. 3, 344 – 359 6 de diciembre de 2015

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

INFLUÊNCIA DA ADIÇÃO DE ÁGUA DE PRODUÇÃO PRÉ-OZONIZADA NO DESEMPENHO DE UM REATOR ANAERÓBIO

*João Paulo da Silva Siqueira1 Emmanuelle Leite Wanderley2 Nélia Henriques Callado2

THE INFLUENCE OF THE ADDITION OF PRE-OZONATED WATER PRODUCTION IN THE PERFORMANCE OF AN ANAEROBIC REACTOR Recibido el 4 de diciembre de 2014; Aceptado el 2 de octubre de 2015

Abstract Water production is an undesirable by-product presented in oil extraction. This residue is distinguished by the generated volume, toxicity and high salinity. These characteristics make it difficult to biological treatment, necessitating pre-treatment and / or dilution with other residue in order to increase their biodegradability. Thus, this research studies an alternative treatment for oil water production in biological reactor on anaerobic condition preceded by pre-treatment by ozonation on a laboratory scale. The pre-ozonated water production (POWP) was mixed with a synthetic substrate simulating sewage (SS) in increasing proportions in five operational phases. The results showed an average of 75% removal of organic matter in terms of COD, for phase 1 (without addition of POWP).

In subsequent phases, it was found that efficiency decreases with the increase of the percentage of POWP, with values of 73%, 64%, 47% and 23% for phases containing 2%, 5%, 8% and 10% POWP, respectively. The study of the temporal profile of organic matter showed that the batch reaction time could be reduced from 22 to 8 hours. These results showed that 5% is the largest POWP dilution percentage at SS for the system to operate with stability and COD removal efficiency over 60%. The inhibition of anaerobic process may be attributed to osmotic stress caused by high salinity, which in phases 4 and 5 were, respectively, 7.9 gCl-.L-1 and 11.7 gCl-.L-1.

Key-words: Anaerobic treatment, biodegradability, water production and pre-ozonation.

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Universidade Federal do Ceará, Brasil.

Universidade Federal de Alagoas, Brasil.

*Autor corresponsal: Departamento de Engenharia Hidráulica e Ambiental, Bloco 713, Avenida Humberto Monte S/N, Campus do Pici. Fortaleza-CE. CEP 60451-970, Brasil. Email: jpsiqueira.ce@gmail.com

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Resumo Água de produção (AP) é um resíduo presente nas extrações do petróleo que se destaca pelo volume gerado, toxicidade e elevada salinidade. Estas características dificultam o tratamento biológico, sendo necessário um prétratamento e/ou a sua diluição com outro resíduo a fim de aumentar a sua biodegradabilidade. Partindo desse pressuposto, este trabalho analisa uma alternativa de tratamento para AP em reator biológico sob condição anaeróbia precedida de tratamento por ozonização em escala de laboratório. A água de produção pré-ozonizada (APPOz) foi misturada a um substrato sintético (SS) em proporções crescentes, e tratada em reator em bateladas sequenciais com tempo de reação de 22 horas. Os resultados mostraram um valor médio de 75% de remoção de matéria orgânica em termos de DQO para a fase 1 (sem adição de APPOz). Nas fases subsequentes, verificou-se que a eficiência decrescia com o aumento do percentual de adição de APPOz, com valores de 73%, 64%, 47% e 23% para as fases contendo 2%, 5%, 8% e 10% de APPOz, respectivamente. O estudo do perfil temporal de remoção de DQO mostrou que o tempo de reação da batelada podia ser reduzido de 22 para 8 horas. Esses resultados permitiram concluir que 5% é o maior percentual de diluição de APPOz em SS, para que o sistema opere com estabilidade e eficiência de remoção de DQO superior 60%. A inibição do processo anaeróbio pode ser atribuída ao estresse osmótico causado pela alta salinidade, que nas fases 4 e 5 eram respectivamente de 7.9 gCl-.L-1 e 11.7 gCl-.L-1.

Palavras-chave: Água de produção de petróleo, biodegradabilidade, pré-ozonização, tratamento anaeróbio.

Introdução As atividades da cadeia produtiva do petróleo envolvem inúmeros processos, dentre eles, é possível citar a extração, o armazenamento, o transporte e o processamento para a produção de derivados. Durante a extração, um preocupante resíduo gerado é a água produzida, tanto pelo seu volume quanto pela composição (Ahmadun et al., 2009).

A água de produção pode ser definida como a parcela de água que se separa do óleo durante o armazenamento, composta primariamente pela água de formação e água de injeção, quando processos de recuperação secundária do petróleo são empregados (Hayes e Arthur, 2004). Este resíduo possui elevada salinidade, contaminantes tóxicos, tais como metais pesados (Cd, Cr, Cu, Pb, Hg, Ag, Ni, Zn); produtos químicos adicionados durante a injeção (inibidores de corrosão, inibidores de incrustação, desemulsificantes, metanol, glicol, polieletrólitos), além de uma complexa mistura de compostos orgânicos (hidrocarbonetos) e inorgânicos, o que torna difícil a sua biodegradação. Além disso, a salinidade pode comprometer o crescimento vegetal e/ou inibir tanto osmoticamente seja por fitotoxicidade direta ou pela alteração do balanço nutricional destes organismos (Thomas, 2004).

A fim de evitar sobrecarga orgânica ou impactos tóxicos sobre o processo de tratamento biológico, resíduos complexos podem ser diluídos em outro resíduo e/ou submetidos a um prétratamento a fim de diminuir o peso molecular dos compostos e aumentar a sua biodegradabilidade (Priambodo e Karnaningroem, 2010).

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A pré-ozonização pode ser uma alternativa atraente de pré-tratamento devido a seu alto potencial de oxidação, mesmo em baixas concentrações (Carballa et al., 2007), possibilitando um tratamento biológico em sequência.

Delgenes et al. (2000) apontam que pré-tratamento com ozonização, antes do processo biológico, beneficia o processo de biodegradação, pois acelera a etapa de hidrólise, o que permite diminuir o tempo de estabilização, aumentando o grau de degradação. No entanto, deve-se levar em conta a concentração de ozônio que pode permanecer no efluente, pois este pode afetar o crescimento ou até mesmo levar os microrganismos à morte. O tempo de meia-vida do ozônio, em ambiente aquático, depende da temperatura, do pH e da qualidade da água. Esse valor está na faixa de segundos a minutos (Harrison, 2000).

Segundo Jeison et al. (2008), o tratamento anaeróbio de águas residuais salinas pode ser limitado pela presença de altas concentrações de sal que causam inibição de bactérias metanogênicas. No entanto, Kimata-Kino et al. (2011) citam que os microrganismos anaeróbios podem se adaptar a salinidades relativamente elevadas, se a salinidade for acrescida por pequenos incrementos, respeitando a adaptação dos microrganismos ao meio.

No tratamento biológico, os microrganismos adaptados podem metabolizar hidrocarbonetos aromáticos por meio de diversas vias de degradação. Nenhuma espécie microbiana, no entanto, é capaz de degradar sozinha todos os componentes do petróleo. A complexidade dos processos metabólicos necessários a essa degradação leva à formação de consórcios, com microrganismos de diferentes gêneros e espécies, cada uma especializada em degradar uma ou várias frações do óleo derramado. A grande motivação dos pesquisadores envolvidos em estudos de biodegradação é, sem dúvida, a busca de microrganismos versáteis capazes de degradar, de maneira eficiente, uma grande variedade de poluentes a baixo custo operacional (Tiburtius et al., 2004).

Do ponto de vista operacional, diferentes configurações de reatores biológicos têm sido empregadas, entre elas o sistema em bateladas sequenciais (Cybis et al., 2004). Este tipo de tecnologia é bastante utilizado em indústrias que trabalham com padrões de lançamento muito restritivo ou com águas residuárias de difícil degradação. A operação desse sistema permite melhor flexibilidade do que a operação em regime contínuo, pois favorece o ajuste do perfil de temperatura e do tempo final de reação (Gomes, 2008).

Entretanto, o autor aponta algumas desvantagens como ocorrência de zonas mortas, de um tempo elevado para sedimentação/clarificação, necessidade de um período maior para a partida e a possibilidade de inibição decorrente da sobrecarga, sendo esses entraves mitigados com estratégias na partida e atenção na operação.

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No intuído de mitigar ocorrências indesejadas, pesquisas têm enxergado o uso de biomassas imobilizadas como forma de melhorar a eficiência de reatores anaeróbios, sobretudo sob condições de sobrecargas orgânicas e na presença de substâncias tóxicas (Zaiat, 2006).

Desta forma, este trabalho analisa uma alternativa de tratamento para água de produção de petróleo, diluída em esgoto sanitário sintético, em reator biológico operado em bateladas sequenciais, com biomassa anaeróbia imobilizada, precedida de tratamento por pré-ozonização.

Metodologia O estudo foi conduzido em escala de bancada em uma instalação experimental composta por duas unidades: um sistema oxidativo e um sistema biológico anaeróbio (Figura 1).

Figura 1. Instalação experimental.

Legenda: 1. Cilindro de oxigênio; 2. Rotâmetro; 3. Capela de exaustão; 4. Ozonizador; 5. Tanque de contato; 6.

Tanque de resíduo ozonizado; 7. Reator anaeróbio; 8 Ponto de descarte; 9. Bomba de recirculação.

Sistema de ozonização O sistema de ozonização funcionava dentro de uma capela de exaustão, e era constituído de cilindro de oxigênio puro de um ozonizador da marca Z-OZONE, modelo ZHT-15 g.h-1, e de um tanque de contato em vidro, com diâmetro de 15 cm e 25 cm de altura que resultava num volume total de 4.4 L. 347

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O sistema de ozonização foi operado em sistema de batelada, utilizando-se 2 litros de água de produção de petróleo, com pressão de geração do ozônio de 3.5 kgf/cm2 (calibração de fábrica), tempo de detenção de 15 minutos (Schneider, 2010) com vazão de oxigênio de 5 L.min-1 para cada ciclo.

Para essas condições a produção de ozônio (P) pelo equipamento era de 12.47 gO3.h-1, que resultava numa dose de ozônio na massa liquida de 1.6 gO3.L-1. A dose de ozônio aplicada foi calculada pela Equação 1.

D= Onde:

P.T.100 6.V

Equação (1)

D = dose de ozônio (mgO3.L-1) P = produção de ozônio (12.47 g.O3.h-1) T = tempo de contato (15 min) V = volume ozonizado (2 L)

Não se fez necessária a realização de análises para determinação da quantidade residual de ozônio, visto que a água de produção pré-ozonizada (APPOz) era deixada em repouso para decantação e liberação do ozônio residual.

Sistema biológico O reator em batelada sequencial com biomassa imobilizada anaeróbia (RBSBIan) era alimentado com APPOz diluída em substrato sintético simulando esgoto sanitário (SS) e operado com ciclos de 24 horas em quatro sequências distintas: Ciclo: enchimento (0.25 h), reação (22 h), decantação (1.5 h), descarte (0.25h).

O RBSBIan, foi operados à temperatura ambiente, na faixa mesofílica, com valores máximo de 31 ± 1.48 °C e mínimo de 23 ± 0.8 °C. O sistema foi alimentado com 8.0 L de resíduo por batelada, com introdução da água de produção pré-ozonizada em quantidades gradualmente crescentes, caracterizando 5 fases operacionais: Fase 1: Partida, alimentado somente com SS (43 dias); Fase 2: Sistema alimentado com 02% de APPO e 98% de SS (38 dias); Fase 3: Sistema alimentado com 05% de APPO e 95% de SS (45 dias); Fase 4: Sistema alimentado com 08% de APPO e 92% de SS (36 dias); Fase 5: Sistema alimentado com 10% de APPO e 90% de SS (43 dias).

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Lodo de inóculo Para a partida do RBSBIan, foi utilizado 1.0 L de lodo proveniente de um reator anaeróbio de manta de lodo que trata esgoto sanitário em um bairro residencial no município de Barra de São Miguel, em Alagoas. Essa escolha foi tomada considerando o fato de, na referida cidade, não haver reator anaeróbio que conduzisse tratamentos de altas cargas orgânicas. Optou-se por utilizar o reator ascendente de manta de lodo tratando efluente doméstico já que o intuito foi utilizar um efluente que simula o esgoto doméstico, bem como avaliar o desempenho do reator frente ao incremento de APPOz. Antes de inocular o reator, o lodo foi caracterizado através dos parâmetros: potencial hidrogeniônico (pH), sólidos totais, fixos e voláteis. O lodo foi imobilizado em espuma de poliuretano, cortada em cubos de 1.0 cm de lado e colocado no reator, contida por uma tela presa por um oring de borracha. Com a operação do reator, as espumas de poliuretano foram comprimidas na parte superior da zona de reação, criando uma zona de reação com biomassa suspensa no fundo do reator (volume de 0.77 L) e outra com biomassa imobilizada. Águas residuárias O reator foi alimentado com uma solução que continha água de produção de petróleo préozonizada (APPOz) e substrato sintético complexo simulando esgoto sanitário (ES), preparado diariamente a temperatura ambiente.

A água de produção de petróleo (AP) foi coletada na Unidade de Processamento de Petróleo da bacia Sergipe/Alagoas- UNSEAL - localizada na cidade de Pilar, no estado de Alagoas, diretamente na saída da caixa separadora de água e óleo (SAO) em alíquotas de 50 L, as quais eram estocadas em congelador em volumes de 0.5 L, sendo utilizadas gradativamente.

O esgoto sintético era preparado diariamente segundo metodologia proposta de Torres (1992).

Nesta metodologia, a DQO era oriunda de uma mistura de carboidratos, lipídeos e proteínas (extrato de carne), sendo as proteínas responsáveis por, aproximadamente, 50 % da DQO. Além destes, eram adicionadas 200 mg.L-1 de bicarbonato de sódio como tampão. Para essa composição, os valores médios esperados para o substrato sintético eram de 600 mgDQO.L-1, 30 mgNTK.L-1, 18 mgP.L-1, 150 mgCaCO3.L-1, 55 mgHAc.L-1, 850 mgST.L-1, e pH entre 6.5 e 7.0. Os nutrientes presentes eram suficientes para o desenvolvimento dos microrganismos anaeróbios (relação DQO:N:P de 1000:5:1). Foi utilizado um resíduo sintético como alternativa para o esgoto doméstico para minimizar a possibilidade de contaminação por patogênicos e minimizar a oscilação da concentração de matéria orgânica e nutrientes do esgoto durante a pesquisa.

A proposta é levar a AP para as ETEs das cidades. Apesar da AP produzida apresentar grandes volumes, as cidades também geram grandes volumes de esgotos, e ambos são gerados diariamente. Logo, para viabilizar o processo, busca-se qual a maior proporção AP/Esgoto que se pode utilizar sem afetar o desempenho de uma ETE que utilize a tecnologia anaeróbia.

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Variáveis analisadas O monitoramento do sistema de pré-ozonização e reator anaeróbio foi realizado através dos parâmetros potencial hidrogeniônico (pH), nitrogênio orgânico, nitrogênio amoniacal, alcalinidade, ácidos voláteis, demanda química de oxigênio (DQO), carbono orgânico total (TOC), cloretos e sólidos. As análises realizadas durante a pesquisa foram conduzidas preferencialmente, conforme Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater, (APHA, 2010).

Teste de toxicidade A toxicidade da APPOz foi testada expondo a estas náuplios recém nascidos do copépodo harpacticóide Tisbe biminiensis, em diluições de 2%, 5% e 10%, seguindo a metodologia desenvolvida por Lavorante et al. (2013), tendo sido verificados os efeitos letal e sub-letal.

Avaliação da biomassa suspensa O meio suporte com a biomassa imobilizada ficou retida na parte superior da zona de reação, criando-se uma zona para o desenvolvimento de biomassa suspensa no fundo do reator. Esse lodo suspenso foi avaliado, em cada fase operacional, pela concentração de sólidos totais (STL), fixos (STFL) e voláteis (STVL), considerando-se que a concentração de sólidos voláteis corresponde à massa biológica do lodo. A biomassa imobilizada nos cubos de poliuretano não foi mensurada devido a impossibilidade de retirada da mesma sem abrir o reator a cada fase.

Análise da interferência da APPOz no desempenho do reator A análise da interferência da adição da APPOz na biomassa suspensa do fundo do reator levou em conta o monitoramento do afluente e do efluente, assim como também a taxa específica de utilização do substrato (U) e a relação F/M (DQOaf/ML). Com o volume de lodo em suspensão e os valores de STVL, estimaram-se a massa de lodo biológico e os demais parâmetros citados de acordo com as equações 2, 3 e 4.

ML = VL x STVL F/L = U=

(DQOaf .Vesg )

ML [(DQOaf -DQOef ).Vesg ] ML

Equação (2) Equação (3) Equação (4)

Onde: ML = Massa de lodo em suspensão, mg VL = Volume de lodo suspenso acumulado no fundo do reator, L STVL = sólidos totais voláteis, mg.L-1 F / M = Relação alimento/substrato, mgDQOafmg-1SV (DQOaf: DQO afluente) U = Taxa específica de utilização do substrato, mgDQOrem.mg-1SV (DQOrem: DQO removida)

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Com o intuito de avaliar a cinĂŠtica da degradação da matĂŠria orgânica durante o tempo de reação do ciclo do RBSBIan, foi realizado o perfil temporal de decaimento de DQO, ao longo de 12 horas, com amostras coletadas a cada hora. Os dados foram tratados utilizando o â&#x20AC;&#x153;Software Excelâ&#x20AC;?, versĂŁo 2010, tendo sido determinado o coeficiente de correlação para as curvas ajustadas. Os valores dos perfis temporais de DQO foram mais bem ajustados a equaçþes exponenciais de primeira ordem (Equação 5). đ?&#x2018;&#x2020; = đ?&#x2018;&#x2020;0 . đ?&#x2018;&#x2019; â&#x2C6;&#x2019;đ??ž.đ?&#x2018;Ą

Equação (5)

Onde: S = Valor da DQO no tempo t (mg.L-1) S0 = Valor inicial da DQO (mg.L-1) t = tempo, h K = constante de primeira ordem de decaimento de DQO (h-1)

As velocidades observadas (robs) de utilização do substrato ao longo do tempo foram determinadas como apresentado na Equação 6. đ?&#x2018;&#x;đ?&#x2018;&#x153;đ?&#x2018;?đ?&#x2018; | đ?&#x2018;Ą=đ?&#x2018;Ąđ?&#x2018;&#x2013; = â&#x2C6;&#x2019;

đ?&#x2018;&#x2018;đ?&#x2018;&#x2020; | đ?&#x2018;&#x2018;đ?&#x2018;&#x2021; đ?&#x2018;Ą=đ?&#x2018;Ąđ?&#x2018;&#x2013;

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Equação (6)

Resultados e discussão Caracterização da ågua de produção bruta (AP) e prÊ-ozonizada (APPOz Na Tabela 1, estão apresentados os dados da caracterização da ågua de produção da bacia de Pilar/AL. Os valores de DQO da AP e APPOz foram de 5408.3 mg.L-1 e 3562.87 mg.L-1. Comparando-se esses valores, verifica-se que houve uma remoção de DQO de 34.1 % para DQO bruta e de 43.6 % para DQO solúvel.

O valor mÊdio da DBO aumentou de 239.9 mg.L-1 para 302.6 mg.L-1. A redução da DQO e o aumento da DBO5 sugerem que pode ter havido uma transformação parcial do material orgânico presente em produtos de oxidação intermediårios mais degradåveis. Isto se reflete na relação DBO5/DQO que, para AP bruta, era muito baixa (0.068), passando para 0.153, o que mostra aumento da biodegradabilidade. No entanto, para Metcalf e Eddy (2003), relação DBO5/DQO menor que 0.3 indica que o resíduo Ê de difícil biodegradação. Por sua vez, a relação TOC/DBO Ê muito baixa, de 0.45 e 0.27, respectivamente para a AP e APPOz, mostrando baixo conteúdo de carbono.

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Tabela 1. Caracterização da Água de Produção Parâmetros AP Bruta DP pH 5.83 0.2 Temperatura (°C) 44 1.8 Cloretos (g.L-1) 106.3 12.0 Sulfato (mg.L-1) 3.35 1.0 ST (g.L-1) 117.07 72.3 SF (g.L-1) 72.84 68.6 SV (g.L-1) 44.23 22.4 Cor Aparente (uC) 193.2 67.8 Cor Verdadeira (uC) 5.65 2.9 Alcalinidade total (mg.L-1) 52.97 20.0 Ácidos Voláteis (mg.L-1) 76.44 20.3 N-NTK (mg.L-1) 113.4 22.4 N amoniacal (mg.L-1) 83.9 30.8 Nitrito (mg.L-1) ND --1 Nitrato (mg.L ) ND -DQO (bruta) (mg.L-1) 5408.3 1548.3 DQO (solúvel) (mg.L-1) 3512.4 1374.7 DBO (mg.L-1) 239.9 99.9 DBO5/DQO 0.068 0.029 TOC (mgC.L-1)* 99.7 20.4 ND: não detectado pelo método analítico em uso.

AP Ozonizada 4.98 -79.9 ND 80.96 41.48 39.4 26.2 0.5 17.8 44.5 99.6 73.5 ND ND 3562.87 1978.6 302.6 0.153 82.9

DP 0.1 -17.3 -13.4 15.8 19.7 8.5 0.1 5.3 12.9 22.5 27.6 --1345.6 1003.7 67.9 0.034 36.5

A concentração de cloretos chama atenção devido ao seu grande valor, mesmo tendo sido observado que a ozonização tenha resultado numa redução de 25 % (de 106.3 g.L-1 para 79.9 g.L1 ). O íon cloreto age como capturador do radical OH- gerado na ozonização, formando água e cloro gasoso, reduzindo a salinidade, consumindo alcalinidade e baixando o pH, que como pode ser observado, houve um decréscimo do pH, de 5.83 na AP para 4.98 na AP, acompanhada pelo consumo de alcalinidade, que caiu de 52.97 mg.L-1 para 17.8 mg.L-1.

Essas características mostram que, na AP e na APPOz, existem carências nutricionais e presença de íons que podem causar efeitos letais à biomassa, sendo conveniente a diluição deste efluente antes de ele ser submetido ao tratamento biológico.

Tratamento biológico anaeróbio com biomassa imobilizada O tratamento do esgoto sanitário sintético em condição de anaerobiose ocorreu com a adição progressiva de APPOz, resultando em valores crescentes da DQO afluente, tanto bruta quanto solúvel, e da concentração de cloretos.

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Sob estas condições, o desempenho do reator, em relação à eficiência de remoção de DQO, decresceu gradativamente para 73%, 64%, 47% e 23% para as fases contendo 2%, 5%, 8% e 10% de APPOz, respectivamente, embora a quantidade de DQO removida tenha aumentado gradativamente até a fase 4 (8% de APPOz), reduzindo-se drasticamente a cerca de 50% quando se adicionou 10% de APPOz, como apresentado na Tabela 2.

Tabela 2. Valores de DQO e concentração de cloretos Cloretos (gCL-.L-¹) DQOaf (mg.L-¹) Fase Média DP Média DP 1 (sem APPOz) 875.7 ±79.67 2 (2% APPOz) 2.4 ±0.144 1148.2 ±232.0 3 (5% APPOz) 4.5 ±0.537 1679.4 ±409.1 4 (8% APPOz) 7.9 ±0.482 1980.5 ±216.3 5 (10% APPOz) 11.7 ±0.582 2062.7 ±209.3

DQOef (mg.L-¹) Média DP 131.3 ±44.08 246.4 ±76.4 572.9 ±82.8 798.8 ±223.1 1443.4 ±300.9

DQOr (mg.L-¹) Média DP 744.4 ±89.0 901.8 ±226.8 1106.5 ±298.9 1181.7 ±353.6 619.3 ±280.2

Os resultados do perfil temporal de decaimento de DQO ilustrados na Figura 2 mostram que, com exceção da fase 5, a remoção de DQO ocorre quase que na totalidade durante as primeiras 8 horas da fase de reação, permanecendo praticamente constante a partir daí, mesmo nas maiores porcentagens de adição de APPOz, indicando que o tempo de reação do ciclo da batelada do RBSBIan pode ser reduzido de 22 h para apenas 8 horas.

Figura 2. Perfil da concentração da DQOremovida no período de 12 horas

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O estudo cinético de decaimento de DQO nas oito primeiras horas de reação (Tabela 3) mostra que os valores de K (tanto o valor médio quanto o específico) até a fase 3 (5 % de APPOz) não apresentam alterações significativas, mas diminuem nas duas últimas fases com o aumento do percentual de APPOz para 8% e 10%, indicando decréscimo da utilização do substrato pela biomassa frente à adição da APPOz nas duas últimas etapas.

Diante do estudo cinético, é observado que, quanto maior o valor de K, maior será a remoção de matéria orgânica no tempo observado, caso a concentração inicial de matéria orgânica se mantenha constante. No entanto, na presente pesquisa, a DQO inicial aumenta de uma fase para a outra em sequência, o que influenciou diretamente na obtenção do valor da constante. Outro possível fator que contribuiu para valores diferentes de K entre as fases de operação pode ser atribuído a compostos presentes no resíduo de petróleo ozonizado adicionado ao sistema, como a salinidade e os compostos recalcitrantes e tóxicos, que resultaram no aumento do valor da DQO inicial observado a cada mudança de fase de operação do RBSBIan e que, segundo Moraes e Paula Jr (2004), influencia diretamente na quantificação da constante de velocidade.

Seguindo a constate de decaimento de matéria orgânica, a velocidade da reação média (robs) e específica (robs`), apresentaram valores crescentes nas 3 primeiras fases, caindo nas fases subsequentes. A velocidade de reação foi influenciada diretamente pela quantidade de substrato inicial até a fase 3, apresentando valores menores nas duas fases posteriores. Apesar da concentração de DQO maior, o declínio de robs e robs` foi influenciado pelo menor valor de K destas fases.

Tabela 3. Coeficiente cinético e velocidade de remoção de DQO em cada fase Fases K (h-1) K`(L.MGSV-1.H-1) ROBS (MGDQO.L-1.H-1) 1 (sem APPOz) 18.2 x 10-2 13.9 x 10-5 121.6 -2 -5 2 (2% APPOz) 19.0 x 10 17.9 x 10 148.7 3 (5% APPOz) 16.1 x 10-2 13.9 x 10-5 233.6 4 (8% APPOz) 10.5 x 10-2 3.36 x 10-5 197.6 5 (10% APPOz) 2.4 x 10-2 1.01 x 10-5 36.3

ROBS`(MGDQO.MGSV-1.H-1)

0.09 0.14 0.20 0.06 0.02

Avaliação da Biomassa Ao término de cada fase, foi realizada a coleta do lodo suspenso desenvolvido no fundo do reator (abaixo da camada com biomassa imobilizada), para avaliação da biomassa. Em nenhum momento houve a necessidade de descarga de lodo por motivo de crescimento deste.

O baixo crescimento do lodo pode ser atribuído ao alto custo energético necessário para a adaptação da biomassa à pressão osmótica ou à toxicidade causada pela adição da APPOz. 354

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Provavelmente, as reações biológicas realizadas no RBSBIan precisaram suprir a necessidade de fornecer energia suficiente aos microrganismos para a sua sobrevivência no ambiente com teor de cloreto elevado.

Com a finalidade de melhor compreender o comportamento da biomassa frente aos aumentos da adição de APPOz, foram calculadas a massa biológica de lodo suspenso do fundo do reator, a relação F/M média e a taxa especifica média de utilização do substrato (U), em cada fase operacional, cujos resultados estão mostrados na Tabela 4.

Tabela 4. Massa de lodo do fundo do reator, relação F/M e U. Fase 1 (sem APPOz) 2 (2% APPOz) 3 (5% APPOz) 4 (8% APPOz) 5 (10% APPOz)

Massa biológica de lodo (mg) 1006.73 817.39 894.35 2404.44 1830.27

F/M (mgDQOaf.mg-1SV) 0.109±0.010 0.176±0.035 0.235±0.057 0.103±0.011 0.141±0.014

U (mgDQOr.mg-1SV) 0.081±0.004 0.116±0.016 0.138±0.030 0.031±0.017 0.026±0.023

Percebeu-se um decréscimo da massa biológica da fase 1 para a fase 2, que pode ser atribuído à adição da água de produção e à aclimatação da referida água. Acredita-se que pode ter ocorrido uma seleção da biomassa ao primeiro choque de salinidade, levando ao arraste de lodo, da biomassa suspensa a qual estava sendo retida no meio suporte, que passou a funcionar como um filtro, impedindo o arraste do mesmo para o efluente do reator. Nas fases subsequentes, a biomassa suspensa aumenta devido à concentração de SVL, como consequência do aumento da oferta de substrato afluente medida como DQO, com aumento significativo na fase 4, certamente devido à aclimatação da biomassa.

A relação F/M aplicada aumentou de 0.109 mgDQO.mgSV-1 na fase 1 (sem AP), para 0.235 mgDQO.mgSV-1 na fase 3, e a U também aumentou, indicando que, pelo menos aparentemente, até essa fase não houve queda na atividade microbiana. No entanto, nas fases 4 e 5, a relação F/M aplicada diminuiu, devido ao aumento da massa biológica verificada na fase 4 (8% de APPOz), mas a taxa específica de utilização do substrato caiu para cerca de 80% do valor obtido na fase 3, o que permite inferir que, embora tenha havido aumento significativo da massa biológica na fase 4, esta possuía baixa atividade, o que resultou na queda da eficiência de remoção de matéria orgânica quando a adição de APPOz atingiu 8% e 10%.

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Interferência da salinidade O aumento progressivo do percentual de adição de APPOz no esgoto sanitário sintético resultou no aumento gradativo da salinidade e da concentração de sólidos no afluente e no efluente do reator (Tabela 5).

Tabela 5. Valores médios de sólidos totais, fixos e voláteis Afluente (mg.L-1) Fase ST SF SV SF/ST ST 1 (sem APPOz) 532 102 430 0.19 358 2 (2% APPOz) 4522 3443 1079 0.76 4451 3 (5% APPOz) 10132 8239 1893 0.81 9718 4 (8% APPOz) 15931 13885 2046 0.87 14530 5 (10% APPOz) 21624 18175 3449 0.84 21150 Legenda: ST=sólidos totais, SF=sólidos fixos, SV=sólidos voláteis

Efluente (mg.L-1) SF SV 126 231 3506 945 7928 1790 12413 1853 19297 2117

SF/ST 0.35 0.79 0.82 0.85 0.91

Os valores de SV (matéria orgânica) do afluente e do efluente aumentaram gradativamente com a adição em percentuais crescentes de APPOz e acompanharam os incrementos dos valores da DQO, indicando que houve pouco arraste de biomassa. Era esperada acentuada perda de biomassa pela destruição dos flocos devido ao alto teor de sais, mas, certamente, como havia o meio suporte (espumas de poliuretano) com biomassa imobilizada, que também estava funcionando como um filtro esta proporcionava a retenção da biomassa suspensa, esta proporcionou a maior remoção de DQO bruta.

A partir da fase 2, ao ser adicionada APPOz, a relação SF/ST aumentou para valores superiores a 0.75 para afluente e efluente, caracterizando a predominância de materiais inorgânicos, visto que os sais são medidos como sólidos fixos.

Woolard e Irvine (1995) citam que altas concentrações de sais tendem a perturbar as funções metabólicas normais e a reduzir a velocidade de degradação da matéria orgânica, podendo ainda romper membranas celulares e desnaturar enzimas que são letais à maioria dos microrganismos.

Em geral, a salinidade se dá devido à presença de cloretos e sulfatos associados a cátions de Na+, K+, Ca+, Mg+. Na AP, todos esses cátions estão presentes em elevadas concentrações, mas predominam os cloretos de sódio. Nas fases 4 (8% APPOz) e 5 (10% APPOz), as concentrações médias de cloretos eram de 7.9 gCl-.L-1 e 11.7 gCl-.L-1. A literatura (Mccarty, 1964; Kugelman e Mccarty, 1965; Soto, 1996) dá conta de inibição do processo anaeróbio em presença de cloretos com concentração a partir de 4.600 mgCl-.L-1 e de sódio a partir de 3.500 mgNa+.L-1. Desta forma,

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a inibição verificada a partir da fase 4 (8% APPOz) pode estar associada à elevada concentração de cloreto de sódio.

Avaliação da Toxicidade A toxicidade da APPOz foi testada em diluições de 2%, 5% e 10%, semelhantes às proporções de APPOz adicionadas à operação do RBSBIan com o intuito de fazer uma analogia do potencial da APPOz em causar toxicidade à biomassa anaeróbia. Os testes mostraram que as amostras de água de produção diluídas a 2% tiveram valores bem baixos de toxicidade, não apresentando efeito letal nem subletal. Nas diluições de 5% e 8% de APPOz, o percentual de sobrevivência dos náuplios, nas amostras de água de produção, são semelhantes ao controle, ou seja, água do mar limpa. No entanto, o efeito subletal, redução no desenvolvimento, foi significativo. Já para as diluições a 10 %, os testes apresentaram altos valores de toxicidade.

Dessa forma, esses resultados sugerem que a toxicidade, aliada à elevada presença de cloreto de sódio, foi o fator limitante para a eficiência do sistema anaeróbio. Sugerem ainda que os microrganismos presentes no reator, mesmo sendo submetidos a uma aclimatação durante as fases operacionais, não se adaptaram à alta salinidade e à toxicidade da APPOz. Estes resultados coincidem com o desempenho observado durante a operação do RBSBIan: a partir da adição de 8% de APPOz, começou a ocorrer a diminuição da eficiência de remoção de matéria orgânica.

Conclusões A pré-ozonização da AP apresentou eficiência de remoção de matéria orgânica medida como DQO de 34.1% com relação ao efluente bruto e de 43.6% com relação ao efluente filtrado. A relação DBO5/DQO da AP é muito baixa, contudo, a pré-ozonização aumentou essa relação em 124%, com valor de 0.153. No entanto, a APPOz ainda é um resíduo de difícil degradação.

O RBSBIan, operado com APPOz diluída em esgoto sanitário sintético, apresentou eficiência de remoção de matéria orgânica (DQO), com valores decrescentes, respectivamente, de 75%, 73%, 64%, 47% e 23% para as fases 1 (sem APPOz), 2 (com 2% APPOz; 2.4 gCl-.L-¹), 3 (com 5% APPOz; 4.5 gCl-.L-¹), 4 (com 8% APPOz; 7.9 gCl-.L-¹) e 5 (com 10% APPOz; 11.7 gCl-.L-¹).

O estudo cinético revelou que a remoção de DQO ocorria quase que completamente nas primeiras 8 horas da fase de reação de cada batelada, em todas as fases operacionais, mostrando que o tempo da fase de reação pode ser reduzido de 22 h para 8 h. No entanto, a partir da adição de 8% de APPOz, os valores da constante cinética (K) e da velocidade de reação observada (robs), apresentaram queda significativa destes parâmetros.

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A biomassa em suspensão presente no reator apresentou baixa taxa de crescimento celular, não tendo sido necessário fazer descarte de lodo durante toda fase experimental.

A taxa de utilização do substrato (U) pela biomassa suspensa presente no RBSBIan caiu significativamente (80%), de 0.138 mgDQOrem.mg-1SV (Fase 3) para 0.026 mgDQOrem.mg-1SV (Fase 4), a partir da adição de 8% de APPOz. Os testes toxicológicos mostraram que a APPOz diluída a 2% mostrou baixos valores de toxicidade. Nas diluições de 5 e 8% de APPOz o efeito subletal foi significativo. Já para as diluições a 10%, os testes apresentaram altos valores de toxicidade.

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

TRATAMENTO ANAERÓBIO E AERÓBIO DE LIXIVIADO DE ATERRO SANITÁRIO ANAEROBIC TREATMENT AND AEROBIC LANDFILL LEACHATE

*Elaine Gurjão de Oliveira1 Valderi Duarte Leite1 Risoneide Borges da Silva1 Israel Nunes Henrique2 Aldre Jorge Morais Barros3

Recibido el 10 de febrero de 2015; Aceptado el 21 de octubre de 2015

Abstract Landfill leachate can be considered a liquid waste holder of high concentration of ammonia nitrogen, recalcitrant organic matter and, according to the chemical composition of solid waste landfill and the age of the earth, significant concentrations of heavy metals. Such characteristics require sophisticated alternative technologies for the treatment of leachate due to its imbalance between the nutrient and the possible generation of potential toxic products in case of biological process, or other byproducts in case of physical and chemical processes. Conjugated treatment of landfill leachate and sewage is emerging as a promising technological alternative, however, it also recognizes the necessity of operating parameter settings, especially regarding the application of this type of treatment in real scale. In this context, this study worked with the conjugated treatment of landfill leachate and domestic sewage in UASB reactor, followed by biological trickling filter, applying volumetric organic loads of 1.0 kgBOD5 / m3.dia (step 1), 1.2 kgBOD5 / m3.dia (step 2) and 1.5 kgBOD5 / m3.dia (step 3) and HRT of 7.5, 5.0 and 18.0 hours, respectively. The efficiency of total COD removal in the two reactors were 85%, 57% and 89% for steps 1, 2 and 3, respectively. It also presented satisfactory removal of N-NH4 +, producing, in step 2, an effluent with average concentration of 17 mg N-NH4 +.L-1. This result meets the discharge standards into water bodies, once that the maximum value allowed is 20 mg N-NH4 +.L-1.

Key words: wastewater; combined treatment; UASB reactor; percolator biological filter.

1

Universidade Estadual da Paraíba, Brasil.

Universidade Federal do Oeste do Pará, Brasil.

3 Universidade Federal de Campina Grande, Brasil.

2

*Autor corresponsal: Universidade Estadual da Paraíba. Rua Baraúnas, 351- Bairro Universitário, Campina Grande, Paraíba.

58429500. Brasil. Email: elaine_gurjao@hotmail.com

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Resumo Lixiviado de aterro sanitário pode ser considerado um resíduo líquido detentor de elevada concentração de nitrogênio amoniacal, matéria orgânica recalcitrante e dependendo da composição química dos resíduos sólidos aterrados e da idade do aterramento, significativas concentrações de metais pesados. Tais características exigem sofisticadas alternativas tecnológicas para o tratamento de lixiviado frente ao desequilíbrio estabelecido entre os nutrientes e a possibilidade potencial da geração de toxicidade quando se tratar de processo biológico ou de outros subprodutos, quando se tratar de processos físicos e químicos. O tratamento conjugado de lixiviado de aterro sanitário mais esgoto doméstico vem despontando como uma promissora alternativa tecnológica, mesmo reconhecendo ainda a necessidade de ajustes de parâmetros operacionais, principalmente no que concerne a aplicação deste tipo de tratamento em escala real. Neste trabalho foi estudado o processo de tratamento conjugado de lixiviado de aterro sanitário mais esgoto doméstico em reator UASB seguido de filtro biológico percolador, aplicando-se cargas orgânicas volumétricas de 1.0 kgDBO5/m3.dia (etapa 1), 1.2 kgDBO5/m3.dia (etapa 2) e 1.5 kgDBO5/m3.dia (etapa 3) e TDH de 7.5 , 18.0 e 5.0 horas, respectivamente. As eficiências de remoções de DQO total nos dois reatores foram de 85%, 57% e 89% para as etapas 1, 2 e 3, respectivamente. Apresentou ainda remoções satisfatórias de N-NH4+, produzindo, na etapa 2 efluente com concentração média de 17 mg N-NH4+.L-1 valor que atende os padrões de lançamento em corpos hídricos, cujo valor máximo permitido é 20 mg N-NH4+.L-1.

Palavras–chave: águas residuárias; tratamento conjugado; reator UASB; filtro biológico percolador.

Introdução Lixiviado de aterro sanitário é o líquido proveniente da umidade natural e água de constituição presentes na matéria orgânica dos resíduos, dos produtos da degradação biológica dos materiais orgânicos presentes e da água de infiltração na camada de cobertura e interior das células de aterramento, somado a materiais dissolvidos ou suspensos extraídos da massa de resíduos (Yao, 2013).

O lixiviado é um tipo de água residuária de composição físico/química muito complexa e variada, dependendo principalmente das características dos resíduos depositados, do grau de decomposição dos resíduos, do clima, da idade do aterro, da profundidade das células de aterramento, do tipo de operação do aterro, entre outros fatores (Campos et al., 2013). Em geral, apresenta coloração escura, odor forte e característico, elevada concentração de nitrogênio amoniacal, de matéria orgânica (expressa em função de sólidos suspensos e dissolvidos) e de compostos orgânicos de difícil biodegradação, como as substâncias húmicas e fúlvicas (Felici et al., 2013) podendo conter metais pesados e hidrocarbonetos aromáticos, que propiciam certo grau de toxicidade (Brito et al., 2012).

Tais características inviabilizam seu lançamento “in natura” em corpos hídricos, devido ao possível impacto negativo que pode ocasionar tanto para o ecossistema local, quanto para a saúde pública (Pedroso et al., 2012).

Visando satisfazer as condições de lançamento do lixiviado nos corpos receptores, de acordo com Renou et al., (2008), se faz necessário tratamento adequado do mesmo, que pode ser físico, químico 361

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e biológico, bem como a combinações de ambos. As tecnologias de tratamento biológico para lixiviados de aterros sanitário são normalmente combinadas para garantir maior eficiência de remoção de poluentes e alcançar os limites estabelecidos pela legislação ambiental.

Tecnologias de tratamento anaeróbio e aeróbio possibilitam a remoção de material carbonáceo e nitrogenado, produzindo efluentes de boa qualidade com baixos custos de implantação e operação.

Reator anaeróbio de fluxo ascendente e manta de lodo (UASB) possibilita remoção de DQO na faixa de 65 a 76% e remoção de DBO5 superior a 90% (Kwarciak e Bohdziewicz, 2008). A associação de filtro biológico percolador (FBP) após reator UASB possibilita remoção da carga orgânica nitrogenada presente no lixiviado de aterro sanitário, com pouca exigência de manutenção, instalação barata e elevada tolerância às variações de cargas orgânicas e hidráulicas aplicadas (Couto et al., 2013).

A realização desse trabalho objetivou estudar a influência da carga orgânica aplicada e do tempo de detenção hidráulico dos processos de tratamento anaeróbio e aeróbio de lixiviado de aterro sanitário e esgoto doméstico, de forma a atender os padrões de descarte de efluentes em corpos aquáticos.

Material e métodos O sistema experimental foi projetado, construído e monitorado nas dependências físicas da Estação Experimental de Tratamentos Biológicos de Esgotos Sanitários (EXTRABES), pertencente à Universidade Estadual da Paraíba, localizada no Bairro do Tambor na cidade de Campina Grande, PB, Brasil, (com coordenadas geográficas de 7° 13΄11˝ S, 35° 52΄ 31˝ O e altitude de aproximadamente 550m).

O substrato (Sub) utilizado na alimentação do reator UASB, era constituído de lixiviado de aterro sanitário “in natura” na proporção de 1 %, mais esgoto doméstico na proporção de 99 % (percentagem em volume), para realização das etapas 1 e 3 e, de 10% de lixiviado de aterro sanitário, in natura, mais 90% de esgoto doméstico, na etapa 2. O substrato era sempre preparado com frequência diária, com T=25°C (± 0.5°C). O tempo de detenção hidráulico (TDH) foi de 24 horas no reservatório de alimentação e de 18.5 a 47.3 horas no reservatório do efluente do reator UASB. O lixiviado utilizado para realização dos experimentos era coletado com frequência mensal durante o período de Outubro de 2012 a Setembro de 2014 no aterro sanitário da região metropolitana da capital do estado da Paraíba (João Pessoa) e o esgoto doméstico foi proveniente do sistema de esgotamento sanitário da cidade de Campina Grande, PB, tomada em um de seus interceptores (interceptor Leste) que fica situado geograficamente no sentido longitudinal das dependências da EXTRABES. 362

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O sistema experimental, em escala piloto, era constituído de reator anaeróbio de fluxo ascendente e manta de lodo (UASB) seguido de filtro biológico percolador (FBP) projetados em série, conforme pode-se observar na Figura 1.

Figura 1. Representação esquemática do sistema experimental.

O reator UASB, com volume total de 42 L foi construído com tubo de PVC. Para a partida do sistema, o reator UASB foi inoculado com lodo proveniente de um reator anaeróbio tratando esgoto doméstico. O volume de lodo adicionado foi de 8.5 L, o que corresponde aproximadamente a 20% do volume total do reator UASB. O FBP, com volume total de 35 L foi construído em tubo de PVC, tendo como meio suporte brita nº 04, com coeficiente de espaço vazio igual a 0.47. O filtro biológico percolador foi alimentado com efluente do reator UASB em fluxo intermitente e, o tempo de duração de cada ciclo foi de 08 horas nas etapas 1 e 2, o que correspondeu a um quantitativo de 03 ciclos diários e, na etapa 3 a duração dos ciclos foi de quatro horas, totalizando um quantitativo de seis ciclos diários. Cada ciclo foi dividido nas seguintes fases: alimentação, descarga e repouso. As magnitudes dos parâmetros operacionais aplicadas aos reatores são apresentadas na Tabela 1.

O monitoramento do sistema experimental foi dividido em três diferentes etapas a fim de avaliar a influência das cargas orgânicas e das cargas superficiais aplicadas ao reator UASB e ao filtro biológico percolador.

363

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Tabela 1. Parâmetros operacionais do reator UASB e do FBP no tratamento biológico de lixiviado de aterro sanitário mais esgoto doméstico nas três diferentes etapas de monitoramento PARÂMETROS REATOR UASB FBP E1 E2 E3 E1 E2 E3 Vazão Afluente (L/dia) Carga Orgânica Volumétrica (kg DBO5/m3.dia) Carga hidráulica volumétrica (m3/m3.dia) Taxa de aplicação superficial (m3/m2.dia) Tempo de Detenção Hidráulica (horas) Duração de Cada Etapa (dias) Número de Amostras

143

56

227

42

50

84

1.0

1.2

1.5

0.4

0.6

0.6

3.17

1.33

5.0

3.0

3.0

6.0

-

-

-

2.39

2.84

4.7

7.5

18

5

-

-

-

168 24

196 28

112 16

168 24

196 28

112 16

E1: etapa 1; E2: etapa 2; E3: etapa 3.

As análises químicas do substrato e dos efluentes dos reatores eram realizadas com frequência semanal e obedeceram às normas preconizadas pelo Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (APHA, 2012). Durante o período de monitoramento, foram analisados os seguintes parâmetros: pH, alcalinidade total, ácidos graxos voláteis (AGV), demanda química de oxigênio (DQO), demanda bioquímica de oxigênio (DBO5), nitrogênio amoniacal (N-NH4+), nitrito (NNO2-) e nitrato (N-NO3-).

Resultados e discussão Os comportamentos das magnitudes do potencial hidrogeniônico (pH) no substrato e nos efluentes do UASB e do FBP são apresentados na Figura 2. Pode-se constatar que durante a operação do sistema, os valores de pH no substrato oscilaram entre 7 e 8, proporcionando condições favoráveis a um bom desempenho do reator UASB. Na primeira, segunda e terceira etapa do monitoramento, as magnitudes do pH foram de 7.5, 8.0 e 7.2 unidades de pH, respectivamente.

No reator UASB não houve grandes variações nas magnitudes do pH do substrato durante todo o período de monitoramento em todas as etapas, mesmo com o aumento da carga orgânica aplicada ao reator. Observou-se um leve acréscimo nos valores de pH para as três etapas do monitoramento devido a atividade das bactérias metanogênicas, que produzem alcalinidade na forma de dióxido de carbono (CO2), amônia e bicarbonato. Na terceira etapa, não observou-se variação significativa na magnitude do pH do substrato e nem do efluente do reator UASB, mesmo considerando que nesta etapa, a carga orgânica aplicada ao reator UASB foi 0.5 vezes superior a carga orgânica aplicada na primeira etapa.

364

Vol. 8, No. 3, 360 – 371 6 de diciembre de 2015

No FBP, ocorreu o decréscimo dos valores de pH nas três etapas de monitoramento, porém, maior redução foi constatada na terceira etapa, sendo decrescidas 0.6 unidades de pH. Os valores de pH no efluente do sistema de tratamento para as etapas 1, 2 e 3 foram de 7.5, 7.6 e 6.6 respectivamente.

9 8 7

pH

6 5

SUB

4

UASB

3

FBP

2 1 0 ETAPA 1

ETAPA 2

ETAPA 3

Figura 2. Comportamento dos valores de pH do substrato e dos efluentes do reatores

Alcalimidade Total (mg CaCO3/L)

O comportamento da alcalinidade total no sistema de tratamento é apresentado na Figura 3.

1100 1000 900 800 700 600 500 400 300 200 100 0

SUB UASB FBP

ETAPA 1

ETAPA 2

ETAPA 3

Figura 3. Perfil da concentração de alcalinidade total no sistema de tratamento 365

Vol. 8, No. 3, 360 – 371 6 de diciembre de 2015

A concentração média da alcalinidade total no substrato foi 471 mg CaCO3/L (etapa 1), 887 mg CaCO3/L (etapa 2) e 412 mg CaCO3/L (etapa 3). A carga orgânica volumétrica de 1.0 kgDBO5/m3.dia, aplicada na primeira etapa do monitoramento não foi suficiente para a geração de alcalinidade total no reator UASB, produzindo apenas 1 mg CaCO3/L. Na segunda e terceira etapa, observou-se acréscimo de alcalinidade de 97 mg CaCO3/L e 28 mg CaCO3/L, respectivamente. Pode-se constatar que a carga orgânica aplicada tem influência direta no incremento de alcalinidade em reatores UASB. Tais incrementos estão relacionados às reações de amonificação e remoção de ácidos graxos voláteis e tem efeito positivo na estabilização do reator anaeróbio, haja vista melhorar o poder de tamponamento do reator, acelerar a remoção de poluentes e mitigar a possibilidade inibição do processo de metanogênese.

No FBP as concentrações de alcalinidade total foram reduzidas nas três etapas, porém, é possível observar considerável diferença entre as eficiências de reduções das mesmas. Na primeira etapa, verificou-se um baixo consumo de alcalinidade, equivalente a 14%. Este baixo consumo indica que o tempo de repouso no FBP foi insuficiente, não possibilitando condições satisfatórias ao processo eficiente de nitrificação. Nas etapas seguintes, comportamentos semelhantes foram observados, apresentando eficiências de remoções de 31% (etapa 2) e 35% (etapa 3), ocorrendo maior nitrificação e estabilização do sistema. Essa redução de alcalinidade total no FBP ocorre devido a sua utilização para a oxidação do nitrogênio amoniacal a nitrito, em decorrência da adição de íons H+ que são liberados durante o processo de nitrificação. Segundo Metcalf e Eddy (2003), para cada 1 mg/L de amônia oxidada, são necessárias 7.14 mg/L de alcalinidade total (como CaCO3). Os dados experimentais expressam que para cada 1 mg/L de amônia oxidada foram consumidas 8.2 mg CaCO3/L (etapa 1), 8.0 mg CaCO3/L (etapa 2) e 4.8 mg CaCO3/L (etapa 3) de alcalinidade total.

As magnitudes das concentrações dos ácidos graxos voláteis nos substratos e nos efluentes dos reatores nas três diferentes etapas do trabalho poderão ser observadas na Figura 4.

As concentrações médias de ácidos graxos voláteis nos substratos utilizados para alimentação do reator UASB nas três diferentes etapas foram de 111.0, 295.0 e 109.0 mg HAC/L nas etapas 1, 2 e 3, respectivamente. Os ácidos graxos voláteis diminuíram do afluente para o efluente do sistema de tratamento, evidenciando a assimilação desses pela biomassa metanogênica, e consequente conversão a metano (reator UASB) e realização do processo de nitratação (FBP). Pode-se constatar que a concentração média de AGV no efluente do sistema de tratamento na primeira, segunda e terceira etapa foi de 56 e 52 mgHAc/L respectivamente, com eficiência média de redução de 49% (etapa 1), 54% (etapa 2) e 53% (etapa 3).

A variação das concentrações de matéria orgânica, expressa na forma de DQO total e DBO5 durante todo o período de operação do sistema de tratamento encontram-se na Figura 5.

366

Ácidos Graxos Voláteis (mgHAC/L)

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330 300 270 240 210 180 150 120 90 60 30 0

SUB UASB FBP

ETAPA 1

ETAPA 2

ETAPA 3

1750

1050

1500

900

1250 1000

SUB

750

UASB

500

FBP

250

DBO5 (mg O2/L)

DQO Total (mg O2/L)

Figura 4. Perfil da concentração de AGV no sistema de tratamento.

750 600

SUB

450

UASB

300

FBP

150

0

0 ETAPA 1

ETAPA 2

ETAPA 3

ETAPA 1

ETAPA 2

ETAPA 3

Figura 5. Comportamento da concentração de DQO total e DBO5 no sistema experimental

As concentrações médias afluente de DQO total nas etapas 1, 2 e 3 foram de 567 mg O2/L, 1502 mg O2/L e 552 mg O2/L. Na etapa 2, observa-se um aumento na concentração da DQO afluente ao sistema de tratamento. Este aumento de DQO está relacionado às características do lixiviado de aterro sanitário utilizado nessa etapa de monitoramento, sabendo-se que o mesmo varia de acordo com a época do ano e a célula do aterro na qual foi coletado. No reator UASB, durante a primeira etapa, a eficiência na remoção de DQO correspondeu a 60%, produzindo efluente com concentração de DQO de 227 mgO2/L. Na etapa 3, a remoção de DQO aumentou, apresentando eficiência média de 70%. Observa-se que o aumento de 0.5 vezes da carga orgânica aplicada (etapa 1 para etapa 3) 367

Vol. 8, No. 3, 360 – 371 6 de diciembre de 2015

foi suportada bem pelo sistema, possibilitando maiores remoções em menor TDH. As remoções obtidas nas etapas 1 (60%) e 3 (70%) estão de acordo com os valores preconizados na literatura para reatores anaeróbios, onde remoções de até 70% de DQO podem ser alcançadas (Khan et al., 2011).

O menor desempenho na remoção de DQO total foi obtido na etapa 2, operando com carga orgânica de 1.2 kgDBO5/m3. dia, apresentou eficiência media de remoção de 46%. A explicação para este decaimento na eficiência de remoção de DQO no UASB é a constituição do lixiviado, apresentando alta concentração de compostos recalcitrantes.

As eficiências de remoção de DQO total observadas neste trabalho são similares aos obtidos por Ramos (2009) avaliando o desempenho de reator UASB no tratamento da mistura de 10% de lixiviado pós dessorção de amônia e 90% de esgoto doméstico obteve eficiência de 44% na remoção de DQO total, aplicando um tempo de detenção hidráulico de 12 horas e carga orgânica volumétrica de 2.1 kg DQO/m3. dia, e inferiores aos obtidos por Torres et al., (2009) tratando uma combinação de águas residuárias domésticas e lixiviado em uma razão volumétrica de 5% de lixiviado, com tempo de detenção hidráulico de 8 horas e carga orgânica de 2.84 kg DQO/m3.dia, obteve eficiência de 70% na remoção de DQO. A associação do FBP após reator UASB contribuiu para o aumento na eficiência de remoção de DQO total no sistema de tratamento. As eficiências de remoção de DQO total de 60%, 46% e 70% obtidas no reator UASB aumentaram para 85%, 57% e 89%, para as etapas 1, 2 e 3, respectivamente, no sistema de tratamento UASB+FBP. As concentrações de DQO total no efluente final do sistema de tratamento foram de 86 mg O2/L (etapa 1), 723 mg O2/L (etapa 2) e 61 mg O2/L (etapa 3).

Quanto aos valores de DBO5, a maior eficiência de remoção no sistema de tratamento foi observada na etapa 3, quando a carga orgânica volumétrica de 1.5 kgDBO5/m3. dia foi aplicada, obtendo remoções de 76%. Na segunda etapa, comportamento similar ao da DQO total foi observado, havendo decréscimo de 19% na eficiência de remoção. Remoções de 66% foram obtidas na etapa 1, produzindo efluente com concentração de 90 mg O2/L. Analisando o comportamento apresentado na Figura 5, observa-se que independente da carga orgânica aplicada ao sistema, as maiores remoções de matéria orgânica ocorreram no reator UASB. Tais resultados corroboram com Almeida et al., (2011), os quais afirmam que em sistemas UASB/FBP, o reator UASB é responsável pela maior parcela de remoção de DQO, DBO5 e SST, tendendo os FBP assumirem a função de polimento.

As magnitudes das concentrações de nitrogênio amoniacal nos substratos e nos efluentes dos reatores nas três diferentes etapas do trabalho poderão ser observadas na Figura 6. A concentração do nitrogênio amoniacal afluente manteve-se na média de 75 mg N-NH4+/L (etapa 1), 60 mg NNH4+/L (etapa 2) e 61 mg N-NH4+/L (etapa 3), valores tidos como ótimos para reatores UASB segundo Shalini e Joseph (2012). De acordo com os autores, concentrações de amônia variando entre 50 a 368

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200 mg/L são tidas como benéfica para a atividade microbiana em reatores anaeróbios. No reator UASB, nas etapas 1 e 3 as concentrações de nitrogênio amoniacal apresentaram pequeno consumo do afluente para o efluente, ocorrendo consumo de 3 e 4 mg N-NH4+/L, respectivamente. Na segunda etapa, o reator UASB apresentou comportamento distinto, havendo aumento da concentração de nitrogênio amoniacal, em decorrência do processo de amonificação, produzindo efluente com 67 mg N-NH4+/L.

80

Nitrogênio Amoniacal (mg N-NH4+/L)

70 60 50

SUB

40

UASB

30

FBP

20 10 0 ETAPA 1

ETAPA 2

ETAPA 3

Figura 6. Comportamento da concentração de nitrogênio amoniacal no sistema de tratamento

No FBP ocorre a conversão do nitrogênio amoniacal, na presença de oxigênio, a nitrito e, posteriormente a nitrato, durante o processo de nitrificação. Na primeira etapa, se trabalhou com uma carga de nitrogênio amoniacal de 0.28 kg/m3dia, com concentração média afluente de 72 mg/L. A eficiência média de remoção de nitrogênio amoniacal do sistema foi de apenas 21%, produzindo efluente com concentração de 59 mg N-NH4+/L. Durante a etapa 2 a carga de nitrogênio amoniacal aplicada foi reduzida a 0.20 kg/m3dia, sendo registrada remoção média de 72% e concentração de 17 mg N-NH4+/L no efluente do sistema. Observa-se um aumento na eficiência de remoção (51%), o qual pode ser atribuído ao maior tempo de repouso aplicado ao filtro biológico (1 h e 7.33 h nas etapas 1 e 2, respectivamente) proporcionando um maior fluxo de ar na etapa 2, garantindo nitrificações mais eficientes. Na terceira etapa, se trabalhou com uma carga menor, de 0.17 kg/m3dia, e tempo de repouso de 3 horas. A remoção média observada para esta etapa foi de 61%, com concentração média efluente de 24 mg N-NH4+/L. As condições operacionais da etapa 2 produzem efluente que atende os padrões de lançamento do CONAMA 430/2011, cujo valor máximo permitido é 20 mg N-NH4+/L.

369

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Na Tabela 2 são apresentados os valores médios, máximos e mínimos de nitrito e nitrato nas três diferentes etapas de monitoramento do sistema experimental.

Tabela 2. Valores médios, máximos e mínimos das concentrações de nitrito e nitrato nas três diferentes etapas de monitoramento Parâmetro Etapa1 Etapa 2 Etapa 3 Nitrito (mg/L)

Máximo Médio Mínimo

5.0 2.5 1.0

3.0 1.64 1.0

1.2 0.9 0.4

Nitrato (mg/L)

Máximo Médio Mínimo

18.0 10.0 6.0

39.0 38.0 36.0

38.0 32.0 24.0

Durante todo o período experimental observou-se baixas concentrações de nitrito e eficientes conversões a nitrato, principalmente nas etapas 2 e 3 produzindo efluentes com concentração média de 10 mg N-NO3-/L, 38 mg N-NO3-/L e 32 mg N-NO3-/L (etapas 1, 2 e 3). As velocidades de conversão de nitrogênio amoniacal para nitrato (k), quantificada pela equação de primeira ordem e por ciclo operacional, foram respectivamente de 0.6, 4.2 e 5.1 dia-1. Nas etapas 2 e 3 as baixas concentrações de nitrito e a conversão do mesmo a nitrato indicam que o período de repouso no FBP foi provavelmente suficiente para garantir a alimentação de oxigênio necessário para a atividade das bactérias responsáveis pela nitratação.

Suassuna (2004) operou filtros percoladores como unidades independentes e aeradas (vazão média de ar de 2.0L/min) que receberam efluente de um reator anaeróbio compartimentado. As concentrações de nitrato no esgoto afluente variaram em torno de 2.0 mgNO3-/L e nos efluentes dos filtros percoladores variaram em torno de 30.0 mgNO3-/L, o que mostra claramente a ocorrência do processo de nitrificação nos filtros.

Conclusões Analisando os dados deste trabalho , pode-se constatar a viabilidade de se empregar um sistema de tratamento constituído de reator UASB seguido de FBP no tratamento conjugado de lixiviado de aterro sanitário mais esgoto doméstico. O sistema UASB/FBP propiciou maiores remoções de matéria orgânica com carga orgânica volumétrica de 1.5 kgDBO5/m3dia e TDH de 5 horas. Com relação à remoção de material nitrogenado, as maiores eficiências de remoção de nitrogênio amoniacal e consequentemente conversão a nitrato, foram alcançadas na segunda etapa do monitoramento, operando com carga de 0.2 kg N-NH4+/m3dia, produzindo efluente que atende aos padrões de lançamento estabelecidos pela legislação vigente.

370

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Vol. 8, No. 3, 372 – 384 6 de diciembre de 2015

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

OTIMIZAÇÃO DA TÉCNICA DE ELETROCOAGULAÇÃO/FLOCULAÇÃO POR MEIO DA REDUÇÃO DE DQO UTILIZANDO ELETRODOS DE AÇO CARBONO

*Liana Geisa Conrado Maia1 Eliezer Fares Abdala Neto1 Ari Clecius Alves de Lima1 Ronaldo Ferreira do Nascimento2 Ronaldo Stefanutti1

REMOVAL OF COD AND TURBIDITY OF WASTE STABILIZATION POND ELECTROCOAGULATION/FLOCULATION Recibido el 9 de marzo de 2015; Aceptado el 2 de noviembre de 2015

Abstract This paper proposes to develop a technology electrocoagulation/electroflotation for post-treatment of wastewater The paper investigated the application of electrocoagulation/electroflotation with two sets of electrodes, carbon steel and aluminum, in the treatment of the effluent from the stabilization pond wastewater treatment Set New Metropolis, located in Caucaia, Ceará station. Studies applying the technique of electrocoagulation/electroflotation for wastewater treatment are made, mostly at the level of Countertop. In order to assess the technical and economic feasibility of implementing the electrolytic polishing of wastewater stabilization ponds, tests were carried out in electrolytic cells operating 4L batch, varying some settings, such as pH , mechanical agitation and electrolyte concentration . Based on the removal efficiency of turbidity and COD were determined optimal settings for electrodes of aluminum and carbon steel. It was noted that the optimal settings for aluminum electrodes were pH = 8.95, 0.078 = rpm mechanical agitation and electrolyte concentration = 0.8405 mg / l of NaCl and HDT = 20 min, while for carbon steel electrodes were pH = 8.12, mechanical stirring = 193.04 rpm and electrolyte concentration = 0.4865 mg / L NaCl and HRT = 10 min. In both conditions effluent to values lower than 50 NTU turbidity of less than 50 mg / L, COD pH of 9 was obtained.

Keywords: Electrocoagulation, wastewater, wastewater treatment, stabilization pond.

1 2

Departamento de Engenharia Hidráulica e Ambiental, Universidade Federal do Ceará, Brasil.

Departamento de Físico-Química, Universidade Federal do Ceará, Brasil.

*Autor corresponsal: Departamento de Engenharia Hidráulica e Ambiental, Bloco 713, Avenida Humberto Monte S/N, Campus do Pici. Fortaleza-CE. CEP 60451-970, Brasil. Fone: +55 85 33669623. Email: lianageisa@hotmail.com

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Resumo O presente trabalho propõe desenvolver uma tecnologia de eletrocoagulação/eletroflotação para o pós-tratamento de efluentes sanitários. O trabalho investigou a aplicação da eletrocoagulação/eletroflotação com um conjunto de eletrodos de aço carbono no tratamento do efluente da lagoa de estabilização da estação de tratamento de efluente do Conjunto Nova Metrópole, localizada na cidade de Caucaia, Ceará. Com o objetivo de avaliar a viabilidade técnicoeconômica da implantação do polimento eletrolítico do efluente de lagoas de estabilização, foram conduzidos testes em células eletrolíticas de 4L operando em batelada, variando-se algumas configurações, tais como pH inicial, velocidade de agitação e concentração de eletrólito. Com base na redução de DQO, foram determinadas configurações ótimas para os eletrodos de aço carbono. Com base na remoção de DQO, foram determinadas configurações ótimas de operação, pH inicial de 7.91, velocidade de agitação de 210 rpm e concentração de eletrólito de 0.5049 mg/L de NaCl e tempo de detenção (TDH) de 10 min. Obteve-se DQO inferior a 100mg/L atendendo a legislação local para lançamento de efluentes.

Palavras-chave: Eletrocoagulação, efluente doméstico, tratamento de efluente, lagoa de estabilização

Introdução Apesar de apresentar-se como opção tecnológica viável quanto à remoção da matéria orgânica, constatou-se nos últimos anos que as lagoas facultativas apresentam pequena eficiência na remoção de nutrientes e sólidos em suspensão, representados pelas biomassas bacteriana e algal, o que pode ser crítico caso o corpo receptor seja sensível à eutrofização, como lagos e estuários. Embora o polimento do efluente possa ser realizado por diversas vias, a única que promove a remoção efetiva do fósforo, nutriente limitante do processo de eutrofização, é a via físico-química (Oliveira e Gonçalves, 1999).

Na tecnologia eletrolítica os elétrons são providos diretamente do material tratado, eliminando a necessidade da adição de substâncias redutoras ou oxidantes potencialmente tóxicas. Sua utilização tem larga importância, pois reduz a toxicidade dos efluentes através da transformação de substâncias persistentes em substâncias facilmente biodegradáveis. Dessa forma, o tratamento eletrolítico permite o aumento da eficiência do tratamento biológico convencional.

Okuno et al. (2010) afirmam que tanto íons atômicos como os moleculares são entidades muito mais reativas do que átomos ou moléculas neutros.

Vários autores consideram que a eletrocoagulação/floculação (ECF) tem se mostrado uma alternativa promissora para o atendimento à legislação ambiental, além de ser versátil e competitiva para instalações em tanques que requerem grandes volumes de água a ser tratada.

As unidades de ECF são pequenas e compactas, além de requererem pouca manutenção e custos operacionais menores quando comparados a outras unidades de flotação (Mollah, 2001; Crespilho et al., 2004; Cerqueira, 2011; Cerqueira e Marques, 2012).

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A oxidação em eletrodos que apresentam ferro em sua constituição em um sistema eletroquímico produz hidróxido de ferro, Fe(OH)n, em que n pode ser 2 (Equaçþes 1 a 4) ou 3 (Equaçþes 5 a 8) (Mollah et al., 2001; Casillas et al., 2007).

As partículas de Fe(OH)n geradas formam uma suspensão gelatinosa que podem remover os poluentes por complexação ou atração eletroståtica, seguidas de coagulação. Esse processo pode ocorrer segundo mecanismos distintos.

Mecanismo 1 Ă&#x201A;nodo: oxidação do ferro: formação do hidrĂłxido ferroso: CĂĄtodo:

2+ đ??šđ?&#x2018;&#x2019;(đ?&#x2018; ) â&#x2020;&#x201D; đ??šđ?&#x2018;&#x2019;(đ?&#x2018;&#x17D;đ?&#x2018;&#x17E;) + 2đ?&#x2018;&#x2019; â&#x2C6;&#x2019; 2+ đ??šđ?&#x2018;&#x2019;(đ?&#x2018;&#x17D;đ?&#x2018;&#x17E;) + 2đ?&#x2018;&#x201A;đ??ť â&#x2C6;&#x2019; (đ?&#x2018;&#x17D;đ?&#x2018;&#x17E;) â&#x2020;&#x201D; đ??šđ?&#x2018;&#x2019;(đ?&#x2018;&#x201A;đ??ť)2(đ?&#x2018; )

â&#x2C6;&#x2019; redução da ĂĄgua e formação de hidrogĂŞnio gasoso: 8đ??ť2 đ?&#x2018;&#x201A;(đ?&#x2018;&#x2122;) + 2đ?&#x2018;&#x2019; â&#x2C6;&#x2019; â&#x2020;&#x201D; đ??ť2(đ?&#x2018;&#x201D;) + 2đ?&#x2018;&#x201A;đ??ť(đ?&#x2018;&#x17D;đ?&#x2018;&#x17E;)

Equação (1) Equação (2) Equação (3)

đ??šđ?&#x2018;&#x2019;(đ?&#x2018; ) + 2đ??ť2 đ?&#x2018;&#x201A;(đ?&#x2018;&#x2122;) + đ?&#x2018;&#x201A;2(đ?&#x2018;&#x201D;) â&#x2020;&#x201D; đ??šđ?&#x2018;&#x2019;(đ?&#x2018;&#x201A;đ??ť)2(đ?&#x2018; ) + đ??ť2(đ?&#x2018;&#x201D;)

Equação (4)

2+ 4đ??šđ?&#x2018;&#x2019;(đ?&#x2018; ) â&#x2020;&#x201D; 4đ??šđ?&#x2018;&#x2019;(đ?&#x2018;&#x17D;đ?&#x2018;&#x17E;) + 8đ?&#x2018;&#x2019; â&#x2C6;&#x2019; 2+ + 4đ??šđ?&#x2018;&#x2019;(đ?&#x2018;&#x17D;đ?&#x2018;&#x17E;) + 10đ??ť2 đ?&#x2018;&#x201A;(đ?&#x2018;&#x2122;) + đ?&#x2018;&#x201A;2(đ?&#x2018;&#x201D;) â&#x2020;&#x201D; 4đ??šđ?&#x2018;&#x2019;(đ?&#x2018;&#x201A;đ??ť)3(đ?&#x2018; ) + 8đ??ť(đ?&#x2018;&#x17D;đ?&#x2018;&#x17E;)

Equação (5) Equação (6)

formação de hidrogênio gasoso:

+ 8đ??ť(đ?&#x2018;&#x17D;đ?&#x2018;&#x17E;) + 8đ?&#x2018;&#x2019; â&#x2C6;&#x2019; â&#x2020;&#x201D; 4đ??ť2(đ?&#x2018;&#x201D;)

Equação (7)

Reação global:

4đ??šđ?&#x2018;&#x2019;(đ?&#x2018; ) + 10đ??ť2 đ?&#x2018;&#x201A;(đ?&#x2018;&#x2122;) + đ?&#x2018;&#x201A;2(đ?&#x2018;&#x201D;) â&#x2020;&#x201D; 4đ??šđ?&#x2018;&#x2019;(đ?&#x2018;&#x201A;đ??ť)3(đ?&#x2018; ) + 4đ??ť2(đ?&#x2018;&#x201D;)

Equação (8)

Reação global:

Mecanismo 2 Ă&#x201A;nodo: oxidação do ferro: formação do hidrĂłxido fĂŠrrico: CĂĄtodo:

O processo eletrolítico empregado nesta pesquisa Ê explicado por Abdala Neto (2012) como sendo um processo baseado na geração de campo elÊtrico uniformemente variado proveniente de uma fonte de tensão elÊtrica externa. Esta corrente elÊtrica emite elÊtrons alternadamente em uma faixa de frequência de 0 a 200 Hz, aos eletrodos submersos na ågua. Por outro lado, as molÊculas de ågua presentes possuem tambÊm sua faixa de frequência vibratória natural, denominada de frequência natural da matÊria pois qualquer objeto formado por um material elåstico, quando perturbado, vibrarå com seu próprio conjunto de frequências particulares, que juntas formam seu padrão de emissão.

Assim, o presente trabalho teve como objetivo avaliar a redução na concentração de matÊria orgânica em termos de DQO, em efluente domÊstico proveniente de lagoa de estabilização, submetido a EFC operando com eletrodos passivos de aço carbono, visando atender as normas de lançamento estabelecidas pelas leis ambientais.

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Materiais e métodos Efluente O efluente utilizado para a realização deste estudo é proveniente de uma lagoa de estabilização facultativa da Estação de Tratamento de Esgotos (ETE) do Conjunto Nova Metrópole, na cidade de Caucaia-Ceará, as características físico-químicas e bacteriológicas da coleta realizada no mês de outubro de 2014 estão mostradas na Tabela 1.

Tabela 1. Características físico-químicas do efluente doméstico utilizados para o estudo Parâmetros Valores da Portaria 430/2011 Resultado do efluente CONAMA pH 7.5 a 10 10.14 Temperatura(oC) < 40 28.71 Turbidez(UNT) * 544 DQO (mg/L) 200 356.88 DBO (mg/L) <60 199 Coliformes Totais (NMP/100mL) 5000 275.5 x 104 *não

é exigido para lançamento de esgoto

Ensaios de eletrocoagulação/floculação O processo eletrolítico foi promovido por corrente alternada utilizando-se uma fonte de tensão (Hayama® HY-125™), operando em 220-12V, montado conforme apresentado na Figura 1. Os cátodos e os ânodos empregados foram feitos de chapas de aço carbono perfazendo 18 unidades.

Cada chapa mediu 400 x 9 x 3 mm, com área de superfície total de 0.18 m².

Figura 1. Esquema geral do reator usados no processo de eletrocoagulação/floculação 375

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As placas foram espaçadas entre si em 5 mm. O reator de bancada foi confeccionado em acrílico para melhor acompanhamento da evolução dos processos eletroquímicos envolvidos, com dimensões 60 x 10 cm, totalizando um volume de 4710 cm3. O formato cilíndrico foi usado para evitar que resíduos provenientes dos ensaios eletroquímicos ficassem aderidos em cantos “mortos” dentro do reator, como acontece em reatores de formato tipo tanque (cúbico), e também oferecer o mínimo de resistência à hidrodinâmica da flotação, favorecendo o processo.

Análises Físico-Químicas e Bacteriológicas O pH e a temperatura foram monitorados diretamente em sonda multiparamétrica (HANNA HI9828) os demais parâmetros físico-químicos e bacteriológicos seguiram seus respectivos métodos analíticos e referências descritos na Tabela 2 foram determinados segundo metodologias descritas no Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater (APHA, 2014)

Tabela 2. Variáveis monitoradas e métodos analíticos utilizados no ensaio Parâmetros Resultado do efluente Turbidez(UNT) Nefelométrico DQO (mg/L) Closed reflux, titrimetric Method DBO (mg/L) Winkler Modificado pela Azida Sódica Coliformes Totais (NMP/100mL) Colilert, da Indexx

Determinação de íons metálicos A determinação de Ferro e Manganês, foi realizada no Laboratório de Análise de Traços – LAT, no Departamento de Química Analítica e Físico-Química da Universidade Federal do Ceará.

A concentração dos íons metálicos dissolvidos foi realizada utilizando-se um espectrofotômetro de absorção atômica (EAA) modelo GBC 933 plus. A análise foi realizada com o líquido sobrenadante após aplicado o tratamento de ECF, a amostra foi filtrada em seguida acidificada com ácido nítrico a pH 2.

Resíduo Gerado Após processo de ECF o efluente tratado foi acondicionado em Becker para evaporação em estufa a temperatura entre 105 e 110ºC até obtenção do resíduo seco. Os resíduos após secos foram pesados em balança analítica até obtenção de peso constante.

Consumo Energético De acordo com Kobya et al. (2006) o consumo de energia em um reator em batelada é expresso pela Equação 9:

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đ??śđ?&#x2018;&#x2019;đ?&#x2018;&#x203A;đ?&#x2018;&#x2019;đ?&#x2018;&#x;đ?&#x2018;&#x201D;đ?&#x2018;&#x2013;đ?&#x2018;&#x17D; =

đ?&#x2018;&#x2C6;.đ?&#x2018;&#x2013;.đ?&#x2018;Ą

Equação (9)

đ?&#x2018;&#x2030;

Onde: Cenergia Ê o consumo de energia (Wh/m3); U, a tensão elÊtrica aplicada no sistema (V); i, a corrente elÊtrica aplicada (A); t, o tempo de aplicação da corrente (h); V, o volume de efluente tratado (m3).

Delineamento Experimental Os experimentos foram feitos por meio de delineamento experimental de superfície de resposta do tipo Box-Behnken. Quando se estudam três fatores, o delineamento Box-Behnken oferece a vantagem, sobre outras metodologias de superfície de resposta, de necessitar um número menor de experimentos. A Tabela 3 mostra os valores codificados, não codificados de cada fator para os três níveis utilizados para as seguintes variåveis independentes: concentração de eletrólito (X1), pH inicial (X2) e velocidade de agitação (X3). O percentual de remoção de DQO foi tomado como resposta do sistema.

Tabela 3. Fatores codificados e seus níveis no planejamento fatorial Box-Behnken Níveis Fatores -1 0 Concentração de Eletrólito (mg/L) 0 0.5 pH inicial 3 7 Velocidade de Agitação (rpm) 0 200

Tabela 4. Planejamento fatorial Box-Behnken Ensaio Concentração de Eletrólito (mg/L) 1 0.5 2 0.5 3 1 4 0.5 5 0 6 1 7 0.5 8 0.5 9 0.5 10 0 11 0.5 12 1 13 0 14 0.5 15 0 16 1

pH 7 11 3 3 7 7 11 7 3 11 7 11 3 7 7 7

+1 1 11 400

Velocidade de Agitação (rpm) 200 400 200 400 0 400 0 200 0 200 200 200 200 200 400 0 377

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Os dados experimentais foram ajustados a um modelo polinomial de segunda ordem e coeficientes de regressĂŁo foram obtidos. O modelo polinomial de segunda ordem usado na resposta (DQO) estĂĄ mostrado na Equação 10: đ??ˇđ?&#x2018;&#x201E;đ?&#x2018;&#x201A; = 62,51 + 7,06đ?&#x2018;&#x2039;1 â&#x2C6;&#x2019; 4,98đ?&#x2018;&#x2039;2 â&#x2C6;&#x2019; 0,55đ?&#x2018;&#x2039;3 â&#x2C6;&#x2019; 27,62đ?&#x2018;&#x2039;1 đ?&#x2018;&#x2039;2 â&#x2C6;&#x2019; 24,47đ?&#x2018;&#x2039;1 đ?&#x2018;&#x2039;3 + 4,19đ?&#x2018;&#x2039;2 đ?&#x2018;&#x2039;3 + 28,42đ?&#x2018;&#x2039;12 + 11,04đ?&#x2018;&#x2039;22 â&#x2C6;&#x2019; 1,48đ?&#x2018;&#x2039;32 Onde: DQO ĂŠ a resposta predita; X1 concentração de eletrĂłlito; X2 ĂŠ o pH inicial; X3 ĂŠ a velocidade de agitação.

Resultados e Discussþes A aparência visual do efluente pós-tratado variou pouco após cada ensaio. Ocorrendo principalmente flotação e sedimentação após aplicação da eletrocoagulação/floculação tal como mostrado na Figura 2.

(a)

(b)

Figura 2. (a) Imagem do reator em funcionamento para tratamento por eletrocoagulação/floculação, (b) Imagem do flocos produzidos durante o processo. Ensaio realizado no ponto central do delineamento experimental

Estudo da CinÊtica de remoção de DQO O percentual de remoção de DQO foi analisado a partir de um estudo da cinÊtica de degradação para os tempos 0, 10, 20, 30 e 40 minutos utilizando o modelo de cinÊtica de primeira ordem (SFO) como base de anålise. Para tal, utilizou-se o Software R versão 3.0.3 pelo mÊtodo do ajuste de regressão não linear.

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Os valores de R2 para o modelo testado, utilizando-se o eletrodo de aço carbono, variaram de 0.56 a 0.99, como mostra a Tabela 5. De maneira geral e com base na análise visual, confirma-se o bom ajuste para o modelo SFO para o eletrodo em questão. Em geral, as estimativas dos valores de TD50 da DQO com base no modelo SFO variaram de 2.8 a 15.4 minutos, o ensaio 16 mostrou TD50 igual a 79.4, este foi desconsiderado nesta análise por seu comportamento fugir muito do esperado quando comparado com os demais ensaios.

As curvas dos gráficos de cinética de degradação, a partir do planejamento fatorial Box-Bhenken, seguiram o mesmo comportamento em todos os ensaios. A Figura 3 mostra o gráfico dos ensaios 2 e 8 cujo R2 foi máximo e mínimo respectivamente. De acordo com os gráficos de cinética de redução de DQO observou-se um forte decaimento de DQO em 10 minutos de reação, atingindo remoção média de DQO na ordem de 77.53%. A faixa de tempo de reação determinada para avaliação da etapa de otimização do processo foi a compreendida entre 0 e 10 minutos.

Figura 3. Degradação de DQO a partir do planejamento fatorial Box-Bhenken para os ensaios 2 e 8 379

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Tabela 5. Parâmetros do modelo de degradação de cinética de primeira ordem (SFO) da DQO nos ensaios a partir do planejamento fatorial Box-Behnken Ensaio R2 K TD 50 1 0.9335 0.169 4.1 2 0.9922 0.182 3.8 3 0.8899 0.046 15 4 0.9474 0.209 3.3 5 0.9562 0.238 2.9 6 0.7209 0.067 10.2 7 0.9631 0.106 6.6 8 0.5600 0.056 12.2 9 0.8487 0.075 9.2 10 0.9147 0.099 6.9 11 0.6277 0.044 15.4 12 0.7969 0.056 12.2 13 0.8952 0.152 4.6 14 0.8161 0.250 2.8 15 0.9636 0.090 7.6 16 0.5660 -0.008 79.4

Otimização das condições de operação Os gráficos de contorno de superfície de resposta para a estimativa da eficiência de variáveis independentes de concentração de eletrólito, pH inicial e velocidade de agitação são mostrados nas Figuras 4(a), 4(b) e 4(c). Estas representações gráficas são derivadas a partir do modelo da Equação (1). Os gráficos de contorno apresentados nestas figuras mostram os efeitos relativos das três variáveis, quando o tempo de tratamento é mantido constante (tempo de 10 min.). Com base nos resultados obtidos, as condições ótimas para as variáveis independentes são, respectivamente, 0.5049 mg/L, 7.91 e 210 rpm para uma redução de DQO de 69.20%, chegando a valores de 97.50mg/L.

(a)

(b)

(c)

Figura 4. Gráficos de contorno de superfície de resposta (a) Efeito do pH inicial e concentração de eletrólito na redução da DQO; (b) Efeito da velocidade de agitação e concentração de eletrólito na redução da DQO; (c) da velocidade de agitação e pH inicial na redução da DQO 380

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Caracterização do efluente após eletrocoagulação/floculação Após a determinação dos parâmetros ótimos de operação do reator, fez-se a repetição do ensaio, a Tabela 6 apresenta os resultados obtidos da caracterização do efluente antes (ET) e após (EPT) o tratamento por eletrocoagulação/floculação.

Tabela 6. Caracterização do efluente antes e após eletrocoagulação/floculação PARÂMETROS ET EPT pH 8.12 9.405 Temperatura (oC) 29.76 30.18 Turbidez(UNT) 328 31.6 DQO(mg/L) 316.56 97.50 DBO 265.44 28.44 Coliformes Totais 29.9 x 104 0.00

% de Remoção 90.37% 69.20% 89.28% 100%

Os resultados do tratamento do efluente mostram que o EPT permite uma degradação eficiente da fração orgânica mais resistente (representada pela DQO). A turbidez teve um percentual de remoção médio de 89.61%, em 10 minutos de operação. A inativação de coliformes totais pode ser justificada pela geração do gás cloro, que em meio básico, pode formar íons hipoclorito. A geração deste ânion pode representar uma das grandes vantagens da ECF (VLYSSIDES et al.,1999).

Análise do Resíduo Gerado A quantidade de lodo formado está relacionada com a quantidade de material coagulante produzido, como também a remoção de sólidos suspensos totais e outros produtos presentes no efluente, a quantidade de lodo formada durante o tratamento por ECF nas condições de operação otimizadas (Concentração de NaCl de 0.5049 mg/L ,pH de 7.91 e velocidade de agitação de 210 rpm) foi de 3.3867 g/L. Consumo Energético No trabalho de Kushwaha et al. (2010) o custo energético do tratamento por eletrocoagulação para efluente de laticínio usando eletrodos de ferro foi de aproximadamente R$ 5.00 por metro cúbico de efluente tratado para redução de 70 % na DQO. De acordo com Silva (2013) sistemas mais contaminados chegam a consumir 0.88 a 4.40 reais por metro cúbico, a exemplo do tratamento eletroquímico do chorume que consome 1.78 reais por metro cúbico de efluente tratado. Nosso trabalho apresentou custo energético de R$ 6.03 por metro cúbico de efluente pós-tratado usando eletrodos de aço carbono. Considerando que a tarifa varia de acordo com cada região podemos afirmar que o processo aplicado foi semelhante ao aplicado por Kushwaha et al. (2010).

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Determinação de Íons de Ferro A utilização de eletrodos de aço carbono causou a liberação de íons ferro e manganês no efluente, pela dissolução dos eletrodos durante a eletrocoaculação/flotação. Essa liberação não acarreta problemas ambientais desde que a corrente, os eletrodos e o tempo de residência sejam dimensionados de forma adequada. Por outro lado, na primeira fase, os íons Fe2+ inicialmente liberados causam a morte de microrganismos e, ao se oxidarem a Fe3+, contribuem para a floculação e sedimentação dos resíduos sólidos (Claro et al., 2010).

A Figura 5 mostra consumo das placas de aço carbono utilizadas nos experimentos tal fato pode ser explicado pela liberação significativa de íons metálicos para o efluente pós-tratado pelo processo de eletrocoagulação/floculação, a concentração de ferro dissolvido encontrado no sobrenadante do líquido pós-tratado foi de 98.175 g/L, sendo que este metal dissolvido implica em um menor risco ambiental e é mais fácil de ser removido quando comparado com outras espécies metálicas (SILVA et al., 2000).

(a) (b) Figura 5. (a) Eletrodos de Aço Carbono utilizado nos experimentos; (b) Visão aproximada da superfície dos eletrodos de Aço Carbono.

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Conclusões O tratamento proposto de ECF, nas condições estudadas, mostrou-se capaz de produzir um efluente tratado dentro dos padrões (CONAMA, 2011), ao mesmo tempo em que se apresenta como uma tecnologia que potencializa ações de inativação de coliformes totais, elevando a capacidade de precipitação de compostos dissolvidos e, por conseguinte aumentando a eficiência de clarificação e desinfecção.

O reator de eletrocoagulação/floculação desenvolvido nesse estudo pode ser facilmente projetado para grandes volumes de amostra, uma vez que ele pode ser construído com materiais de baixo custo como plástico, acrílico, aço, concreto, e também depende apenas do número de eletrodos e da potência da fonte energética utilizada, dessa forma há possibilidade real de aplicação da metodologia em várias escalas.

A grande vantagem da tecnologia desenvolvida neste trabalho, entretanto, está relacionada à redução dos custos com adição de reagentes além de haver a produção de hidrogênio que pode ser reaproveitado no sistema como forma de energia, otimizando o processo e diminuindo os custos, no sentido de desenvolver uma fonte de energia viável.

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Departamento de Engenharia Hidráulica e Ambiental, Centro de Tecnologia, Universidade Federal do Ceará, Fortaleza.

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Vol. 8, No. 3, 385 – 396 6 de diciembre de 2015

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

AVALIAÇÃO DA MATURAÇÃO E CONTAMINAÇÃO DE COMPOSTOS OBTIDOS PELA COMPOSTAGEM DE RESÍDUOS DOMICILIARES COM APLICAÇÃO DE FEZES CANINAS

*Juliene Paiva Flores1 Marielle Feilstrecker2 Patricia Charvet2

EVALUATION OF MATURITY AND CONTAMINATION OF PRODUCTS FROM WASTE COMPOSTING WITH DOMESTIC APPLICATION OF STOOL CANINE Recibido el 20 de marzo de 2015; Aceptado el 2 de octubre de 2015

Abstract Composting is a process of bio-oxidation by a group of microorganisms and have as final result, stabilized organic matter. Amongst manures of animals, canine faeces are less used in composting processes, due to contaminations that could be a risk to the use of the final compound. Currently in Brazil there are over than 52 millions that correspond of an average of 1.8 dogs per household with this animal, related with that amount 41% of them are located in urban areas, indicating the need to develop alternatives for the generated solid waste disposal. The current study proposed to survey a possible destination for dog faeces as home composting, through the study of aging and contamination of compounds. The composting procedure was carried out in 3 buckets of 60 liter drilled in the side cover and containing: (1) 8 kg of household organic waste; (2) 1 kg of cow dung and 7 kg of organic domestic waste and (3) 1 kg of dog faeces and 7 kg of organic household waste. Where it could be observed that the addition of dog faeces did not affect the maturation process of the compounds. The assay of pathogens after 11-weeks of maturation it was detected the presence of coliform thermotolerant in all the compounds. The presence of Salmonella and helminth eggs was not observed in any of the samples. This study demonstrated that the use of dog faeces in home composting small-scale systems is a feasable alternative for the treatment of this waste at the place of its origin.

Key Words: compost, dog faeces. maturation compounds, organic matter.

1 2

Universidade Federal do Paraná, Serviço Nacional de Aprendizagem Industrial, Paraná, Brasil / Universität Stuttgart, Alemania.

Serviço Nacional de Aprendizagem Industrial, Paraná, Brasil.

*Autor corresponsal: Serviço Nacional de Aprendizagem Industrial, Rua Senador Accioly Filho, 298 – Cidade Industrial de Curitiba – Curitiba, Paraná – 81310-000. Brasil. Email: juliene.flores@pr.senai.br

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Resumo A compostagem é um processo de bio-oxidação realizada por microrganismos e tem como resultado matéria orgânica estabilizada. Entre os estercos de animais, as fezes caninas ainda são pouco utilizadas em processos de compostagem, uma vez que a contaminação pode ser um risco ao uso do composto final. Atualmente no Brasil existem aproximadamente 52.2 milhões de cães, uma média de 1.8 cachorros por domicílio com esse animal, deste total 41% estão em área urbana, indicando a necessidade do desenvolvimento de alternativas para a destinação dos resíduos sólidos gerados. O presente trabalho se propôs a avaliar a compostagem doméstica como possível destinação para fezes caninas, através do estudo de maturação e de contaminação dos compostos. O processo de compostagem foi realizado em 3 baldes de 60 Litros, perfurados nas laterais e com tampa contendo: (1) 8 kg de resíduos domiciliares orgânicos; (2) 1 kg de fezes bovinas e 7 kg de resíduos domiciliares orgânicos e (3) 1 kg de fezes caninas e 7 kg de resíduos domiciliares orgânicos. Foi constatado que a adição de fezes caninas não interferiu no processo de maturação dos compostos. A avaliação de patógenos após 11 semanas de estudo demonstrou a presença de Coliformes termotolerantes em todas os compostos. A presença de Salmonella e ovos de helmintos não foi observada em nenhuma das amostras. Este estudo demonstrou que a utilização de fezes caninas em sistemas de compostagem doméstica de pequena escala consiste em uma alternativa viável para o tratamento deste resíduos no local de sua geração.

Palavras chave: matéria orgânica, maturação de compostos, compostagem, fezes caninas.

Introdução Os cães domésticos representam os animais de estimação que mais convivem com o homem, prestando importante auxílio como companhia e guarda (Leite, et al., 2004). Em pesquisa divulgada recentemente pelo Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística (IBGE, 2015), 44.3% dos domicílios do Brasil possuem pelo menos um cachorro, totalizando aproximadamente 52.2 milhões de cães, o que indicou uma média de 1.8 cachorros por domicílio com esse animal, sendo que deste total 41% estão em área urbana, demonstrando a necessidade do desenvolvimento de alternativas para a destinação dos resíduos sólidos gerados, impedindo que se acumulem em ruas e praças ou que tenham como destino aterros sanitários e lixões.

A compostagem é um dos métodos mais antigos de tratamento dos resíduos orgânicos, durante o qual a matéria orgânica é transformada em fertilizante orgânico (Pereira Neto e Mesquita, 1993), através de um processo de bio-oxidação realizada por um conjunto de microrganismos e tem por resultado final, água, gás carbônico e matéria orgânica estabilizada (Rebouças, 2011). As grandes vantagens da compostagem são: economia de área em aterro, aproveitamento agrícola da matéria orgânica, reciclagem de nutrientes para o solo, processo ambientalmente seguro, eliminação de patógenos e vetores nocivos ao homem (Gripii, 2001). Para dar início aos processos de compostagem normalmente são usados materiais ricos em microrganismos como inoculantes, entre eles tem-se: estercos de animais, camas de animais, resíduos de frigoríficos, sobras de compostos anteriores, tortas de oleaginosas, etc.

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Entre os estercos de animais, as fezes caninas ainda são pouco utilizadas em processos de compostagem, uma vez que a contaminação pode ser um risco ao uso do composto (Leite, et al.; 2004). No entanto a presença de fezes de animais tanto no ambiente como destinadas a aterros ou lixões significa a proliferação de vetores e a contaminação por zoonoses (Shellabarger, 1994).

Tendo em vista a situação apresentada o presente trabalho se propôs a avaliar a compostagem doméstica, como possível tratamento para as fezes caninas, em seu local de geração, através do estudo da maturação e contaminação dos compostos. No entanto, até a presente data, dados sobre tratamentos eficazes, simples e de baixo custo são escassos na literatura.

Metodologia Local e período da realização do estudo A compostagem foi realizada no período de 18 de maio a 25 de agosto de 2011, em uma área gramada de aproximadamente 1m2 recoberta com telhas de fibrocimento, sobre as quais foram colocados três baldes de 60 Litros com tampa, perfurados nas laterais (Figura 1).

(a)

(b)

(c)

Figura 1. Composteiras domésticas de pequena escala, utilizadas no experimento. (a) e (b) baldes perfurados, (c) composteiras prontas

Montagem e características das composteiras A montagem dos sistemas domésticos de compostagem teve início com a coleta e homogeneização dos resíduos de poda e domésticos (cascas de frutas, restos de legumes e de alimentos), conforme Figura 2a. Os resíduos foram colocados em um carrinho de mão e misturados com o auxílio de uma enxada (Figura 2b). Uma vez homogeneizados os resíduos foram pesados e então distribuídos nas composteiras, de acordo com a Tabela 1. As fezes de gado e de cães (Figura 2c) foram colocadas em seguida, e novamente foi realizada a homogeneização dos resíduos.

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(a)

(b)

(c) Figura 2. (a) Resíduos de poda e domésticos; (b) homogeneização dos resíduos; (c) adição das fezes caninas

No início da quinta semana as composteiras foram cobertas com telhas de plástico transparente e foram adicionados a todos os sistemas de compostagem 2,5 kg de podas de grama, na sétima semana os compostos foram envolvidos em lona de PVC. Os compostos eram revirados semanalmente.

Tabela 1. Composição inicial das composteiras Composteira Composição inicial 1 8 kg de poda e resíduos de frutas e verduras 2 1 kg de fezes gado + 7 kg poda e resíduos de frutas e verduras 3 1 kg fezes caninas + 7 kg poda e resíduos de frutas e verduras

De acordo com Kiehl (1998) resíduos orgânicos de origem vegetal, apresentam em média de 1 a 4 % de nitrogênio total, já o esterco bovino apresenta relação C/N entre 18/1 e 20/1 (Kiehl, 1985), este autor ressalta que em processos de compostagem, a relação C/N inicial ideal deve estar entre 25/1 e 35/1. Para montagem das composteiras foi levada em consideração a relação C/N de 25/1.

A seguir são apresentados as relações que levaram à utilização das proporções adotadas neste trabalho.

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Composteira 1: 8 kg de poda, resíduos de frutas e verduras. Considerando a presença de 4% de Nitrogênio em resíduos orgânicos de origem vegetal (Kiehl, 1998), tem-se: 320g de Nitrogênio, proporcionando uma relação C/N de 25/1. A composteira 1 foi montada desta forma para funcionar como um “branco” para avaliação do tempo de maturação e contaminação dos compostos estudados, pois continha resíduos bastante conhecidos em processos de compostagem.

Composteira 2: 1 kg de fezes gado e 7 kg de poda e resíduos de frutas e verduras. As proporções utilizadas foram escolhidas considerando a presença de 4% de Nitrogênio em resíduos orgânicos de origem vegetal (Kiehl, 1998), sendo assim em 7 kg de poda e resíduos de frutas e verduras, tem-se: 280g de Nitrogênio, proporcionando uma relação C/N de 25/1. Tem-se ainda a adição de 1 kg de esterco bovino que apresenta relação C/N de aproximadamente 20/1 (Kiehl, 1985). Logo são 7 partes com relação C/N 25/1 e uma parte com relação C/N de 20/1, proporcionando uma Relação C/N final de aproximadamente 24/1, muito próxima do ideal de 25/1 (Kiehl, 1985). Esta composteira funcionou como um comparativo para a presença de fezes, utilizando o esterco bovino, já bastante comum nestes processos.

Composteira 3: 1 kg fezes caninas e 7 kg de poda, resíduos de frutas e verduras. Foi escolhida a mesma proporção das fezes bovinas e também a mesma massa inicial (8 kg), para que os resultados fossem comparáveis com as outras duas composteiras. O comportamento desta composteira foi o principal objeto deste estudo.

Amostragem e procedimentos analíticos adotados A amostragem foi realizada de acordo com a Portaria Nº1 de 04/03/83 do Ministério da Agricultura. As amostras foram coletadas após homogeneização manual do composto. Com auxílio de mini-pá de jardim, eram retirados do composto quatro frações de amostras sendo uma da camada superficial, duas medianas e uma profunda. Essas frações eram homogeneizadas e fracionadas de acordo com o seu uso: 200 gramas para análise de carbono orgânico total e nitrogênio total; 1000 gramas para análises de Coliformes termotolerantes, ovos de helmintos e Salmonella.

Os parâmetros carbono orgânico total e nitrogênio total, sólidos totais, totais fixos e voláteis, pH e umidade foram realizados no laboratório de ensino do SENAI CIC (Serviço Nacional de Aprendizagem Industrial Cidade Industrial de Curitiba), já os parâmetros Coliformes termotolerantes, Ovos de helmintos e Salmonella, foram realizados no Laboratório de Meio Ambiente do SENAI. Os métodos de análise são apresentados na Tabela 2.

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A relação Carbono/Nitrogênio foi obtida pela razão entre o resultado (em porcentagem) de Carbono Orgânico Total e Nitrogênio Total.

Tabela 2.Métodos de análise adotados no estudo Parâmetro Metodologia adotada Sólidos Totais, Totais Fixos e Voláteis em Carbono Orgânico Total (COT) águas, sólidos e biossólidos.

Nitrogênio Total Sólidos Totais, Totais Fixos e Voláteis Umidade pH Coliformes termotolerantes Ovos de Helmintos

Referências EPA(1) 1684, 2001

Nitrogênio kjeldahl - Ácido salicílico

MAPA(2), 2007

Sólidos Totais, Totais Fixos e Voláteis em águas, sólidos e biossólidos.

EPA(1) 1684, 2001

Sólidos Totais

EPA(1) 1684, 2001

Método Potenciométrico

Embrapa(3), 1999

Tubos múltiplos

SM(4) 9221 E, 1992

Detecção, enumeração e determinação de ovos viáveis de helmintos.

EPA(1)/625/R-92/013, 2004

CETESB(5) L 5.218/SM 9260B (1)EPA: United States Environmental Protection Agency; (2) MAPA: Ministério da Agricultura, Pecuária e Abastecimento; (3) EMBRAPA: Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária; (4)SM: Methods for the Examination of Water and Wastewater; (5)CETESB: Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental.

Salmonella presença/ausência

Isolamento e identificação

Resultados e Discussões Caracterização inicial dos compostos estudados A Tabela 3 apresenta as características iniciais dos compostos. Esta coleta foi realizada no dia em que as composteiras foram montadas, após homogeneização dos compostos.

Tabela 3.Caracterização inicial dos compostos estudados CO N ST Amostra C/N (g/kg) (g/kg) (g/kg) 1 324.01 3.14 103.07 720.95 2 433.54 4.42 97.95 686.09 3 442.41 5.92 74.68 753.63

Umidade (g/kg)

pH

SF (g/kg)

SV (g/kg)

279.05 313.90 246.36

6.18 6.64 6.82

302.79 391.07 504.93

304.19 295.02 248.69

390

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A relação C/N inicial ideal deve estar entre 25/1 e 35/1(Kiehl, 1985), no entanto apesar das proporções definidas para a compostagem, o valor ideal não foi alcançado (Tabela 3). Para relações carbono/nitrogênio mais elevadas, como no caso deste estudo, a falta de nitrogênio irá limitar o crescimento microbiano e o carbono não será completamente degradado, não promovendo o desejado aumento da temperatura e consequentemente, a compostagem se processará mais lentamente (Kiehl, 2002).

Quanto ao pH, os compostos 1, 2 e 3 apresentaram respectivamente valores de 6.18, 6.64 e 6.82.

Segundo Kiehl (2002) durante as primeiras horas de compostagem o pH decresce até valores de aproximadamente 5 e, posteriormente, aumenta gradualmente com a evolução do processo de compostagem e com a estabilização do composto, alcançando, finalmente, valores entre 7 e 8.

Quanto à umidade os valores apresentados pelos compostos 1, 2 e 3 foram, em porcentagem, respectivamente 27.9%, 31.39% e 25%. Estes valores são inferiores aos 50 a 60%, desejáveis no processo de compostagem (Lima, 1995). Teores de umidade abaixo de 35-40% reduzem a decomposição da matéria orgânica, já valores menores que 30% praticamente interrompem a decomposição (Lima, 1995). Em função destes resultados e da necessidade de valores elevados de umidade foram efetuadas regas semanais dos compostos estudados, com aproximadamente dois Litros de água, após a realização da coleta.

Relação Carbono/Nitrogênio A relação carbono nitrogênio (C/N) é um índice utilizado para avaliar os níveis de maturação de substâncias orgânicas e seus efeitos no crescimento microbiológico, uma vez que a atividade dos microrganismos envolvidos no processo depende tanto do conteúdo de Carbono para fonte de energia, quanto de Nitrogênio para síntese de proteínas (Sharma et al., 1997).

A Figura 3 apresenta os resultados do monitoramento da relação C/N para os compostos 1, 2 e 3.

Esta Figura demonstra que inicialmente os compostos 1, 2 e 3 apresentaram resultados de relação C/N superiores aos valores encontrados na literatura. Sendo respectivamente 103/1, 98/1 e 75/1.

Segundo Kiehl (2004), a relação C/N inicial mais favorável está entre 25/1 e 35/1.

Valores elevados de relação C/N indicam falta de nitrogênio, afetando diretamente o crescimento das populações microbianas (Zhu, 2007), para aumentar a quantidade de nitrogênio disponível nestes sistemas e atender às relações C/N adequadas, na quinta semana do estudo foram adicionados, a cada composteira 2.5 quilogramas de resíduos de poda de grama, que de acordo com Pereira Neto (1996) contém 13.9 g/kg de Nitrogênio.

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120

COMPOSTO 1 COMPOSTO 2

100

COMPOSTO 3 80 60 40 20 0 0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

11

12

13

14

Figura 3. Monitoramento da Relação Carbono/Nitrogênio para os compostos 1 (balde contendo 8 kg poda e resíduos frutas e verduras), 2 (balde contendo 1 kg de fezes bovinas + 7 kg poda e resíduos frutas e verduras) e 3 (balde contendo 1 kg de fezes caninas + 7 kg poda e resíduos frutas e verduras)

As análises realizadas na sétima semana demonstram uma diminuição significativa da relação C/N para todos os compostos estudados. Essa diminuição indica que os resíduos de poda de grama adicionados ao sistema atenderam a finalidade de aumentar a concentração de nitrogênio no meio.

Entre a sétima e a décima semana todos os compostos passaram por um período de estabilização, apresentando um aumento na relação C/N durante a nona semana.

Este aumento ocorreu em função da adição de resíduos de poda na quinta semana. Inicialmente ocorreu a utilização imediata do nitrogênio disponível e queda da relação C/N, pois legumes frescos e podas verdes se caracterizam por serem fontes de nitrogênio (Kiehl, 2004). No entanto os resíduos palhosos, como os vegetais secos, são fontes de carbono (Pereira Neto, 1996) e quatro semanas após a adição dos resíduos de poda, parte deste material não se integrou completamente à massa da compostagem, o que causou alterações no material coletado, pela presença de material seco.

Entre a décima e a décima quarta semana foi iniciado um período de estabilização da relação C/N em todos os compostos estudados, sendo encontrados valores próximos de 20/1. Estes valores indicam a fase final de maturação do composto, onde ocorre a humificação (Kiehl, 1985).

Jimenez e Garcia (1989) citam que, devido às diferenças na composição do material compostado, não se pode assegurar que uma relação C/N entre 20 e 10/1 indique um composto 392

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bioestabilizado. Para estes autores, a melhor maneira de se utilizar o parâmetro C/N, como indicador de maturação, é fazer uma relação entre o C/N final e o C/N inicial. Resultados inferiores a 0.70 indicariam uma medida de degradação satisfatória. A Figura 4 apresenta a relação C/N final / C/N inicial para os compostos estudados.

Relação [C/N final] / [C/N inicial]

Utilizando-se a relação proposta do Jimenez e Garcia (1989), onde resultados inferiores a 0.70 indicariam uma medida de degradação satisfatória, todos os compostos apresentaram-se bioestabilizados após 14 semanas de compostagem, como apresentado na Figura 4.

0.15 0.11

0.12

1

2

3

Composto Figura 4. Relação C/N final / C/N inicial para os compostos estudados.

É importante avaliar que a adição de fezes caninas, desde que estudadas as proporções adequadas de mistura, que neste trabalho foram de 7/1 (7kg de resíduos domiciliares para 1kg de fezes caninas), não interferem na bioestabilização dos compostos e na velocidade da degradação dos compostos.

Higienização dos compostos Ao final do processo de compostagem (14 semanas) foram realizadas as análises de Número Mais Provável de Coliformes termotolerantes, Presença/ausência de Salmonella sp. e Viabilidade de Ovos de Helmintos (Ascaris). Os resultados obtidos estão descritos na Tabela 4.

A Tabela 4 demonstra que apenas o Composto 1 atendeu o requisito da Instrução Normativa da Secretaria de Defesa Agropecuária nº 27 de 05/06/2006. Isto provavelmente se deve ao fato de ser o único composto que não teve adição de fezes de qualquer origem. Os demais compostos 393

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não atenderam a este requisito da Legislação, nas quatorze semanas deste estudo. Portanto, não poderiam ser destinados ao uso como fertilizante agrícola, sem antes sofrer um tratamento térmico ou caleação. Segundo Andreoli et al. (1997) a adição de cal virgem ao lodo de esgoto (50% em relação ao peso seco) apresenta eficiência na redução de coliformes termotolerantes e totais e ovos de helmintos, podendo ser uma alternativa para uso em processos de compostagem.

Tabela 4. Parâmetros microbiológicos avaliados nos compostos estudados ao final de 14 semanas de compostagem Viabilidade de Ovos de ColiformesTermotolerantes Salmonella sp. Teste Composto Helmintos (Ascaris) NMP(1)/g de ST(2) Presença/Ausência em 10 g de ST(2) Nº em 4g de ST(2) 3 1 1.0 x 10 Ausência Ausência 2 3.0 x 105 Ausência Ausência 3 4.1 x 105 Ausência Ausência Limite(3) 1.0 x 103 Ausência 1 (1)NMP: Número mais provável; (2)ST: Sólidos Totais; (3)Limite de acordo com a Instrução Normativa da Secretaria de Defesa Agropecuária nº 27 de 05/06/2006

Valente et al. (2009) afirmam que a compostagem é mais eficiente quando se mantém temperaturas termófilas, porque reduz um maior número de microrganismos patogênicos, além de diminuir os fatores fitotóxicos, que inibem a germinação de sementes.

Na destruição dos Coliformes termotolerantes são necessárias temperaturas de no mínimo 55°C durante 60 minutos (Kiehl, 1985). Durante este experimento as temperaturas máximas registradas nos compostos foram de aproximadamente 25°C, classificada por Kiehl (1985) e Campos (1998) como criófila. E apesar disso, não foi constatada a presença dos patógenos Salmonella sp. nas amostras coletadas ao final do processo de compostagem em todos sistemas estudados.

Com relação aos ovos de helmintos não foi identificada contaminação provavelmente pela utilização de fezes oriundas de animais domésticos que são desverminados trimestralmente.

Ao final do processo de compostagem foi realizada pesagem visando realizar a avaliação da redução de massa. A Tabela 5 apresenta a redução em massa seca ocorrida durante o processo de compostagem.

Kiehl (1985) considerou que 50% é a redução de massa seca esperada durante a compostagem, neste caso os valores ficaram próximos de 37%, é importante lembrar que os compostos receberam 2.5 kg de grama fresca na quinta semana.

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Tabela 5. Redução de massa seca ocorrida durante o processo de compostagem Massa total Massa seca inicial Massa total Composteira inicial (kg) (kg) final (kg) 1 8.00 5.76 4.96 2 8.00 5.48 4.44 3 8.00 6.02 4.92

Massa seca final (kg) 3.03 2.87 3.10

Conclusão Neste estudo, durante o monitoramento da Relação C/N, inicialmente os compostos apresentaram valores que variavam entre 75/1 e 103/1. No entanto no final do processo de compostagem os valores obtidos de aproximadamente 11/1, para todos os compostos, indicam a fase final de maturação do composto, onde ocorre a humificação. A adição de fezes caninas não interferiu no processo de maturação dos compostos e na velocidade de degradação. Recomendase um estudo aprofundado das proporções adequadas de aplicação de fezes caninas, visando realizar processos de compostagem doméstica utilizando este resíduo.

A avaliação de patógenos realizadas nas amostras demonstrou a presença de Coliformes termotolerantes em todas os compostos. Contudo, o composto 1, que não continha fezes de qualquer origem, apresentou valores aceitáveis pela Instrução Normativa 27 de 05 de junho de 2006, da Secretária da Defesa Agropecuária. A presença de Salmonella e ovos de helminto não foi observada em nenhuma das amostras, mesmo que a compostagem tenha sido ocorrido em temperaturas criófilas.

A adoção de formas alternativas de higienização, como utilização de cal virgem ou aquecimento é necessária para que os compostos contendo fezes de animais sejam destinados ao uso agrícola.

Este estudo demonstrou que a utilização de fezes caninas em sistemas de compostagem doméstica de pequena escala consiste em uma alternativa viável para o tratamento deste resíduo no local de sua geração.

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

ESTUDO DE CROMO NAS ÁGUAS E SEDIMENTOS DE RIOS LOCALIZADOS NA REGIÃO AMAZÔNICA DO BRASIL

*Carlos Magno Marques Cardoso1 Natércia Camille Vasconcelos Feitosa Marques Cardoso2 Marcelo Mendes Pedroza3 Gláucia Eliza Gama Vieira1 Jorge Diniz de Oliveira2

STUDY OF CHROME ON WATER AND SEDIMENTS OF RIVERS LOCATED IN BRAZILIAN AMAZON REGION Recibido el 3 de abril de 2015; Aceptado el 25 de agosto de 2015

Abstract The process of treatment of liquid waste employed by Tannery Tocantins is the chemical precipitation method, however this method has limited metal removal capability, especially potentially toxic metals contained in the liquid waste. Given the complexity of the problem, this research science seeks to determine, through quantitative analysis, the concentration of potentially toxic metal, chrome, in water and sediments in the No Name stream that receives the liquid waste from tannery industry in the city of Governor Edison Lobão and in the Posse stream which is a tributary of the river Campo Alegre. The determination of potentially toxic metals, collected in five (5) sampling points and periods of dry and rainy seasons, were made by spectrophotometry and physical and chemical parameters: pH, turbidity and electrical conductivity. The results showed significant variations in metal concentrations investigated denoting anthropogenic character input associated with the lithology of the region, which together with point sources contribute to the deterioration of surface water of water bodies studied here.

Key words: contamination; water bodies; tanning; chromium salts; sediments.

1

Universidade Federal do Tocantins (UFT), Brasil.

Universidade Estadual do Maranhão (UEMA), Brasil.

3 Instituto Federal do Tocantins (IFTO), Brasil.

2

*Autor corresponsal: Rua Elis Regina nº 5. Qd 15. Res. Vila Parati. Imperatriz, MA, CEP 65913-513, Brasil. Email: carlosmagno.quimico@gmail.com

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Resumo O processo de tratamento dos efluentes líquidos empregado pelo Curtume Tocantins é o método de precipitação química, no entanto esse método apresenta limitada capacidade de remoção de metais, sobretudo metais potencialmente tóxicos contidos no líquido. Consciente da complexidade do problema, este trabalho de pesquisa cientifica visa determinar, através de análises quantitativas, a concentração desse metal potencialmente tóxico, cromo, em águas e sedimentos no córrego Sem Nome que recebe os resíduos líquidos da Indústria de curtume do município de Governador Edison Lobão e no córrego Posse que é um afluente do rio Campo Alegre. As determinações dos metais potencialmente tóxicos, coletados em 5 (cinco) pontos de amostragem e em períodos de estiagem e chuvoso, foram feitas por meio de espectrofotometria e parâmetros físicos e químicos: pH, turbidez, e condutividade elétrica. Os resultados obtidos evidenciaram variações significativas das concentrações do metal investigado denotando uma contribuição de caráter antropogênico associada à litologia da região, o que juntamente com fontes pontuais contribuem para a deterioração das águas superficiais dos corpos hídricos aqui estudados.

Palavras chaves: contaminação; corpos hídricos; curtume; sais de cromo; sedimentos.

Introdução A presença de metais potencialmente tóxicos em ecossistemas aquáticos ocorre via natural decorrente de processos geoquímicos e antropogênicos por lançamento de resíduos domésticos e industriais (Silva et al., 2013; Esteves, 1998). Essas duas vias podem ser consideradas como as principais fontes de lançamento desses metais nos sistemas aquáticos. A indústria é a principal fonte que tem contribuído para o aumento significativo nas concentrações de íons metálicos em sistemas aquáticos superficiais contribuindo para contaminação dos corpos d’água.

As indústrias de curtume no decorrer do tempo, receberam o título de uma das mais poluidoras devido às grandes quantidades de resíduos sólidos e líquidos que produzem e não o tratam, despejando-o in natura nos corpos hídricos (Braile e Cavalcante, 1993; Lima e Lima, 2011). A composição química do despejo industrial de curtumes é formada por sulfetos, enzimas, cálcio, cromo, sólidos suspensos e material putrescível (proteína, sangue, fibras musculares); em geral, apresenta dejetos com pH elevado, que geram com facilidade gás sulfídrico, podendo tornar a água dos corpos receptores, impróprio para fins de abastecimento público, usos industriais, agrícola e recreação (Araújo, 2011; Godecke et al., 2012;).

O cromo é usado em grande escala para a transformação de peles de animais em um produto que resiste à biodegradação: o couro. O composto aplicado nesse processo é o sulfato de cromo III (Cr2(SO4)3.H2O) frequentemente citado como sal de cromo. De acordo com Bahia (2014), sais de cromo são amplamente usados em processos de curtimento de couro, mas somente 60 % do total dos sais de cromo reagem com as peles, sendo que cerca de 40 % deste permanece nos resíduos sólidos e líquidos. Um dos maiores problemas desta indústria está relacionado aos resíduos de cromo, que são tóxicos e requerem tratamentos especiais para sua remoção.

398

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A toxicidade do cromo depende do estado de oxidação em que é lançado nos resíduos líquidos.

Por exemplo, o cromo como cromo (VI) é tóxico, mesmo em baixas concentrações para o sistema biológico; enquanto o cromo (III) é um elemento essencial, como elemento traço em animais (Laws, 2012; Macedo, 2011).

Embora nos despejos de curtumes predominem os compostos de cromo trivalente, no entanto alguns parâmetros característicos como pH elevado do corpo receptor podem leva-lo a oxidação de Cr (III) à Cr (VI), coloca em risco a fauna, a flora e as populações que utilizam estas águas (Oliveira et al., 2013). A transformação Cr (III) em Cr (VI) ou vice-versa pode ocorrer apenas na presença de outro par redox o qual aceita ou cede os três elétrons necessários. Sob condições -

2-

oxidantes, o cromo está presente na forma aniônica, HCrO4 ou CrO4 , dependendo do pH. Em 2+

4+

+2

3+

sistemas aquáticos naturais, os principais pares são: H2O/O2(aq), Mn /Mn , NO-2/NO-3, Fe /Fe , -2

-2

S /SO4 e CH4/CO-2. Assim deve-se considerar a possibilidade de despejos de íons Cr(III), que mesmo não sendo tão nocivo, podem causar efeito maléficos quando em elevadas concentrações.

O córrego Sem Nome (Figura 2) recebe, diretamente, periodicamente toda a carga, oriunda do tratamento do couro, vem sendo o destino final dos resíduos líquidos do curtume instalado no município de Governador Edison Lobão, considerando o volume de resíduos líquidos que são lançados pelo curtume (500.000 – 700.000 L/dia), as cargas (despejos) lançadas no curso d’água são consideravelmente elevadas, em razão das pequenas dimensões do córrego, Sem Nome. As águas do Riacho Posse (Figura 3) são usadas principalmente para irrigação de pequenas lavouras e dessedentação de animais das propriedades da região do município de Governador Edison Lobão. De acordo com o laudo de avaliação de impacto ambiental executado pelo Ibama (2011), no ponto de despejo, foi observado mudança da característica da água do córrego, passando de límpida, transparente, para uma coloração escura e turva. O processo de tratamento dos resíduos líquidos empregado pelo curtume é o método de precipitação química, no entanto esse método apresenta limitada capacidade de remoção dos metais, sobretudo metais potencialmente tóxicos, contido no resíduo líquido, para que os limites estabelecidos pela legislação ambiental possam ser atingidos (Mella et al., 2015; Jost, 1989).

Estudos realizados por Cardoso e Silva (2012) apontam concentrações de cromo total no efluente elevadas e de cromo total nos corpos d’águas receptores, abaixo das concentrações previstas na Resolução CONAMA nº430/2011 que “dispõe sobre as condições e padrões de lançamento de efluentes, complementa e altera a Resolução nº 357 de 17 de março de 2005”. De acordo com o texto da Seção II, art.16, “os efluentes de qualquer fonte poluidora somente poderão ser lançados diretamente no corpo receptor desde que obedeçam as condições e padrões previstos em Lei, resguardadas outras exigências cabíveis nas condições de lançamento de efluentes: a) pH entre 399

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5 a 9; e nos Padrões de lançamento de efluentes (parâmetros inorgânicos): b) Cromo hexavalente de 0.1 mg/L (Cr+6) e Cromo trivalente 1.0 mg/L (Cr+3) em seus valores máximos permitidos.

Assim, consciente da complexidade do problema e da importância atual dos estudos ambientais, este trabalho visa determinar a concentração de cromo em água e sedimentos no córrego Sem Nome que recebe os resíduos líquidos do curtume do município de Governador Edison Lobão e no córrego que recebe água desse tributário, afluente do rio Campo Alegre (Figura 1).

Materiais e Métodos Caracterização da área de estudo O município de Governador Edison Lobão encontra-se localizado na mesorregião geográfica Oeste maranhense e microrregião de Imperatriz (Figura 1). O curtume Tocantins localizado na zona rural do município de Governador Edison Lobão despeja seus resíduos líquidos no córrego Sem Nome (Figura 2) localizado nos perímetros do curtume acima citado. O volume de resíduos líquidos que são lançados (500.000 – 700.000 L/dia) no corpo hídrico é consideravelmente elevado, em razão das pequenas dimensões do córrego Sem Nome 1.5 a 3 m de largura e uma lâmina d’água de aproximadamente 20 cm, e uma profundidade de 10 a 30 cm, que deságua na confluência do córrego Sem Nome com o Riacho Posse (Figuras 2 e 3). O Riacho Posse é afluente da margem direita do rio Campo Alegre (5º 49’ 1” S - 47º 20’ 38” W) afluente da margem do rio Tocantins.

Figura 1. Mapa dos sistemas aquáticos da área investigada com os respectivos pontos de amostragem localizada em Governador Edson Lobão, Maranhão, Brasil 400

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a) b) Figura 2. Córrego Sem Nome: (a) córrego Sem Nome A montante, (b) córrego Sem Nome A jusante

a) b) Figura 3. Riacho Posse: (a) Confluência do Riacho Posse com o córrego Sem Nome A montante, (b) Confluência do Riacho Posse com o córrego Sem Nome A jusante

Pontos de amostragem Foram feitas 2 campanhas amostrais, período chuvoso nos meses de fevereiro, março e abril e o período de estiagem nos meses de julho, agosto e setembro, no ano de 2013, para as coletas de sedimentos superficiais e águas superficiais em 5 pontos de amostragem Figura1, assim distribuídos: Ponto 1. (A montante) ponto em que o córrego Sem Nome recebe os resíduos líquidos do curtume (Figura 02); Ponto 2.(A jusante) ponto em que córrego Sem Nome recebe resíduos líquidos do curtume; Ponto 3.(A montante) confluência do Riacho Posse com o córrego Sem Nome; Ponto 4.(A jusante) confluência do Riacho Posse (Figura 3) com o córrego Sem Nome; Ponto 5.Tanque de resíduos líquidos e sólidos (Figura 4) do curtume para passarem pelo processo de decantação.

401

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Figura 4. Curtume: Tanque de resíduos líquidos e sólidos para passarem pelo processo de decantação

Coleta e preparação das amostras As amostras de água foram coletadas abaixo da superfície, em garrafas plásticas de 1 L, previamente lavadas em laboratório, e, no próprio local de amostragem, foram lavadas três vezes, com água do próprio riacho. Após a coleta foram acidificadas empregando-se HNO3 1:1, e transportadas em recipientes isolados termicamente para o laboratório (Cardoso e Silva, 2012).

Coleta e preparação das amostras de sedimentos As amostras de sedimento com cerca de 500 g, foram coletadas na camada superficial no centro de cada rio. No laboratório, foram transferidas para cápsulas de porcelana e secas em estufa a 60° C, por 24 h. A essa temperatura os metais não são arrastados pelo vapor de água, podendose fazer as determinações do metal (Paula Filho et al., 2015). As amostras, depois de secas, foram descompactadas e trituradas em gral de porcelana; em seguida, foram fracionadas utilizando-se peneiras de 0.35 mm. O material fracionado foi acondicionado em frasco de polietileno de cor escura e submetido à refrigeração até o momento das análises.

Determinação de parâmetros físico-químicos As determinações de pH, condutividade, Oxigênio Dissolvido (OD), turbidez e Material Particulado em Suspensão (MPS) nas amostras de água foram realizadas in situ, utilizando-se equipamento de campo para ambas as medidas (Cardoso e Silva, 2012).

Determinação de pH em sedimentos As determinações de pH, nas amostras de sedimentos foram realizadas de acordo com Raij (2011).

402

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Determinação de oxigênio dissolvido (OD) As medidas de oxigênio dissolvido foram feitas no campo utilizando-se oxímetro da QUIMIS. Determinação da concentração de Material Particulado em Suspensão (MPS) As amostras coletadas para análise de material particulado em suspensão foram imediatamente filtradas com auxílio de uma bomba de vácuo em filtro de membrana 0.45 m, previamente seca a 60° C e pesada. Após a filtração, o material particulado (resíduo com membrana) foi seco em estufa 60  5° C, por aproximadamente 24 horas, e resfriado em dessecador. A concentração de MPS foi obtida por meio da diferença entre o peso inicial da amostra e o peso após a secagem (Oliveira, 2008).

Determinação de metais em água Uma alíquota de 0.5L da amostra foi filtrada utilizando-se membranas quantitativas, para a separação da fração dissolvida do material particulado. Os primeiros 100 mL foram descartados para retirar possíveis contaminantes presentes no funil, as amostras foram armazenadas sob refrigeração até a ocasião das análises.

O restante da amostra foi preconcentrada por aquecimento, em chapa aquecedora até um volume final de 50 mL. O volume restante foi digerido com uma mistura 3:1 de HNO3 e H2O2 concentrados em bloco digestor. Após a digestão, a amostra (50 mL) foi transferida para um balão volumétrico de 50 mL (metais totais), e armazenada sob refrigeração para determinação do parâmetro cromo total (Oliveira, 2008).

Determinação de Cromo potencialmente biodisponíveis (Cr PB) O método utilizado neste trabalho para a determinação de Cr PB na fração biodisponível dos sedimentos é aquele proposto por Pereira et al., (2013) e Silva et al. (2000). Foi transferido aproximadamente 1 g dos sedimentos secos para um erlenmeyer, foram adicionados 25 mL de HCl 0.1 mol/L e submeteu-se a mistura à agitação em mesa agitadora orbital, a 200 RPM por 2 horas. Completado o tempo de extração, a suspensão foi deixada em repouso por um período necessário para decantação do material sólido, sendo, em seguida, filtrada em papel de filtro quantitativo. O filtrado foi recolhido em frasco de polietileno e mantido sob refrigeração até a determinação dos metais.

Determinação de cromo pseudo-totais (Cr PT) A abertura da amostra foi adaptada do método descrito por Corbi et al. (2011) e Santos (1999).

Pesou-se cerca de 0.5 g dos sedimentos seco a 60° C para um balão de Kjedhal; sob aquecimento em bloco digestor, adicionou-se ácido nítrico e perclórico numa proporção 3:1(v/v). Deixou-se em repouso durante a noite e decorrido esse tempo, procedeu-se a mineralização da mistura (160° C). Após um breve resfriamento, foram adicionados 2 mL de H2O2. A digestão foi feita até que o 403

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conteúdo do balão adquirisse uma tonalidade clara. Feita a digestão, os extratos ácidos foram esfriados à temperatura ambiente, em seguida foram filtrados em papel de filtro quantitativo e transferidos para balões volumétricos de 50 mL, e o volume completado com água deionizada.

As determinações de Cr (VI) nas amostras de água e extrato dos sedimentos foram feitas a partir da adaptação do método proposto por Parks et al., (2004). Esta metodologia emprega técnica espectrométrica com difenilcarbazida na formação do complexo. As concentrações de cromo nas amostras foram avaliadas por intermédio da curva de calibração, que constituiu na determinação das absorbâncias de uma serie de padrões de concentrações conhecidas.

Resultados e Discussão Parâmetros físico-químicos A Tabela 1 apresenta os resultados dos parâmetros físico-químicos determinados (pH, turbidez, MPS, OD e condutividade).

Tabela 1. Parâmetros físico-químicos analisados P1

Pontos de coleta P3

P2

P4

P5

Parâmetros

Est.

Chuv.

Est.

Chuv.

Est.

Chuv.

Est.

Chuv.

Est.

Chuv.

pH Condutividade (µS/cm) Turbidez (NTU)

7.5

7.7

7.5

7.6

7

7.8

7.6

7.5

7.5

7.7

575

385

7

9.15

47.5

47

189.5

60

126.5

157

3.74

2.6

89

21.7

13.2

3.2

12.9

0.5

10.6

5.8

M.P.S. (mg/L)

18.4

26.3

22.2

39.5

13.4

1.7

24.7

31.1

13

14.7

O.D. (mg/L)

2.8

5

0

4.7

3.2

5.8

3.2

5.8

2.4

3.9

MPS- Material particulado em suspensão; O. D- Oxigênio dissolvido; pH-potencial hidrogeniônico; Est.-Estiagem; Chuv.-Chuvoso.

O pH é um parâmetro importante a ser avaliado em um manancial, visto que influencia nos processos biológicos que ocorrem no meio aquático, bem como na toxicidade de alguns compostos nele presentes.

Os valores de pH variaram entre 7.0 a 7.8 apresentam valores levemente alcalinos, a reduzida variação do pH sugere que os riachos possuem um sistema eficiente de tamponamento ou acelerada dinâmica de metabolismo. Os altos valores do pH estão relacionados aos resíduos provenientes de curtume.

404

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A turbidez é atribuída às partículas sólidas em suspensão, estas são constituídas por materiais orgânicos (plâncton e bactérias), minerais (argilas, silte em suspensão) e fontes de poluição que lançam materiais finos e outros (Macedo, 2011). De acordo com a Tabela 1 é possível observar o decréscimo nos valores de turbidez entre os períodos de coleta. Esse comportamento pode ser associado ao não lançamento de resíduos da indústria de couro no momento da coleta.

A condutividade elétrica (CE) da água é determinada pela presença de sais que se dissociam em ânions e cátions, assim a condutividade também fornece uma boa indicação das modificações na composição da água, especialmente na sua concentração mineral. De acordo com Vasconcelos et al. (2010), a faixa de CE considerada ideal para ambiente lótico não contaminado está entre 6 a 30 µS/cm, o que indica que os pontos de amostragem 1, 3 e 4 estão com valores acima dessa faixa e que portanto, nos revela a grande influência do material descartado no ponto de amostragem 5 sobre os demais pontos. A Resolução CONAMA nº 357 (2005) não estabelece limites para esse padrão, no entanto quanto maior a concentração de íons dissolvidos menor será a troca gasosa e a concentração de oxigênio dissolvido nestes rios amazônicos.

O Material Particulado em Suspensão é proveniente tanto de fontes naturais (erosão dos solos e precipitação pluviométrica) quanto antropogênicas (resíduos urbanos, desmatamento de áreas vizinhas). As concentrações de material particulado em suspensão estiveram dentro de uma faixa considerada para águas superficiais, cerca de 5 a 50 mg/L (Sodré et al., 2012; Sodré, 2005).

O Oxigênio Dissolvido (OD) é de importância vital para os organismos aquáticos aeróbios, seres que o utilizam nos seus processos respiratórios. Águas superficiais devem apresentar-se saturadas de oxigênio. Baixas concentrações de oxigênio estão relacionadas com altas concentrações de matéria orgânica, altas temperaturas das águas, baixa vazão ou ainda ausência de corredeiras e podem ocasionar mortandade de peixes. O crescimento dos valores de oxigênio pode ser atribuído ao não despejo de resíduos no período da segunda coleta. Os teores de oxigênio (Tabela 1) estiveram dentro da faixa considerada suficiente para a manutenção da biota aquática de acordo com a classificação do corpo d’água para cada classe de aguas doces nesta ordem, 6 a 2 mg/L (CONAMA nº357/2005). Com exceção do ponto 2 que está a jusante do ponto em que o córrego Sem Nome recebe resíduos líquidos do curtume com elevada carga orgânica que pode ter provocado um aumento da atividade biológica e consequentemente o consumo total do oxigênio do sistema aquático. É importante salientar que este corpo aquático ainda não foi enquadrado e que segundo a Resolução CONAMA nº 357/2005 no capitulo II, seção I, art. 4 este corpo hidrico pode ser considerado de classe 2 ou 3.

Determinação de cromo em águas superficiais O cromo total foi encontrado em todos os pontos, sendo que suas anomalias demonstram que sua presença esta relacionada às atividades antrôpicas presentes ao longo dos riachos e resíduos 405

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líquidos e sólidos despejados pela indústria de curtume, os valores anômalos podem estar relacionados com as características físicas e químicas das áreas em estudo. No ponto 01 (Tabela 2) a concentração do Cromo total está acima dos valores estipulados pela resolução CONAMA 357 de 2005 que é de no máximo 0.05 mg/L de Cr para corpos aquáticos de classe 2 e 3.

Estes valores podem ser em consequência da disposição dos resíduos sólidos retirados do tanque de decantação que são despejados em áreas próximas as margens dos riachos e estes por não receberem tratamento especial para eliminar o cromo, podem estar contaminando o solo e por lixiviação o cromo é carreado para os corpos d’águas estudas.

As consequências ambientais do aumento nas concentrações de cromo incidem principalmente sobre espécies aquáticas desde algas até organismos superiores por difusão passiva.

Normalmente o cromo acumula-se nas guelras, brônquios, vísceras de 10 a 30 vezes mais, comparados ao acúmulo no coração, pele, escamas e músculos. Fatores ecológicos, o estado da espécie e sua atividade, podem determinar a bioacumulação.

A maioria dos microorganismos (protozoários, fungos, algas, bactérias) é capaz de absorver cromo. Plantas em crescimento em solos contendo altas concentrações de cromo retêm o cromo em suas raízes e somente uma pequena parcela é transportada para as partes superiores das plantas, sendo improvável a bioacumulação nestas partes.

Os efeitos da bioacumulação em longo prazo nem sempre são previsíveis, principalmente no caso de compostos como o cromo, que não se decompõem ou que apresentam baixa degradabilidade, acumulando-se no meio ambiente e na cadeia alimentar, onde são absorvidos no organismo em concentrações muito maiores do que as de seu lançamento inicial (Jordão et al., 1999 e Lima e Lima, 2011).

De acordo com Rossi et al. (2014) e Colla et al. (2013) é necessário se fazer o controle das águas de abastecimentos públicos em zonas rurais, especialmente as zonas industriais, tendo em vista que os descartes inadequados do cromo podem contribuir para a contaminação dos lençóis freáticos.

A presença do cromo nos corpos hídricos causa impactos, altamente desfavoráveis, afetando a saúde da população humana que consome a água e se alimenta de peixes que se desenvolvem nestes locais.

A bioacumulação em humanos pode apresentar efeitos imediatos, efeitos crônicos pela acumulação por longos períodos de tempo e, ainda mais preocupante, consequências genéticas para gerações futuras.

406

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Tabela 2. Concentração de cromo dissolvidos e totais em amostras de águas superficiais Pontos de coleta P1

P2

P3

P4

P5

Parâmetros

Est.

Chuv.

Est.

Chuv.

Est.

Chuv.

Est.

Chuv.

Est.

Chuv.

Cromo dissolvidos (µg/L)

ND

ND

ND

ND

ND

ND

ND

ND

20

1160

Cromo totais (µg/L)

13

240

32

44

24

264

16

32

16

16

ND - não detectado; Est.-Estiagem; Chuv.-Chuvoso

Em pH neutro a adsorção de metais é favorecida, pois nessa faixa de pH as superfícies dos minerais encontram-se negativamente carregadas (Marshall, 2013; Tipping e Cooke, 1982). Com base nas concentrações apresentadas na tabela 2 e os valores de pH (Tabela 1) observa-se que os metais determinados tendem a encontrar-se mais fortemente ligados a material particulado, do que na fase dissolvida. Esta tendência é atribuída aos valores do pH da água nos riachos Sem nome e Posse, durante o período amostrado, por estarem localizados dentro da faixa limite que favorece a adsorção, coprecipitação e complexação de cromo na superfície de sólidos suspensos.

A concentração de cromo total no ponto 3 esta acima do valor de referência (CONAMA, 357/05), indicando existência de outras prováveis fontes de contaminação por cromo.

Determinação de cromo potencialmente biodisponíveis (CrPB) e cromo pseudo-totais (CrPT) em sedimentos.

A Tabela 3 compara os resultados das concentrações de cromo pseudos totais e potencialmente biodisponivel nos sedimentos obtidos nesta pesquisa e em estudo realizado por Ribeiro et al., (2010, 2005) no Igarapé Paraíba-PA. Pode-se observar na Tabela 3 que as concentrações de cromo pseudos totais e potencialmente biodisponivel encontram-se acima das concentrações quantificadas nesse trabalho. Ao longo de todo o Igarapé Paraíba (10 pontos de amostragem) as concentrações de Cromo pseudo total e biodisponivel variaram entre 79.9 a 866.6 mg/Kg e 0.7 a 46.3 mg/Kg respectivamente.

As concentrações de cromo total e biodisponiveis apresentaram-se 800 e 132 vezes superior, respectivamente, à observada nos corpos hídricos deste estudo o que segundo Oliveira (2008), a concentração de metais em corpos hídricos é fortemente influenciada pela litologia da região, a lixiviação natural de sistemas fluviais, tamanho e forma das bacias de drenagem, condições climáticas e prováveis ações antrópicas, principalmente por indústrias que utilizam o cromo como matéria prima na sua produção e, portanto não fazem o tratamento químico adequado de decromação nos seus efluentes. A comparação entre sistemas aquáticos é importante pelo fato 407

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de que, tais influências podem de certa forma ter contribuído para concentrações inferiores em relação ao estudo de Ribeiro et al., (2010, 2005).

Tabela 3. Concentração de cromo potencialmente biodisponiveis e pseudos totais em amostras de extratos de sedimentos Pontos de coleta P1 Parâmetros

P2

P3

Ribeiro et al., (2010, 2005)

P4

Est.

Chuv.

Est.

Chuv.

Est.

Chuv.

Est.

Chuv.

Cromo Pseudo Totais (mg/kg)

ND

0.25

0.85

0.3

1.25

0.6

1

0.2

79.9 a 866.6

Cromo Potencialmente Biodisponiveis (mg/kg)

0.03

0.13

0.11

0.3

ND

0.08

0.35

0.2

0.7 a 46.3

ND - não detectado; Est.-Estiagem; Chuv.-Chuvoso

Considerando que os sedimentos desempenham um importante papel em relação à presença de metais, dependendo do ambiente em que se encontra (oxidado ou reduzido) pode disponibilizar metais para a coluna d’água, sendo a biodisponibilidade dos metais a fração de metal total que pode ser incorporada pelo organismo vivo e causar toxicidade. Vários estudos tem dado ênfase à quantificação de metais biodisponíveis nos sedimentos (Chakravarty e Patgiri, 2010; Förstner e Wittmann, 1983), o que os levou a estabelecer uma relação entre a concentração de metal total nos sedimentos e a biodisponibilidade. Esta relação é dada pela equação apresentada a seguir: %Mpb=(Mt/Mpt) x 100 Onde: %Mbp: porcentagem de metal biodisponível Mt: metal total ou pseudo-metais Mpt: biodisponibilidade

Equação (1)

Esta relação estabelece a concentração potencial biodisponível (%Mbp), que indica o grau de contaminação, se > ou < 50 %. Se a concentração de metais na fração disponível é inferior a 50 % da concentração total, o ambiente é não poluído.

A porcentagem de biodisponibilidade do Cr no ponto 1 foi de 52 %, e nos pontos 2 e 4 foram 100 %; o que sugere uma possibilidade significativa de transferência desses metais para a biota aquática representado um possível risco de toxicidade e/ou bioacumulação para a biota presente.

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As variações observadas na biodisponibilidade indicam mudanças nas características físicas e químicas dos sedimentos e, sobretudo nas características físicas evidenciando mudanças nas condições ambientais tais como fatores climatológicos, regime hídrico, pH, mudança na condição redox e sobretudo interferências antrópicas.

Determinação de pH em sedimentos Foram efetuadas as determinações do pH (H2O e KCl) a fim de se obter a natureza das cargas das partículas dos sedimentos, em termos gerais as medidas de pH indicam um sedimento ácido. As variações de pH observadas nos pontos denotam característica peculiares. Os valores de ΔpH na maioria dos pontos de amostragem foram negativos, exceto nos pontos 2 e 3 realizado na segunda coleta, podendo se inferir assoreamento nas margens dos riachos próximos a este ponto ou arraste de sedimentos finos em suspensão oriundo de outra localidade da região em estudo.

A variação observada para o ΔpH indica a presença de carga positivas nas partículas dos sedimentos, portanto, aptas a sofrerem a dessorção de íons cromo de cargas positivas, justificando as baixas concentrações de cromo potencialmente biodisponiveis e pseudos totais em amostras de extratos de sedimentos (Tabela 4).

Tabela 4. Medidas de pH em sedimentos Pontos de coleta P1 Parâmetros

P2

P3

P4

P5

Est.

Chuv.

Est.

Chuv.

Est.

Chuv.

Est.

Chuv.

Est.

Chuv.

pH(KCl)

5.4

5.7

3.9

3.9

4.1

4.2

3.9

5.2

5.2

5

pH(H2O)

6

6.1

4.4

3.1

4.9

3.9

4.4

5.9

6.3

7

-0.6

-0.4

-0.5

0.8

-0.8

0.3

-0.5

-0.7

-1.1

-2

ΔpH

Est.-Estiagem; Chuv.-Chuvoso

Conclusões Os resultados obtidos nos pontos P1 e P3, no período chuvoso, de amostragem em água superficial para as concentrações de cromo total estão acima do valor de referência (CONAMA, 357/05), indicando existência de outras prováveis fontes de contaminação por cromo. A não quantificação de cromo dissolvido em vários pontos de amostragem pode ser atribuída aos valores de pH (6 a 9) da água nos riachos Sem nome e Posse, durante o período amostrado, por estarem localizados dentro da faixa limite que favorece a adsorção do metal em material particulado em suspensão.

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Os valores observados na percentagem de biodisponibilidade possibilitam inferir que mudanças nas características físicas e químicas dos sedimentos tais como: fatores climatológicos, regime hídrico, pH, mudança na condição redox e sobretudo interferências antropicas possibilitam a transferência do cromo para coluna d’água representado um possível risco de toxicidade para biota aquática.

A variação observada para ΔpH indicam que o assoreamento nas margens dos riachos contribui na constituição das camadas superficiais dos sedimentos. Os sedimentos coletados não possuem capacidade de retenção de cromo, as condições ambientais favoreceram a ocorrência de Cr nas formas de material particulado. Assim sendo, os córregos investigados funcionam como carreadores de cromo para o rio Campo Alegre.

A porcentagem de biodisponibilidade do Cr com base nos resultados sugere uma possibilidade significativa de possível risco de poluição para os corpos d’água Sem Nome e Posse, podendo-se inferir que os tratamentos na indústria de curtume não são eficazes.

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

UN ANÁLISIS ECONÓMICO DEL RECICLAJE DE RESIDUOS URBANOS BIODEGRADABLES

*Manfred Fehr1 Cyntia Andrade Arantes1

AN ECONOMIC ANALYSIS OF BIODEGRADABLE URBAN DISCARDS RECYCLING Recibido el 11 de mayo de 2015; Aceptado el 2 de octubre de 2015

Abstract This research starts with restaurants that are large producers of biodegradable discards and are primary targets for recycling initiatives. Data collected in 120 restaurants in the medium-size city of Uberlândia, Brazil challenges the importance of this economical sector. Only 1.0% of the city’s biodegradable discards originate from restaurants.

Iteration leads to individual residences with 48.7%, condominium buildings with 16.2%, shopping centers with 1.9%, institutions with 1.0% and fruit and vegetable merchants with 31.2%. Consequently, the research turns to initiating the reverse logistics and states, that biodegradable discards from restaurants, condominium buildings and fruit and vegetable merchants, together, can generate sufficient revenue for a composting operation to be economically viable. The collected data confirms that idea. With revenues originating from compost sales and avoided tipping fees, the study identifies a potential income of BRL 0.39 per kg of biodegradable discards collected and processed. This surprising result poses to the municipal administration the challenge of developing collection procedures and engaging private enterprises in the compost business.

Key words: biodegradable urban discards, recycling economics, reverse logistics, urban waste, urban discards recycling.

1

Instituto de Geografía, Universidad Federal, Uberlândia MG, Brasil.

*Autor corresponsal: Instituto de Geografía, Universidad Federal, 38400 902 Uberlândia MG Brasil. Email: prosec22@yahoo.com

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Resumen Esta investigación inicia con restaurantes que son productores de residuos biodegradables y así se constituyen en objetivos primarios de iniciativas de reciclaje. Datos colectados en 120 restaurantes de la ciudad media de Uberlândia Brasil restan importancia a este sector comercial. Solo el 1.0% de los residuos biodegradables producidos en la ciudad provienen de restaurantes. Por iteración se llega a los otros productores que son residencias individuales con un 48.7%, edificios de condominio con un 16.2%, centros comerciales con un 1.9%, instituciones con un 1.0% y mercados de frutas y legumbres con un 31.2%. Así, la investigación busca motivos para iniciar la logística inversa e declara que los residuos biodegradables procedentes de restaurantes, edificios de condominio y mercados de frutas y legumbres, juntos, pueden rendir recursos financieros suficientes para viabilizar la operación de compostaje en la ciudad. Los datos colectados confirman esa idea. Con ingresos procedentes de la venta de compost y de costes de vertedero evitados, el estudio identifica la disponibilidad de BRL 0.39 por cada kg de residuos biodegradables recogidos y procesados. Este resultado sorprendente lanza a la administración municipal el reto de desarrollar un esquema de recogida y de atraer empresas privadas al negocio de compostaje.

Palabras clave: compostaje de residuos urbanos, economía de compostaje, logística inversa, residuos urbanos biodegradables.

Introducción La composición de los residuos sólidos urbanos (RSU) no es uniforme alrededor del mundo.

Varía en función del grado de desarrollo económico. En países industrializados, aproximadamente el 70% es material inerte y aproximadamente el 30% es material putrescible.

En países en desarrollo se ve exactamente el opuesto (Fehr, 2002). Para hacer un impacto significativo sobre el desvío de residuos de los vertederos, se esperaría de los países en desarrollo que se concentren en el reciclaje del material putrescible. La experiencia muestra que eso no es el caso. Varios informes de Brasil tratan de la logística inversa de residuos inertes (CEMPRE, 2014b; Guarnieri, 2011; Leite, 2009; Pereira et al., 2011), pero nada se encuentra sobre la logística inversa de material putrescible. Específicamente la ciudad de Uberlândia, donde se desarrolla esta investigación, no tiene ningún esquema de colecta y reciclaje de residuos urbanos putrescibles, aunque ellos representen el 51% de toda la basura urbana (Uberlândia, 2014). El problema vital y el reto administrativo primario de la gestión de RSU en países en desarrollo como Brasil es encontrar caminos y medios de desviar los residuos putrescibles de los vertederos. Aquí reside la justificación del presente estudio.

A pesar de la pequeña fracción de residuos biodegradables, los países industrializados ya recorrieron un buen camino en el desvío del vertedero. La directriz europea sobre vertederos estipula metas para la reducción de residuos vertidos (EC, 1999). La reducción se consigue con la tecnología MBT (Mechanical-Biological Treatment) y con la recogida selectiva (UK Department of Environment, 2013; Fehr, 2014). Canadá dispone de legislación que prohíbe el vertido de material biodegradable (Juras, 2005). En el Japón, los restaurantes solo obtienen el permiso de operación si reciclan sus residuos (Juras, 2005; Japan, Ministry of Environment, 2013). En general, los datos de países industrializados son bien diferentes de aquellos de países en 414

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desarrollo. Residuos municipales biodegradables en Europa contienen papel, cartón, textiles, madera, restos del jardín y restos alimentares. La producción individual anual promedia de esta mezcla se informa como 300 kg (EEA, 2002). La directriz sobre vertederos (EC, 1999) manda reducir el vertido de esta mezcla de 100% a 35% entre 1995 y 2016.

Varias ciudades en la América del Norte operan programas de recogida de residuos para edificios de condominio donde proporcionan recipientes para cada tipo de material y los recogen regularmente (Halifax, 2014; Redmont, 2014; Edmonton, 2014). Tales ideas todavía no penetraron la administración de la ciudad de Uberlândia donde esta investigación se desarrolla.

Algunos programas tímidos en Brasil han sido descritos. La ciudad de Mogi Mirim SP opera un sistema de recogida selectiva donde los residentes entregan sus desechos alimentares en bolsas plásticas a equipos de camión que los llevan a una estación de compostaje (Mogi Mirim, 2013).

La ciudad de Uberlândia MG donde esta investigación de desarrolla no tiene ningún esquema de logística inversa para material biodegradable, aunque él represente el 51% de toda la basura municipal. Este material se lleva al vertedero (Uberlândia, 2014).

Objetivos Con la intención de contribuir a la solución de este problema vital, la presente investigación busca producir datos y argumentos para la creación de un sistema de reciclaje de residuos putrescibles en la ciudad. Los objetivos son: rechazar todas las objeciones existentes contra el reciclaje de residuos putrescibles, identificar instalaciones ya operacionales de compostaje, ilustrar la viabilidad económica del compostaje en larga escala y proponer un procedimiento inicial de recogida y compostaje de aproximadamente la mitad de los residuos urbanos putrescibles. Se parte de la convicción que los residuos biodegradables procedentes de restaurantes, edificios de condominio y mercados de frutas y legumbres, juntos, pueden rendir recursos financieros suficientes para viabilizar la operación de compostaje en la ciudad.

Metodología empleada e actividades desarrolladas La municipalidad de Uberlândia Brasil que forma el objeto de este estudio, está localizada a 48o Oeste y 18o Sur, tiene 638,637 habitantes y ocupa 4,116 Km2, de los cuales 216 Km2 componen el perímetro urbano. La administración municipal opera un vertedero localizado a 10 Km. del centro urbano. La recogida de la basura está completa, más iniciativas de reciclaje se restringen a material inerte (Uberlândia, 2014). Hay 120 restaurantes. Todos ellos están incluidos en este estudio. En todos, los autores pesaron los residuos alimentares y anotaron la cantidad de comidas servidas durante siete días consecutivos. Además, interrogaron a los dueños sobre procedimientos de reciclaje de residuos alimentares, actuales o previstos.

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Este estudio incluyó visitas a empresas de compostaje que procesan material biodegradable de industrias de las ramas de alimentos y bebidas. Esas empresas se encuentran en el distrito industrial de la municipalidad. Los autores cuestionaron a los gerentes sobre la posibilidad de trabajar con residuos urbanos. Los autores acompañaron la producción de basura en un edificio de condominio y elaboraron un informe acerca de las cantidades recicladas y vertidas.

Acompañaron también el movimiento de alimentos en una familia de tres personas y anotaron la composición de los desechos. Se estudió la cadena de distribución de productos de horticultura e se verificó el volumen comercializado medido en un estudio anterior (Fehr & Romão, 2001).

Los autores visitaron la Sección de Servicios Urbanos de la administración municipal y la empresa operadora del vertedero y obtuvieron datos sobre la situación de la recogida de basura y sus costes para la alcaldía. La investigación incluyó también tiendas de floricultura donde se consiguieron los precios del compost al por menor. Se buscó hacer una investigación exploratoria en la cual se desarrollaron actividades tendientes a reconocer el estado de la cadena actual de manejo de residuos putrescibles, así como de caracterización de los puntos de generación de los mismos. A partir de los datos sobre desechos biodegradables de restaurantes, edificios de condominio, residencias y comerciantes de productos de horticultura, el estudio construyó un balance que muestra los fondos disponibles para la recogida y el compostaje de desechos alimentares. El cálculo contempló el coste de vertido evitado y el valor del compost en el comercio. A partir de observaciones en restaurantes y edificios de condominio, se preparó una propuesta de equipos e infraestructura necesarios para la recogida del material putrescible.

El estudio termina con la indicación de metas de corto y de largo plazo para el desvío de desechos putrescibles del vertedero.

Resultados obtenidos Datos obtenidos del operador del relleno muestran la recepción de 600 toneladas métricas diarias, de las cuales 308 toneladas (51%) son material putrescible (Operador, 2013). La presente investigación identifica los orígenes del material putrescible. Tres toneladas diarias provienen de restaurantes, 50 toneladas de edificios de condominio, 150 toneladas de residencias, seis toneladas de centros comerciales, 96 toneladas de mercados de productos de horticultura y tres toneladas de instituciones. Los casinos e cafeterías existentes en empresas industriales dirigen sus residuos a los sistemas de las empresas, y no a la recogida municipal. La administración municipal no mantiene ninguna actividad de recogida separada de basura putrescible. Se pagan al operador del relleno BRL 150.00 por cada tonelada de basura (cualquier basura) recogida y vertida (Uberlândia 2013). Las mediciones efectuadas en los 120 restaurantes llegaron a 23,622 comidas servidas por día y 2,897 kg de residuos putrescibles producidos por día, para una producción media de residuos de 0.123 kg por comida.

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El número de comidas diarias servidas en el universo de 120 restaurantes, que incluyen hoteles, varía de 20 a 1369, y la cantidad de desechos varía de 9 a 159 kg por día. La razón "desechos / comidas servidas" varía de 0.093 a 0.432 kg y muestra una relación inversa con la cantidad de comidas. Los desechos consisten de pérdidas en la preparación y de restos dejados en los platos servidos. En la Tabla 1 se informa la generación de desechos putrescibles en los restaurantes según la cantidad de comidas. Los intervalos son arbitrarios, mas muestran la tendencia de la razón entre desechos y número de comidas.

Tabla 1. Datos colectados en 120 restaurantes Número de comidas servidas por día < 55 56 – 105 106 – 155 156 – 205 206 – 255 256 – 305 > 305

Número de restaurantes en el intervalo 11 26 32 15 12 8 16

Promedio de desechos por comida (kg) 0.433 0.178 0.137 0.118 0.100 0.096 0.113

Fuente: este estudio

Experimentos en un edificio de condominio durante un año evidenciaron la producción de 47.0 kg de residuos putrescibles por día por 48 familias con 150 personas. Eso se reduce a 47/150 = 0.313 kg por persona por día (CELT, 2013). Hay 3000 edificios de condominio en la ciudad con un promedio de 19 apartamentos y 2.8 personas por apartamento (Uberlândia, 2014). La extrapolación indica que tal conjunto produce 3000*19*2.8*0.313 = 50 toneladas por día, lo que representa 50/308 = 16.2% de los residuos putrescibles de la ciudad. En la Tabla 2 se presentan los datos obtenidos en el condominio estudiado.

Tabla 2. Datos colectados en el condominio CELT, año 2013, kg Residuos separados en la fuente: Vidrio Tetrapak, espumas Papel, cartón, plásticos, metales Restos de alimentos Baño y enfermaría Subtotal Basura mezclada Total Eficiencia de separación 25529 / 36500 =

1227 233 5840 17155 1074 25529 10971 36500 0.700

Fuente: este estudio

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El estudio también se detuvo a medir la producción de residuos putrescibles en residencias. Una familia de tres personas produjo 35.145 kg por mes. Eso se reduce a 35.145 / (3 * 30.4) = 0.385 kg por persona por día. Esta medición no reprodujo el promedio de 0.313 obtenido de las 48 familias del condominio que es un valor más representativo e que se utilizará en las extrapolaciones. La distribución de las residencias en la ciudad se muestra en la Tabla 3.

Tabla 3. Distribución residencial de la populación Residencias individuales 171284 populación 479037 (75%) Residencias en condominios 57000 populación 159600 (25%) Residencias totales 228284 populación 638637 (100%) Ocupación promedia por residencia 2.8 personas Fuente: Uberlândia 2014

La extrapolación indica que los 638,637 habitantes producen 200 toneladas por día (638,637*0.313). Como 50 toneladas corresponden a edificios de condominio, restan 150 toneladas por día para residencias individuales. La Tabla 4 detalla la producción de desechos de una familia.

Tabla 4. Datos colectados en una familia de tres personas en un mes Artículos kg Restos de alimentos 35.145 Envases 16.650 Baño y enfermaría 3.238 Basura 2.040 Totales 57.073

% 62 29 6 3 100

Fuente este estudio

Los centros comerciales informaron a los autores su producción de desechos putrescibles como seis toneladas por día. La producción institucional se refiere a edificios públicos, escuelas, universidades, organizaciones sociales y hospitales. Tres toneladas por día de ese conjunto es un valor estimado por los autores. Los residuos putrescibles de mercados de horticultura se refieren a la cadena de comercialización al por mayor y al por menor. Un estudio anterior determinó las pérdidas de esa cadena como el 16% del total comercializado (Fehr & Romão 2001). Como el total del por mayor ahora es de 600 toneladas por día, las pérdidas llegan a 96 toneladas por día. La Tabla 5 detalla las pérdidas de productos de horticultura.

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Tabla 5. Datos colectados en la cadena de comercialización de frutas y legumbres Pérdidas en el nivel por mayor 6.28% del flujo de 100 unidades Pérdidas en el nivel por menor 11.00% del flujo de 93.72 unidades Pérdidas totales relativas al flujo 100*0.0628+93.72*0.11=16.59% Fuente: Fehr & Romeo 2001

Los resultados muestran que más de la mitad de los residuos putrescibles municipales originan de empresas y comunidades de condominio que pueden ser fácilmente inducidos a adherir a esquemas de reciclaje. La cantidad visada a corto plazo es 50+3+96=149 toneladas por día o 149/308=48.4%. No es necesario convencer a todos los residentes para alcanzar este nivel de impacto. Basta obtener la adhesión de la asociación de dueños de restaurantes, de la asociación de comerciantes y de la asociación de condominios que representa el 25% de la populación como se muestra en la Tabla 3.

Como la destinación lógica del material biodegradable es el compostaje, este estudio identificó seis empresas en la ciudad que operan en el negocio de compostaje de residuos industriales.

Tres de ellas se dispusieron a trabajar con residuos alimentares municipales y a adecuar su capacidad de producción en caso de celebrar un contrato de largo plazo con la administración.

Así, el ciclo se cerró. La administración municipal puede aprovechar la infraestructura existente.

Basta organizar la recogida. La única condición de las empresas es que los residuos se entreguen en su fábrica. Así, no es necesario crear nuevas empresas o atribuir el compostaje al cuidado de la administración pública.

Finalmente, la investigación alcanza su punto crítico que se refiere al coste. Las consideraciones económicas produjeron las respuestas siguientes. Compost orgánico se vende en el comercio local a BRL 1.20 por kg. Investigaciones anteriores mostraron que 100 kg de restos alimentares producen 20 kg de compost con 30% de humedad (Fehr, 2007). La tarifa cobrada en el relleno es de BRL 150 por tonelada y los restaurantes, los condominios y los mercados de productos hortícolas producen 149 toneladas por día. El siguiente cálculo ilustra la situación.

(149,000 kg residuo/día) * (0.2 kg compost/kg residuo) * (1.20 BRL/kg compost) = 35,760.00 BRL/día (149 ton. residuo/día) * (150 BRL/ton residuo vertido) = 22,350.00 BRL/día Total disponible = 58,110.00 BRL/día Por unidad de residuo 58,110 / 149,000 = 0.39 BRL/kg residuo.

Cada kg de residuo biodegradable recogido y procesado genera BRL 0.39.

Con experimentos en restaurantes y condominios, los autores determinaron que tambores cerrados de 50 litros sirven perfectamente para recoger los residuos alimentares y llevarlos a las empresas de compostaje. El valor de BRL 0.39 / kg de residuo se compara favorablemente con aquellos de otros artículos de los residuos urbanos que se reciclan por las fuerzas del mercado.

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Hay aquí algunos ejemplos: Papel cartón BRL 0.34 / kg, papel blanco BRL 0.40 / kg, latas de hierro BRL 0.29 / kg, cajas tipo tetrapak BRL 0.23 / Kg y botellas de vidrio BRL 0.10 / Kg (CEMPRE 2014a).

A medida que el sistema de recogida avanza, residencias individuales serán incluidas y aportarán más 150 toneladas por día de residuos biodegradables. Los ingresos por kg permanecerán los mismos, pero el volumen del negocio subirá de BRL 58,110.00 para BRL 116,610.00 por día (58110*299/149). El cálculo aquí presentado sigue procedimientos clásicos de contabilidad. El coste de oportunidad del vertedero no se consideró. Cuando se conoce, mejorará el balance más todavía.

Discusión Este estudio pretendía cuestionar la ausencia completa de logística inversa municipal para material putrescible. Aunque el 51% de los residuos urbanos sean biodegradables, iniciativas de reciclaje se limitan a material de envase seco. Los argumentos de disculpa son falta de mano de obra para la manipulación, falta de recursos para crear programas de recogida, falta de colaboración de los residentes, problemas sanitarios con la acumulación y la recogida, falta de recursos para la construcción de unidades de compostaje y bajo valor comercial del compost.

Durante el estudio, todos eses argumentos fueron rechazados.

De las 360 toneladas de material biodegradable llevado al vertedero diariamente, solamente 150 toneladas originan en residencias individuales. El resto proviene de productores comerciales e institucionales. Eso invalida el argumento de la falta de colaboración de residentes. La administración municipal puede hacer un impacto inicial si induce a las asociaciones comerciales y profesionales a entrar en el esquema.

Como ejemplo se citan las asociaciones de administradores de condominios, de restaurantes y de comerciantes de alimentos que pueden ayudar a transformar la mitad de los residuos putrescibles municipales en compost. A corto plazo, tal objetivo fue cuantificado como 149 toneladas por día. Con la inclusión de las residencias a largo plazo, el objetivo se extenderá a 299 toneladas por día. Durante ese tiempo, clientes adicionales para el compost serán identificados por trabajos de orden comercial que extrapolan la presente investigación. Hay aquí una situación mercadológica impar. En el caso de productos de consumo, la investigación comercial precede a la producción. Aquí se está trabajando con un problema ambiental cuya solución es una prioridad municipal. Para comenzar, se mostró que los residuos pueden ser transformados en compost y generar un ingreso financiero. El beneficio ambiental todavía no se cuantificó porque el coste de oportunidad del relleno no se conoce.

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Con el trabajo en restaurantes y condominios se comprobó la posibilidad de recoger los residuos putrescibles sin incurrir en problemas sanitarios. El almacenamiento temporario puede ser hecho en recipientes plásticos de 50 litros con tapa. Solamente hace falta organizar la logística, actividad esta que extrapola el presente estudio.

El estudio produjo números que rechazan las objeciones económicas. Hasta la fecha se cuantificaron los artículos coste de vertido y valor comercial del compost. Los cálculos mostraron que cada kg de residuos putrescibles recogido y procesado puede generar un ingreso de BRL 0.39. Falta encontrar el coste de oportunidad del vertedero para mejorar el balance y cuantificar el beneficio ambiental del desvío. Con ingresos semejantes, la iniciativa privada recicla papel, cartón y latas de hierro con éxito. Acerca de la objeción de la falta de recursos para construir usinas de compostaje, el estudio identificó varias empresas en la ciudad que ya están en este negocio y que podrían ser inducidas a recibir los residuos municipales. Faltaría solamente negociar las condiciones de participación. En el caso de un contrato apropiado con la administración pública, esas empresas tendrán motivos para aumentar su capacidad productiva para procesar los residuos municipales juntos con los industriales.

Conclusiones Se mostró que con cada kg de residuo compostado, las empresas pueden ganar BRL 0.39 y que hay 308 toneladas por día de residuos biodegradables en la ciudad. Cuando alcance su estado final permanente, el negocio envuelve un giro de capital de BRL 116,610.00 por día. Se considera que la administración tiene condiciones de desarrollar un esquema de logística inversa para recoger y entregar para compostaje los residuos biodegradables y así desviarlos del relleno. Con esta información, la investigación contribuyó su parte a la solución el problema. Se mostró que la logística inversa precede al compostaje y que el reto administrativo se encuentra en organizar esa logística.

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La Revista AIDIS Ingeniería y Ciencias Ambientales: Investigación, desarrollo y práctica agradece a los siguientes revisores su valioso apoyo en el proceso de evaluación 2015: Adalberto Noyola Robles, Instituto de Ingeniería, UNAM, México

David Morillón Gálvez, Instituto de Ingeniería, UNAM, México

Alan Michell B. Alexandre, Universidade Federal do Ceará, Brasil

Dorian Prato García, Universidad de Bogotá Jorge Tadeo Lozano, Colombia

Alejandro Vargas Casillas, Instituto de Ingeniería UNAM, México

José Elías Becerríl Bravo, Instituto de Ingeniería, UNAM, México

Ana Elisa Silva Martínez, Facultad de Ingeniería, México

Eric Houbron Pascal, Universidad Veracruzana, México

André Bezerra dos Santos, Universidade Federal do Ceará, Brasil.

Érika da Justa Teixeira Rocha, Instituto Federal de Educação, Ciência e Tecnologia do Ceará, Brasil

Anita Maria de Lima, Universidade Federal de Sergipe, Brasil

Mercedes Esperanza Ramírez Camperos, Instituto Mexicano de Tecnología del Agua, México

Armando Borges de Castilhos Junior, Universidade Federal de Santa Catarina, Brasil

Fernando Hermes Passig, Universidade Tecnológica Federal do Paraná, Brasil

Armando González Sánchez, Instituto de Ingeniería, UNAM, México

Fernando R. Espinoza Quiñones, Universidade Estadual Do Oeste Do Paraná, Brasil

Arturo Sánchez, CINVESTAV, Instituto Politécnico Nacional, México

Flávia Maria Galizoni, Instituto de Ciências Agrárias, Universidade Federal de Minas Gerais, Brasil

Camilo Cesar Castro Jiménez, Escuela Ambiental, Facultad de Ingeniería, Universidad de Antioquia, Colombia

Florina Ramírez Vives, Universidad Autónoma Metropolitana, México

Constantino Gutiérrez Palacios; Facultad de Ingeniería, UNAM, México Cristian Soldi, Departamento de Ciências Naturais e Sociais, Universidade Federal de Santa Catarina, Brasil Cristiane Kreutz, Universidade Tecnológica Federal do Paraná, Brasil Daisy Beserra Lucena, Universidade Federal da Paraíba, Brasil Darci Barnech Campani, Universidade Federal do Rio Grande do Sul, Brasil

Francisco Javier Cuba Teran, Universidade Federal de Goiás, Brasil Francisco Vieira Paiva, SANEBRÁS, Brasil Gabriela E. Moeller Chávez, Universidad Politécnica del Estado de Morelos, México Germário Marcos de Araujo, Instituto Federal do Ceará, Brasil Gilson Barbosa Athayde Junior, Universidade Federal da Paraíba, Brasil Gino Roberto Gehling, Instituto de Pesquisas Hidráulicas, Universidade Federal do Rio Grande do Sul, Brasil 423

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Gloria Moreno Rodríguez, Instituto de Ingeniería, UNAM, México

Marcelo Mendes Pedroza, Instituto Federal do Tocantins, Brasil

Gustavo Rafael Collere Possetti, SANEPAR, Brasil

Márcio Ricardo Salla, Faculdade de Engenharia Civil, Universidade Federal de Uberlândia, Brasil

Harry Alberto Bollmann, Pontifícia Universidade Católica do Paraná, Brasil Henry Reyes Pineda, Universidad del Quindío, Colombia Idania Valdez Vázquez, Instituto de Ingeniería UNAM, México Iracema Helena Schoenlein-Crusius, Instituto de Botânica, Brasil Irla Vanessa Andrade de Sousa Ribeiro, Instituto Federal do Ceará, Brasil Isaac Monroy Chora 2015; Instituto de Ingeniería UNAM, México Iván Moreno Andrade, Instituto de Ingeniería UNAM, México Jefferson de Queiroz Crispim, Faculdade Estadual de Ciências e Letras de Campo Mourão, Brasil José Alejandro Martínez Sepúlveda, Universidad EAN, Colombia José Luis Martínez Palacios, Instituto de Ingeniería UNAM, México José Maria Brabo Alves, Fundação Cearense de Meteorologia e Recursos Hídricos, Brasil Juan Carlos Durán Álvarez, Centro de Ciencias Aplicadas y Desarrollo Tecnológico, UNAM, México Juan Sebastián Arcila Henao, Instituto de Ingeniería UNAM, México Leonor Patricia Güereca Hernández, Instituto de Ingeniería UNAM, México Ma. Neftalí Rojas Valencia, Instituto de Ingeniería UNAM, México Marcelo Luiz Martins Pompêo, Instituto de Biociências, Universidade de São Paulo, Brasil

Marco Aurelio Stumpf Gonzalez, Universidade do Vale do Rio dos Sinos, Brasil Marcos Von Sperling, Universidade Federal de Minas Gerais, Brasil Marcus E. M. da Matta, Ecoadvisor Engenharia Ambiental, Brasil Margarita Beltrán Villavicencio, Universidad Autónoma Metropolitana, México María Antonieta Gómez Balandra, Instituto Mexicano de Tecnología del Agua, México María Teresa Orta Ledesma, Instituto de Ingeniería UNAM, México Miguel Mansur Aisse, Universidade Federal do Paraná, Brasil Miriam de Fátima Carvalho, Escola de Engenharia, Universidade Católica do Salvador, Brasil Mirna Noemí Argueta, Servicio Autónomo Nacional de Acueductos y Alcantarillados, Honduras Orlando de Carvalho Junior, Universidade Tecnológica Federal do Paraná, Brasil Oscar González Barceló, Instituto de Ingeniería UNAM, México Oscar Monroy Hermosillo, Universidad Autónoma Metropolitana, México Pablo Heleno Sezerino, Centro Tecnológico, Universidade Federal de Santa Catarina, Brasil Pedro Jurado Guerra, Instituto Nacional de Investigaciones Forestales, Agrícolas y Pecuarias, México Pedro Ramírez García, Facultad de Ciencias, UNAM, México 424

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Rafael Bastos, Universidade Federal de Visosa, Brasil Rodrigo Antonio Aguilar Vera, UNAM, México Rogério Campos, Centro de Ciências Tecnológicas, Universidade de Fortaleza, Brasil Rolando Chamy Maggi, Universidad Católica de Valparaíso, Chile Sonia Lorena Arriaga García, Instituto Potosino de Investigación Científica y Tecnológica, México Tsunao Matsumoto, Universidade Estadual Paulista "Júlio de Mesquita Filho", Brasil

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