Estudos de alternativas para o processo de tratamento de

UNIVERSIDADE DO EXTREMO SUL CATARINENSE
Departamento de Engenharia Ambiental
ANTÔNIO CÉSAR DA R. WASNIEWSKI
ESTUDOS DE ALTERNATIVAS PARA O PROCESSO DE TRATAMENTO DE EFLUENTES NA INDÚSTRIA CARBONÍFERA: APLICAÇÃO PARA UMA UNIDADE DE VALORIZAÇÃO DE REJEITOS
Trabalho de Conclusão de Curso apresentado ao Curso de Engenharia Ambiental como requisito parcial à obtenção do grau de Engenheiro Ambiental.
Orientador: Dr. Carlyle T. B. Menezes
CRICIÚMA, 2006
UNIVERSIDADE DO EXTREMO SUL CATARINENSE
Departamento de Engenharia Ambiental
ANTÔNIO CÉSAR DA R. WASNIEWSKI
ESTUDOS DE ALTERNATIVAS PARA O PROCESSO DE TRATAMENTO DE EFLUENTES NA INDÚSTRIA CARBONÍFERA: APLICAÇÃO PARA UMA UNIDADE DE VALORIZAÇÃO DE REJEITOS
Este trabalho de conclusão de curso foi julgado adequado à obtenção do grau de
Engenheiro Ambiental e aprovado em sua forma final pelo Curso Engenharia Ambiental da
Universidade do Extremo Sul Catarinense.
Criciúma – SC, 15 de dezembro de 2006.
______________________________________________________
Prof. Dr. Carlyle T. B. Menezes
______________________________________________________
Profª. Nadja Zim Alexandre
______________________________________________________
Eng°. Msc. Sérgio Galatto
DEDICATÓRIAS
Dedico este trabalho principalmente aos meus pais, Claúdio e Bernardete por terem me proporcionado o estudo
e atenção durante minha vida.
AGRADECIMENTOS
Eu agradeço:
Ao meu orientador pelo seu saber e encorajamento;
A Carbonífera Metropolitana S.A. – setor INGUSA.
Aos professores do Departamento de Eng. Ambiental;
E a meus colegas pelo apoio e estímulo.
EPÍGRAFE
Quanto mais estudo a natureza, mais me surpreende o Criador.
Louis Pasteur (1822-1895), químico francês, fundador da microbiologia moderna.
RESUMO
Este trabalho apresenta e discute resultados de atividades de pesquisa e desenvolvimento executadas com um efluente aquoso produzido por drenagem ácida de mina na Carbonífera Metropolitana, Setor INGUSA, em Criciúma, Bairro Mina União. O efluente em questão apresenta pH muito baixo (2,4<pH<3,0) e contém metais como ferro, manganês e zinco em concentrações superiores às permitidas pela legislação ambiental estadual, que foram respectivamente de 2987,71 mg.L-1 Fe, 27,28 mg.L-1 Mn e 33,75 mg.L-1 Zn. Duas rotas principais de
processo foram exploradas: (i) precipitação de hidróxidos de metais (por neutralização) (ii)
adsorção de metais em turfa e resíduos de casca de arroz, seguida de neutralização do efluente. A primeira rota foi capaz de produzir um efluente final que apresentou pH igual a 8,5 e
concentração de metais pesados abaixo dos limites impostos pela legislação estadual. Por outro lado, a segunda rota não removeu zinco e manganês do efluente de maneira eficiente. O
efluente final produzido pelo uso da turfa apresentou baixos índices de remoção de metais,
provavelmente em função das características da turfa utilizada nos ensaios, tendo em vista ser
esse um adsorvente comprovadamente um material para a remoção de metais segundo a literatura. O estudo apontou para a necessidade de complementação dos ensaios de tratamento com
vistas à utilização de mecanismos de remoção do lodo gerado, considerando o grande volume
desse material resultante do processo de neutralização atualmente utilizado, seja por meio da
flotação por ar dissolvido, seja por meio do desenvolvimento de colunas de adsorção mais
eficientes.
ABSTRACT
This work presents and discusses the results of development of the methods treatment of a
water effluent resulted by acid mine drainage at Carbonífera Metropolitana, Ingusa Section,
Criciúma, Mina União. This water effluent presents very low pH (2,4<pH<3,0), and contains
metals (Fe, Mn and Zn) at concentrations above to that permitted by state environmental
legislation, that are of 2987,71 mg.L-1 Fe, 27,28 mg.L-1 Mn, 33,75 mg.L-1 Zn. Two chief ways
of process were explored: (i) precipitation of metals of hydroxides (by neutralization); (ii)
adsorption of turf metals and rests of rices husk, followed by the neutralization of the effluent.
The first way was able a final effluent that presented 8,5 pH and concentration of heavy metal
below the limits imposed by state legislation. Conversely, the second route did not remove Zn
and Mn from the effluent in an efficient way. The final effluent produced by the turf use presented low indices of metal removal, probably due to the characteristics of the turf used in the
experiments, seeing that this adsorvent is used to metal removal (according to specialized
literature). The study has showed the necessity of complementation of experiments of treatment in order to the utilization of the structures for the mud removal, seeing that the big quantity of the resulted material of the neutralization process that is truly used by the means of
dissolved air flotation, or by the means of development of more efficient adsorption columns.
SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO .................................................................................................................................................. 8
2 OBJETIVOS ..................................................................................................................................................... 15
2.1 OBJETIVO GERAL ..................................................................................................................................... 15
2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS....................................................................................................................... 15
3 JUSTIFICATIVAS........................................................................................................................................... 17
4 FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA................................................................................................................... 19
4.1 GERAÇÃO DE DRENAGEM ACIDA DE MINA (DAM)........................................................................ 20
4.2 INDICADORES AMBIENTAIS ESTUDADOS......................................................................................... 23
4.2.1 PH, ACIDEZ E SULFATOS ..................................................................................................................... 23
4.2.2 ZINCO, FERRO E MANGANÊS ............................................................................................................. 25
4.3 NEUTRALIZAÇÃO...................................................................................................................................... 26
4.4 CORREÇÃO DO PH E PRECIPITAÇÃO DE METAIS.......................................................................... 28
4.4.1 PRECIPITAÇÃO DE FERRO.................................................................................................................. 28
4.4.2 PRECIPITAÇÃO DE MANGANÊS......................................................................................................... 31
4.5 FLOCULAÇÃO............................................................................................................................................. 31
4.6 PROCESSO DE SEDIMENTAÇÃO ........................................................................................................... 32
4.7 PRINCIPAIS PROCESSOS PARA O TRATAMENTO DE EFLUENTES NA MINERAÇÃO ........... 33
4.8 SORÇÃO DE METAIS NA INTERFACE TURFA/SOLUÇÃO AQUOSA ............................................ 36
4.8.1 BIOINDICADORES E ECOTOXICOLOGIA........................................................................................ 38
4.8.2 DESCRIÇÃO DO PROCESSO DE TRATAMENTO POR NEUTRALIZAÇÃO............................... 39
4.8.3 DESCRIÇÃO DA ESTAÇÃO DE TRATAMENTO............................................................................... 42
5 MATERIAIS E MÉTODOS ............................................................................................................................ 46
5.1 CARACTERIZAÇÃO DO EFLUENTE ..................................................................................................... 49
5.2 ENSAIOS LABORATORIAIS..................................................................................................................... 50
5.2.1 ENSAIOS DE NEUTRALIZAÇÃO E SEDIMENTAÇÃO .................................................................... 50
5.2.2 ENSAIOS DE ECOTOXICIDADE........................................................................................................... 51
5.2.3 ALCALINIDADE....................................................................................................................................... 51
5.2.4 TURBIDEZ ................................................................................................................................................. 52
5.3 EQUIPAMENTOS E MATERIAIS UTILIZADOS NOS ENSAIOS ....................................................... 52
5.3 REAGENTES EM ANÁLISE ...................................................................................................................... 57
5.3.1CAL VIRGEM (CAO) ................................................................................................................................ 58
5.3.2CAL HIDRATADA CA(OH)2 .................................................................................................................... 58
5.4 TESTE DO JARRO ...................................................................................................................................... 59
6 RESULTADOS E DISCUSSÃO...................................................................................................................... 61
6.1 CURVAS DE NEUTRALIZAÇÃO ............................................................................................................. 61
6.1.1 CURVA DE NEUTRALIZAÇÃO COM CAL EM 5% DE VOLUME – EFLUENTE “IN NATURA”
............................................................................................................................................................................... 61
6.1.2 CURVA DE NEUTRALIZAÇÃO DO EFLUENTE APÓS O TRATAMENTO COM TURFA......... 63
6.1.3 ENSAIOS DE ECOTOXICIDADE........................................................................................................... 65
6.2 ENSAIOS DE TRATAMENTO POR ADSORÇÃO .................................................................................. 67
6.2 DISCUSSÃO DOS RESULTADOS ............................................................................................................. 69
6.3 ENSAIOS DE NEUTRALIZAÇÃO............................................................................................................. 69
6.3.1 ENSAIOS DE REMOÇÃO DE METAIS E DIMINUIÇÃO DA TURBIDEZ...................................... 71
6.3.3 DISCUSSÃO ACERCA DOS ENSAIOS DE ECOTOXICIDADE........................................................ 71
7 CONCLUSÕES E CONSIDERAÇÕES FINAIS........................................................................................... 73
REFERÊNCIAS .................................................................................................................................................. 75
ANEXO – RESULTADOS DAS ANÁLISES.................................................................................................... 77
8
LISTA DE TABELAS
TABELA 1 - VELOCIDADE DE SEDIMENTAÇÃO EM FUNÇÃO DO TAMANHO DA
PARTÍCULA COLOIDAL.......................................................................................................32
TABELA 2 - CLASSIFICAÇÃO DOS TIPOS DE SEDIMENTAÇÃO E CONCENTRAÇÃO
DE SÓLIDOS......................………..................................……………………………….......33
TABELA 3 - SOLUÇÃO DE 5% DE CA (OH)2 EM 2 LITROS DE EFLUENTE BRUTO.........................……………………………………………………………...…...…..........61
TABELA 4 - SOLUÇÃO DE 5% DE CA (OH)2 EM 2 LITROS DE EFLUENTE BRUTO
APÓS ADSORÇÃO COM TURFA.……………………………………...........................….62
TABELA 5 - EFLUENTE NEUTRALIZADO COM CAL HIDRATADA ATÉ PH 8,5 –
NÃO HOUVE MORTALIDADE...……………………………………………....................64
TABELA 6 - EFLUENTE NEUTRALIZADO À PH 7,0 ……………..................................64
TABELA 7 - EFLUENTE BRUTO APÓS ADSORÇÃO EM CASCA DE ARROZ…….....65
TABELA 8 - EFLUENTE BRUTO APÓS ADSORÇÃO EM TURFA……………….....….65
TABELA 9 - RESULTADOS DAS ANÁLISES DE ALCALINIDADE, PH E TURBIDE..67
TABELA 10 - RESUMO DOS ENSAIOS DE TRATAMENTO……………………….......68
9
LISTA DE FIGURAS
FIGURA 1 - VISTA AÉREA DA UNIDADE MINEIRA ESTUDADA (ENTORNO)..........13
FIGURA 2 - DIAGRAMA DE PRECIPITAÇÃO DE HIDRÓXIDOS METÁLICOS.……..29
FIGURA 3 - FLUXOGRAMA DOS PROCESSOS ENVOLVIDOS NO TRATAMENTO DE
EFLUENTES……………………………………………………………………......………..35
FIGURA 4 - VISTA DAS QUATRO BACIAS DE DECANTAÇÃO............................…....39
FIGURA 5 - SISTEMA DE CAPTAÇÃO E BOMBEAMENTO..................................... …..41
FIGURA 6 - TANQUE DE EQUALIZAÇÃO SEGUIDO POR CALHA PARSHALL ……42
FIGURA 7 - TANQUE DE PREPARO DO REAGENTE COM CAPACIDADE DE 0,5
M³..............................................................................................................................................43
FIGURA 8 - CALHA DE MISTURA E DIRECIONAMENTO DO EFLUENTE NEUTRALIZADO................................................................................................................................…43
FIGURA 9 - PROCESSO FINAL DE DESCARTE DO EFLUENTE TRATADO …….......44
FIGURA 10 - VISTA DA BACIA DE CONTENÇÃO…………………...............................46
FIGURA 11 - DETALHE DA ÁREA SENDO REABILITADA AMBIENTALMENTE......46
FIGURA 12 - DRENAGEM SUPERFICIAL DO DEPÓSITO DE REJEITOS.................….47
FIGURA 13 - DETALHE DA ÁGUA DE CHUVA ESCOADA SUPERFICIALMENTE....47
10
FIGURA 14 - ENSAIO DE ECOTOXICIDADE............................................... ….................50
FIGURA 15 – TITULAÇÃO COM ÁCIDO CLORÍDRICO PARA DETERMINAÇÃO DA
ALCALINIDADE........................………………………… …………………..............……..51
FIGURA 16 - EQUIPAMENTO “JAR TEST” EM OPERAÇÃO...........................................53
FIGURA 17 - EFLUENTE NEUTRALIZADO E EM PROCESSO DE PRECIPITAÇÃO
DOS METAIS.......................................................................................................................... 54
FIGURA 18 - RECIPIENTE PARA ARMAZENAGEM DO EFLUENTE NEUTRALIZADO.............................................................................................................................................54
FIGURA 19 – PREPARAÇÃO DOS ENSAIOS DE ADSORÇÃO........................................55
FIGURA 20 - ENSAIO FINALIZADO APÓS A ADSORÇÃO DO EFLUENTE BRUTO EM
FILTRO.....................................................................................................................................56
FIGURA 21– BIGBAG DE CAL HIDRATADA UTILIZADA NO SISTEMA.....................57
FIGURA 22 - EQUIPAMENTO DO “JAR TEST”........................….............................…......58
FIGURA 23 – CURVA DE NEUTRALIZAÇÃO DO EFLUENTE “IN NATURA”.............61
FIGURA 24 - CURVA DE NEUTRALIZAÇÃO DO EFLUENTE APÓS ADSORÇÃO COM
TURFA…..................................................................................................................................63
FIGURA 25– PERCENTUAL DE MORTALIDADE DE ORGANISMOS EM PH 7,0, FATOR DE DILUIÇÃO DE 1 A 16..… …………................................………………………...65
FIGURA 26 - CURVA DE NEUTRALIZAÇÃO ……...........................................................69
11
1 INTRODUÇÃO
Os recursos hídricos, mais precisamente os de água doce (lagos, lagoas, rios etc.)
têm sido alvo de preocupações nos últimos anos, pois, a sua disponibilidade tanto em termos
de qualidade, quanto em termos de quantidade começa a colocar em risco a sobrevivência de
diversas populações em todas as regiões do planeta Terra.
A água constitui-se em um recurso natural de extraordinária importância para a
vida de seres humanos, plantas, animais e microrganismos, além de ser essencial à quase totalidade dos processos industriais, seja através de sua utilização para refrigeração de equipamentos, lavagem de matérias-primas e insumos ou mesmo como parte integrante do produto
final. Embora não se possa caracterizar uma escassez deste recurso no nosso planeta, constatase que a fração disponível para abastecimento é bastante restrita, ocorrendo ainda uma distribuição desigual entre as varias regiões do globo.
Tendo em vista esta preocupação a Carbonífera Metropolitana – Setor INGUSA,
localizada no Bairro Mina União, vêm buscando nos últimos anos uma maior adequação de
suas atividades as questões ambientais, sobretudo no que se refere ao tratamento e reuso das
águas utilizadas em suas instalações industriais. Com esse objetivo encontra-se em desenvolvimento a instalação de um sistema de tratamento de efluentes por sedimentação visando a-
12
tender aos padrões da legislação, e evitando assim contribuir com impactos à mananciais e à
corpos hídricos das áreas adjacentes a esse projeto.
A empresa Carbonífera Metropolitana de mineração tem a função social estatutária de gerar recursos e desenvolvimento produtivo a fim de apresentar rendimentos aos seus
acionistas e gerar rendas socialmente justas aos funcionários e colaboradores.
Desde 1936, busca se especializar na produção e comercialização de carvão mineral a partir de suas reservas e recursos minerais e agora também de reaproveitamento de seus
depósitos de rejeitos, gerados no decorrer de sua história produtiva.
A empresa possui unidades de produção no município de Criciúma e no município
de Treviso. Em Criciúma, mais precisamente nos pátios da antiga mina União e atualmente
também da antiga coqueria da INGUSA encontram-se depósitos de resíduos piritosos a céu
aberto. Este abandono, função da despreocupação ambiental de outrora, poderá ser corrigido
por atividade econômica que gere recursos e serviços de recomposição ambiental (DIAPRAD,
2001).
A partir da necessidade da readequação da empresa á legislação ambiental, o setor
INGUSA opera desde 1998 com a tarefa de:
1. Retirar, como matéria-prima de produção de carvão mineral, os rejeitos que estão sendo focos de poluição e que se encontram dispostos em depósitos no entorno da área
minerada no passado pelo método de lavra subterrânea;
2. Após o beneficiamento dos rejeitos pelo processo gravímétrico, utilizando-se como
equipamento principal um jigue do tipo BAUM os novos rejeitos produzidos, já com
volumes reduzidos, são depositados com controle e técnicas mais adequadas, de modo
13
a permitir a minimização da degradação, em cumprimento à legislação ambiental vigente;
3. Dispor de forma adequada os rejeitos sólidos produzidos e recuperar as áreas exauridas após a retirada da matéria-prima, com a aplicação de técnicas eficientes de conformação topográfica, construção de drenagens e compactação dos depósitos e, revegetação; buscando-se principalmente a redução da contaminação da água e da erosão;
e
4. Com uma nova estrutura do solo da área, utilizá-la para os fins socialmente justos,
como loteamentos habitacionais e industriais (DIAPRAD, 2001). Essa etapa deverá
ser objeto de estudos aprofundados, tendo em vista a necessidade de avaliação da eficiência do processo de recuperação ambiental e a garantia da inexistência de riscos para a população que residirá no entorno da área, conforma pode ser visto na figura 1.
Figura 1: Importância dos trabalhos de recuperação devido à proximidade com a população.
Fonte: Dados do autor.
Considerando a vida útil desse empreendimento ser de curto prazo (aproximadamente de 5 anos) (DIAPRAD, 2001) optou-se por utilizar o sistema de tratamento de efluentes
14
pelo processo de neutralização e sedimentação, sendo que o setor da empresa possui área suficiente para comportar um sistema de bacias, o qual necessita para o processo.
15
2 OBJETIVOS
2.1 Objetivo geral
Avaliar a eficiência do processo de tratamento de drenagem ácida de mina por
meio da neutralização e precipitação de metais, bem como, comparar a possibilidade de melhoria desse processo com aplicação de técnicas de uso de colunas de adsorção de metais com
carvões ativados de origem vegetal e o uso da turfa com adsorvente.
2.2 Objetivos específicos
ƒAvaliar em escala de bancada o processo de neutralização e precipitação de compostos
metálicos;
ƒRealizar estudo comparativo e ensaios de adsorção de metais em filtros contendo carvão de origem vegetal (casca de arroz) e turfa;
16
ƒAvaliar a eficiência do processo de adsorção e a possibilidade de sua utilização como
etapa prévia de tratamento com vistas a redução de metais e a redução do consumo das
substancias alcalinizantes (CaO).
17
3 JUSTIFICATIVAS
A extração de carvão no sul do estado de Santa Catarina, mais precisamente na
região sul, foi a alavanca do desenvolvimento e crescimento econômico dos municípios. Durante anos esta atividade foi realizada sem nenhum tipo de controle ambiental, o que levou à
grave situação relacionada à degradação ambiental, principalmente dos recursos hídricos. A
poluição pode ser gerada nas diversas etapas do processo produtivo, desde a lavra, beneficiamento e deposição de rejeitos.
Um dos principais problemas ambientais envolvendo a extração de carvão é a
Drenagem Ácida de Mina. A DAM é o resultado da oxidação dos sulfetos ocasionada pela
ação do intemperismo. Esse tipo de efluente é caracterizado pelos baixos valores de pH, altas
concentrações de metais como ferro, manganês e zinco e elevados valores em termos de acidez e sulfatos.
O presente estudo enfocou o sistema de contenção da DAM por meio do uso de
bacias de decantação dos efluentes ácidos gerados em uma área de depósitos de rejeitos de
uma mina de carvão já paralisada e nas instalações de beneficiamento, atualmente em atividade de reprocessamento do rejeitos antigos. Essas bacias têm como finalidade maior a contenção das águas de infiltração e drenagem superficial de pátio operacional e demais áreas adja-
18
centes ao empreendimento. A concentração de ferro total, manganês e zinco encontram-se
acima dos níveis permitidos na Resolução CONAMA 357/05, que estabelece as condições e
padrões de lançamento de efluentes. A busca de alternativas que minimizem ou eliminem os
impactos que a mineração de carvão pode causar ao meio ambiente, torna-se cada vez mais
necessária. Desta forma, este Trabalho de Conclusão de Curso (TCC) tem por objetivo verificar a eficiência da neutralização e sedimentação no tratamento da DAM, contribuindo para a
melhoria na qualidade dos recursos hídricos.
19
4 FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA
A atividade mineira muito contribuiu para a degradação ambiental de várias regiões. Especificamente no sul do estado de Santa Catarina esta atividade contribuiu para uma
severa poluição ambiental durante mais de 100 anos, tempo em que essa atividade vem sendo
desenvolvida, considerando, no entanto, que foi especialmente nos últimos 50 anos que ocorreu um maior agravamento da situação em função do aumento da produção, da mecanização e
industrialização do carvão, sendo que em todas essas etapas a geração de rejeitos e a contaminação dos recursos hídricos foram bastante amplificados.
Segundo Singal et al (1992) as indústrias que mais contaminam o meio ambiente
são as dos setores mineiro e metalúrgico, sendo que estas atividades manuseiam diariamente
enormes volumes de água, sólidos, óleos, gases, elementos com propriedades radioativas e
com toxicidade variadas.
Seus respectivos impactos por setor acontecem nos métodos: de lavra; tendo como
impactos: ruídos, poeiras, contaminação de solos, por explosivos derivados da glicerina e drenagem ácida, onde estão presentes metais pesados, de beneficiamento; tendo como impactos,
efluentes líquidos contendo metais pesados e ânions tóxicos, sólidos, resíduos orgânicos, produção de poeira, ruídos e gases. Na metalurgia extrativa/processamento metalúrgico, os im-
20
pactos são provenientes de efluentes líquidos, óleos, sólidos finos ou coloidais, gases e deposição de rejeitos sólidos. Os processos existentes para o controle dos impactos ambientais são
diversos e com eficiências muito variadas(RUBIO & TESSELE, 2002).
Em função dos problemas ambientais existentes no campo do tratamento de efluentes líquidos, as pesquisas e as tecnologias existentes e as emergentes estão orientadas para
as seguintes áreas:
ƒRemoção de íons, metais pesados, ânions, sólidos suspensos, complexos e quelatos,
amônia, tio-compostos e nitratos (RUBIO & TESSELE, 2002);
ƒTratamento de grandes volumes de águas subterrâneas e águas de minas contaminadas
com baixas concentrações de metais pesados dissolvidos;
ƒControle de emissões radioativas;
ƒControle de produtos de corrosão e recirculação de águas;
ƒSeparação de óleos, recuperação de solventes orgânicos;
ƒRemoção e tratamento de lodos, colóides e ultrafinos depositados em bacias ou na
forma de suspensão (RUBIO & TESSELE, 2002);
4.1 Geração de drenagem acida de mina (DAM)
Por representar um dos impactos ambientais mais graves da mineração de carvão,
a drenagem ácida deve ser controlada com as técnicas apropriadas e disponíveis no mercado
21
ou mesmo sejam adaptadas e desenvolvidas novas técnicas de tratamento afim de que não
sejam contaminadas áreas de riscos ambientais, tais como mananciais adjacentes e populações
do entorno.
Segundo MENEZES et al (2004) as principais fontes de geração da DAM são as
minas a céu aberto/subterrâneas além de depósitos de rejeitos, estéreis ou concentrados de
sulfetos quando expostos às intempéries. Essas fontes podem permanecer ativas durante décadas ou até centenas de anos, mesmo após o fechamento das minas.
Para essas fontes poderem ser efetivamente contidas, projetos e planejamentos de
recuperação devem ser feitos gradualmente antes, durante e após o término das atividades.
Segundo GAZEA et al (1996, apud RUBIO, 2003) as drenagens ácidas de minas
resultam da oxidação natural de minerais sulfetados quando expostos à ação combinada da
água e oxigênio, na presença de bactérias. Contudo a DAM, segundo Menezes et al (2002,
apud GALATTO, 2003) é formada por uma seqüência de mecanismos de oxidação de sulfetos, na presença de oxigênio e como resultado da atividade bacteriana, possuindo fatores limitantes da oxidação química e de fatores catalisadores das reações em função da variação do
pH e da presença das bactérias Thiobacillus ferrooxidans, que ocorrem de acordo com as equações:
Fe2(S) + H2O (l) + 7/2 O2(g) l Fe²+(aq) + 2SO42-(aq) + 2H+(aq)
Eq. 1
2Fe²+(aq) + 1/2O2(g) + 2H+(aq) l 2Fe3+(aq) + 2H2O (l)
Eq. 2
2Fe3+(aq) + FeS2(S) l 3Fe²+(aq) + 2Sº(S)
Eq. 3
A oxidação do sulfeto pelo oxigênio atmosférico acontece na equação 1, produzindo sulfato, Fe ferroso (Fe²+) e íons H+ em solução (Singer & Stumm, 1970, apud Mello &
22
Abrahão, 1998). Em seguida, o Fe²+ é oxidado a Fe3+, representado pela equação 2. A partir de
então, o próprio Fe3+ é capaz de oxidar a pirita, independente da presença de oxigênio e água
(Equação 3).
Nesta etapa do processo, se o valor de pH foi maior do que 3, a oxidação do
Fe(OH)3 começa a ocorrer. O enxofre elementar, resultante da oxidação da pirita é oxidado
pelo íon férrico, conforme a equação 4:
2Sº(S) + 12Fe3+(aq) + 8H2O (l) l 12Fe²+(aq) + 2SO42-(aq) + 16H+(aq)
Eq. 4
Outra reação que pode ocorrer é a oxidação do enxofre elementar pelo oxigênio,
onde o enxofre (Sº(S)) produzido pela equação 3 é convertido a sulfato por Thiobacillus Thioxidans, de acordo com a equação 5:
2Sº(S) + O2(g) + 2H2O l SO42-(aq) + 4H+(aq)
Eq. 5
O Fe²+ produzido é submetido a uma nova ação microbiana por T. ferrooxidans,
conforme equação 2, formando um ciclo onde o Fe3+ resultante da atuação microbiológica
reage com a pirita na seguinte reação:
FeS2(S) + 14Fe3+(aq) + 8H2O (l) l 15Fe²+(aq) + 2SO42-(aq) + 16H+(aq) Eq. 6
Este ciclo mantém-se constante até que toda a pirita disponível aos agentes da
reação seja consumida no processo. Quando o valor do pH for superior a 4,5, a oxidação ocorre sem a mediação das bactérias, mas se o pH da água está abaixo de 4,5, a oxidação química
do ferro acontece lentamente. A oxidação do Fe²+ a Fe3+ controla a produção de acidez na drenagem de minas. Nestas condições as bactérias ferro-oxidantes são responsáveis pela oxidação do ferro férrico a ferro ferroso.
23
4.2 Indicadores ambientais estudados
4.2.1 pH, Acidez e Sulfatos
O potencial hidrogeniônico representa a intensidade das condições ácidas ou alcalinas do meio líquido por meio da medição da presença de íons hidrogênio (H+). É calculado
em escala antilogarítmica, abrangendo a faixa de 0 a 14 (inferior a 7: condições acidas; superior a 7: condições alcalinas). O valor do pH influi na distribuição das formas livre e ionizada
de diversos compostos químicos, além de contribuir para um maior ou menor grau de solubilidade das substâncias e de definir o potencial de toxicidade de vários elementos. As alterações de pH podem ter origem natural (dissolução de rochas e fotossíntese) ou antropogênica
(despejos domésticos e industriais).
Em águas de abastecimento, baixos valores de pH podem contribuir para sua corrosividade e agressividade, enquanto valores elevados aumentam a possibilidade de incrustações. Para a adequada manutenção da vida aquática, o pH deve situar-se geralmente na faixa
de 6 a 9. Existe, no entanto, varias exceções a esta recomendação, provocadas por influencias
naturais, como é o caso de rios com elevados teores de cor, em decorrência da presença de
ácidos húmicos, em decorrência da decomposição da vegetação. Nesta situação, o pH das
águas é sempre ácido (valores de 4 a 6), como pode ser observado em alguns cursos d’água da
planície amazônica. A acidificação das águas pode ser também um fenômeno derivado da
poluição atmosférica, mediante complexação de gases poluentes com o vapor d’água, provocando o predomínio de precipitações ácidas (SANTOS et. al., 2002).
24
A acidez, ao contrário da alcalinidade, mede a capacidade da água em resistir às
mudanças de pH causadas pelas bases. Ela é devida fundamentalmente à presença de gás carbônico livre na água. A origem da acidez tanto pode ser natural (CO² absorvido da atmosfera
ou resultante da decomposição de matéria orgânica, presença de H²s – gás sulfídrico) ou antropogênica (despejos industriais, passagem da água por minas abandonadas)(SANTOS et al,
2002).
De maneira semelhante à acidez também é função do pH da água: pH> 8,2ĺCO2
livre ausente; pH entre 4,5 e 8,2 ĺ acidez carbônica; e pH<4,5ĺacidez por ácidos minerais
fortes, geralmente resultantes de despejos industriais. Águas com acidez mineral são desagradáveis ao paladar, sendo, pois, desaconselhadas para abastecimento.
A oxidação da pirita pode resultar em altas concentrações de íons sulfato (SO4-2)
em águas de drenagem ácida de mina (DAM). Deste modo os íons sulfato são formados pela
oxidação do enxofre contido na pirita, e este se encontra primeiramente na fase líquida, posteriormente na fase sólida dos minerais e como terceira fase, encontra-se nas superfícies de hidróxido de ferro das fases amorfas. As concentrações máximas de sulfatos permitidas para
águas de abastecimento, de acordo com a resolução 20 do CONAMA, são de 250 mg/L.
Em águas de suprimento doméstico, concentrações elevadas produzem efeitos
purgativos no ser humano, e são indiretamente responsáveis por três sérios problemas em estações de tratamento de esgotos domésticos e de efluentes industriais: surgimento de odores
desagradáveis, incrustações e corrosão nas tubulações (GALATTO, 2003).
25
4.2.2 Zinco, Ferro e Manganês
O zinco é oriundo de processos naturais e antropogênicos, entre os quais destacase a produção de zinco primário, incineração de resíduos, siderurgias, cimento, industrias têxteis, termoelétricas, além dos efluentes domésticos e da mineração de carvão. As águas ácidas
provenientes da atividade de carvão, solubilizam a maior parte dos metais tóxicos, no caso em
questão, ocorre solubilização de alguns metais, entre eles o zinco. A maior parte dos efeitos
tóxicos do zinco relaciona-se à sua combinação com outros metais pesados (GALATTO,
2003).
Entretanto, o zinco, por ser um elemento essencial para o ser humano só se torna
prejudicial à saúde quando ingerido em concentrações muito altas, levando às perturbações do
trato gastro-intestinal (GALATTO, 2003). Os padrões para lançamento de efluentes líquidos
em corpos de água determinam concentrações máximas de 1,0 mg/L para águas de classe 3,
conforme Decreto Estadual n° 14250/1981 – Emissões de Efluentes Líquidos.
Os elementos ferro e manganês apresentam comportamento químico semelhante,
podendo, portanto, ser abordados conjuntamente. Muito embora estes elementos não apresentam inconvenientes à saúde nas concentrações normalmente encontradas, eles podem provocar problemas de ordem estética (manchas em roupas e vasos sanitários) ou prejudicar determinados usos industriais da água (SANTOS et al, 2002).
Dessa forma, o padrão de potabilidade das águas determina valores máximos de
0,3 mg/L para o ferro e 0,1 mg/L para o manganês. Deve ser destacado que a água de muitas
regiões brasileiras, como é o caso de Minas Gerais p.ex., em função das características geo-
26
químicas das bacias de drenagem, apresentam naturalmente teores elevados de ferro e manganês, que podem inclusive superar os limites fixados pelo padrão de potabilidade (SANTOS et
al, 2002).
Altas concentrações destes elementos são também encontradas em situações de
ausência de oxigênio dissolvido, como p.ex. em águas subterrâneas ou nas camadas mais profundas dos lagos. Em condições de anaerobiose, o ferro e o manganês apresetam-se em sua
forma solúvel (Fe 2+ e Mn2+), voltando a precipitar-se quando em contato com o oxigênio (oxidação a Fe³+ e Mn4+).
4.3 Neutralização
A neutralização consiste em uma etapa comum a maioria dos sistemas de tratamento de efluentes de drenagem ácida de mina.
Esta etapa visa elevar o pH do efluente da faixa muito ácida (pH<4) até a faixa
neutra ou ligeiramente básica (6<pH<8). O incremento do pH irá produzir a precipitação de
metais como ferro, manganês e zinco, entre outros, além da precipitação de sulfato de cálcio.
A adição de cal virgem (CaO) ou cal hidratada [Ca(OH)2] são as formas mais comuns de neutralizar as águas ácidas, devido ao seu poder alcalino e baixo custo (SCHMIDT et al., 1989
apud MENEZES & FILHO, 2004).
A neutralização da DAM, feita com adição de cal, compreende; via de regra, as
seguintes etapas: i) equalização do efluente (homogeneização); ii) mistura da cal no efluente
(neutralização); iii) adição de ar (aeração); iv) sedimentação; e v) descarte do lodo gerado. A
27
neutralização dos efluentes ácidos de DAM com a adição de compostos alcalinos e a conseqüência precipitação de hidróxidos metálicos, segundo Menezes (2004) acontece sempre que
a reação abaixo é favorecida:
M2+ (aq) + 2 OH-(aq) ĺ M (OH)2 (s)
Eq. 7
Tendo por base o custo/benefício, devido a elevada acidez e a média vazão o reagente escolhido foi a cal hidratada [Ca(OH)2].
A reação entre o hidróxido de cálcio e a DAM de carvão pode ser representada de
forma simplificada pela seguinte expressão:
4Ca (OH)2 + Fe2 (SO4)3 + H2SO4 ĺ 4CaSO4 + 2Fe (OH)3 + 2H2O Eq. 8
Segundo Menezes (2004) os processos de tratamento de águas ácidas por neutralização nas empresas de mineração apresentam as seguintes vantagens:
ƒElevação do pH;
ƒRemoção de acidez e adição de alcalinidade;
ƒPrecipitação de metais indesejáveis e tóxicos, mesmo em baixas concentrações;
ƒRedução na concentração de ferro e manganês que encontram em grandes concentrações na drenagem ácida.
Por outro lado, tais processos apresentam as seguintes desvantagens:
ƒA dureza não é reduzida, podendo mesmo ser aumentada; e
ƒOs sulfatos não são reduzidos, há alta produção de lodo, em particular, quando se usa
hidróxido de cálcio como reagente.
28
A eficiência do processo de neutralização da DAM utilizando cal depende de uma
série de fatores, entre os quais: tempo de retenção; reatividade da cal; distribuição granulométrica; quantidade ótima de cal; temperatura; regime de distribuição da água e sistema de agitação/dispersão da mistura (MENEZES & FILHO, 2004).
4.4 Correção do pH e precipitação de metais
Para que se obtenha sucesso no tratamento químico, deve-se considerar os seguintes fatores que influenciam na velocidade de reação e na eficiência de remoção dos metais
presentes nas drenagens ácidas: estado de oxidação dos metais; concentração dos metais; e
interação entre os metais (SANTOS et al, 2002).
O primeiro passo do tratamento consiste em neutralizar a acidez da drenagem
com a adição de uma quantidade de álcalis suficiente para elevar o pH e fornecer íons hidroxila (OH-) para reagir com os íons metálicos dissolvidos na água. São assim formados hidróxidos metálicos insolúveis que precipitam e a seguir são removidos do efluente por decantação
(SANTOS et al, 2002).
O pH requerido para precipitar a maioria dos metais da água varia no intervalo de
6 a 9; são exceções o hidróxido férrico que precipita em pH ácido, em torno de 3,5 , e o hidróxido de alumínio, próximo a 5,5 (SANTOS et al, 2002).
4.4.1 Precipitação de ferro
29
Quando os íons férricos se formam nas drenagens ácidas, imediatamente, sofrem
hidrólise e precipitam da solução, se o pH estiver acima de 3,5, nas formas de hidróxido férrico Fe(OH)3 ou oxi-hidróxido de ferro FeOOH ou ainda sulfato básico de ferro FeOHSO4. Entretanto, antes da formação dos precipitados insolúveis, os íons Fe3+ sofrem hidrólise parcial
com formação de espécies hidrolizadas solúveis. Sob neutralização controlada, essas espécies
sofrem polimerização e eventual condensação via perda parcial de suas águas de hidratação,
tornando-se insolúveis (SANTOS et al, 2002).
Devido à rapidez com que as reações de hidrólise do Fe 3+ ocorrem os hidróxidos
obtidos tendem a ser de natureza amorfa e coloidal, o que traz como conseqüência a produção
de lamas com baixo teor de sólidos (1 a 2%), grandes volumes, baixa velocidade de sedimentação e estabilidade química relativamente baixa, o que as torna fontes potenciais de liberação
de metais tóxicos para o meio ambiente, se não forem adequadamente descartadas (SANTOS
et al, 2002).
Figura 2: Diagrama de precipitação de hidróxidos metálicos
Fonte: Sawyer et al (1994, apud MENEZES & FILHO, 2004).
30
O íon ferroso, (Fe 2+) , converte-se em hidróxido ferroso em pH > 8,5 e o precipitado apresenta uma coloração verde-azulada. Na presença de oxigênio, o íon ferroso (Fe 2+) se
oxida a íon férrico, (Fe3+), e em pH> 3,5 forma-se um precipitado laranja-amarelado de hidróxido férrico, conhecido como ‘yellow boy’ (SANTOS et al, 2002).
Em drenagens ácidas onde as concentrações de oxigênio dissolvido são reduzidas,
o ferro encontra-se predominantemente sob a forma iônica (Fe2+) e deve-se adicionar uma
quantidade suficiente de reagente alcalino para elevar o valor do pH acima de 8,5 para que
ocorra a precipitação do hidróxido ferroso, (Fe(OH)2). Uma alternativa consiste em aerar a
polpa previamente e converter os íons Fe2+ em Fe3+. A seguir, alcaliniza-se o meio para ajuste
do pH. Dessa forma, com precipitação de hidróxido férrico, (Fe (OH)3) em pH final mais baixo (6-7), reduz-se o consumo de reagentes. Também a coprecipitação e adsorção que ocorrem
entre o Fe (OH)3 e outros íons presentes na drenagem resulta em menor solubilidade posterior
dos precipitados metálicos obtidos (SANTOS et al, 2002).
A aeração da polpa após a adição do reagente químico também é considerada uma
prática benéfica, aumentando a eficiência do tratamento. Esta é especialmente aplicada quando se utiliza compostos de cálcio (calcário ou cal), que são pouco solúveis. Também a oxidação do Fe2+ é favorecida em pH alcalino. O uso da aeração mecanizada, no entanto, pressupõe
um custo adicional em equipamentos e em consumo de energia (SANTOS et al, 2002).
31
4.4.2 Precipitação de manganês
A precipitação do manganês torna-se complexa devido aos seus estados de oxidação. Geralmente o metal precipita em valores de pH variando de 9 a 9,5. Algumas vezes contudo, é necessário elevar o valor do pH a 10,5 para promover sua completa precipitação
(SANTOS et al, 2002).
Devido à interação entre os metais, a precipitação do ferro em pH 8, removerá
uma quantidade considerável do manganês presente por co-precipitação. Esta somente ocorrerá se a concentração de ferro for muito superior à de manganês (Fe/Mn > 4). Caso seja menor
a concentração de ferro, torna-se necessário elevar o valor do pH acima de 9 para possibilitar
a remoção de manganês. No presente caso, onde um elevado valor de pH deve ser atingido, é
aconselhável o uso de uma base forte (p.ex. NaOH) (SANTOS et al, 2002).
4.5 Floculação
Sabe-se que na sedimentação a força peso é fundamental para o sistema de decantação aumentando a velocidade de queda da partícula.
32
A floculação é o resultado da ação de um polímero, denominado floculante, de
elevado peso molecular que, em geral, adsorve-se de forma simultânea na superfície de várias
partículas (BALTAR, 1991).
Para eficiência no processo de sedimentação, o uso de um floculante se torna um
atributo de extrema importância, sendo que as partículas muito finas sedimentam com velocidade extremamente lenta, como se pode perceber na tabela 1.
Tabela 1: Velocidade de sedimentação em função do tamanho da partícula coloidal
Tamanho da partícula (um)
Velocidade de sedimentação
1
1 mm/h
0,01
1 mm/ano
Fonte: Baltar, 2003.
A tabela acima mostra que o aumento da velocidade de sedimentação(V) é possível com o “aumento” do diâmetro da esfera (d), obtido por meio de agregação das partículas
(BALTAR, 1991).
4.6 Processo de sedimentação
Sedimentação é um processo pelo qual ocorre a remoção de partículas em suspensão de um meio fluido por queda gravitacional.
33
Segundo Gomide (1980) a sedimentação pode visar à clarificação da fase líquida
de uma suspensão e o espessamento na remoção de água da suspensão. A tabela 2 apresenta
as classes de sedimentação.
A clarificação e o espessamento são operações unitárias utilizadas em grande escala na indústria de mineração, nas unidades de tratamento de água e no tratamento de efluentes das indústrias de transformação.
A decantação é um processo físico ou físico-químico de tratamento de águas residuarias com a finalidade de transbordar um líquido sem impurezas e que segue os princípios
das leis da sedimentação.
Tabela 2: Classificação dos tipos de sedimentação e concentração de sólidos
Classes
Denominação
Concentração de Sólidos
- Tipo I
- Sedimentação Discreta
- Baixa
- Tipo II
- Sedimentação Floculada
- Baixa
- Tipo III
- Sedimentação por Zona
- Média e Alta
- Tipo IV
- Sedimentação por Compressão
- Alta
Fonte: Dados do pesquisador.
4.7 Principais processos para o tratamento de efluentes na mineração
Segundo RUBIO & TESSELE (2002) os efluentes líquidos podem ser classificados conforme sua vazão, natureza ou índice de periculosidade, e em sua maioria contém sólidos em suspensão e uma variada gama de reagentes utilizados fundamentalmente nos processos de tratamento de minérios.
34
Tendo cada efluente características intrínsecas, e peculiares, a escolha do tratamento correto é de extrema importância para a eficiência do mesmo.
Os tipos de tratamento variam de acordo com a finalidade de uso do efluente tratado, dentre os quais, os mais empregados na mineração estão:
ƒSeparação em Bacias de Decantação: processo mais comum e mais empregado, e
têm por objetivo a decantação dos sólidos suspensos (RUBIO & TESSELE, 2002);
ƒTratamento Físico: processos existentes que se referem basicamente às operações de
separação sólido/liquido e sólido/sólido/liquido, incluindo processos convencionais,
tais como, classificação, espessamento e desaguamento (RUBIO & TESSELE, 2002).
E dentre as tecnologias reconhecidas e emergentes estão:
ƒMicro/nano/ultrafiltração: baseado na separação/eliminação de sólidos coloidais e
de outros poluentes por meio da passagem seletiva por membranas;
ƒTratamento Físico-químico: as técnicas utilizadas são de Extração por solvente, Sorção em leito fluidizado, eletrólise redutiva, eletrocinética e eletroosmose, cristalização,
separação magnética, floculação hidrofóbica, biorremediação e oxidação por fotólise
e/ou aeração (RUBIO & TESSELE, 2002);
ƒProcesso de Sorção: o termo “sorção” segundo ATKINS (1999), abrange os fenômenos de adsorção e absorção de um soluto a partir de uma solução, onde a solução adsorvida chama-se adsorvato e o material que adsorve, é o adsorvente ou substrato;
ƒCarvão Ativado: é aplicado para qualquer forma amorfa de carbono que tenha sido
especialmente tratada para ter altas capacidades de adsorção(RUBIO & TESSELE,
2002); e
35
ƒFlotação por ar dissolvido (FAD): o processo de flotação por ar dissolvido, surgido
na década de 20 para a recuperação de fibras na industria do papel, é hoje amplamente
empregado na industria de processamento de alimentos, petroquímica, sistemas de tratamento de água potável e sistemas de espessamento de lodos industriais etc. Uma das
aplicações mais importantes da FAD é a remoção de óleos emulsificados de alta estabilidade (TESSELE et al 2004; RUBIO & TESSELE, 2002).
Figura 3: Fluxograma dos processos envolvidos no tratamento de efluentes (Rubio & Tessele,
2002).
36
4.8 Sorção de metais na interface turfa/solução aquosa
Visto as desvantagens que o tratamento de DAM por neutralização e precipitação
com a cal oferece, como a necessidade de uma grande dose do neutralizante para mantê-lo
acima do pH de 6,5 e de como os íons metálicos no efluente não são recuperados, propusemos
neste trabalho uma alternativa de estudo a fim de minimizar os custos com o reagente em
questão, e bem como a tentativa de melhorar a eficiência do processo de tratamento em si,
visando a remoção dos íons metálicos através do método da adsorção utilizando turfa e carvão
de casca de arroz.
O termo sorção abrange os fenômenos de adsorção de um soluto a partir de uma
solução. A substância que é adsorvida chama-se adsorvato e o material que adsorve, é o adsorvente ou substrato. O processo inverso da adsorção é a dessorção.
A adsorção é um dos métodos que pode ser aplicado tanto para remoção como
para a recuperação dos íons metálicos do efluente ácido de mineração.
A medida do reconhecimento de uma superfície na adsorção é expressa, comumente, pelo recobrimento relativo ș, que é a relação existente entre o número de sítios de adsorção ocupados e o número de sítios de adsorção disponíveis. A velocidade de adsorção,
dș/dt, é a velocidade de variação da cobertura superficial e pode ser determinada pela observação das mudanças de recobrimento relativo ao tempo (ATKINS, 1999).
A adsorção pode ser compreendida como sendo a concentração de uma entidade
química (íon ou molécula) em uma interface, que por definição é uma região não-homogênea
entre duas fases da matéria, quais sejam: sólido-líquido, sólido-gás, sólido-sólido, líquido-
37
liquido e líquido-gás. A adsorção também pode ser definida como a medida do excesso (positivo ou negativo) da entidade considerada na região interfacial em relação a uma das fases. É
um fenômeno espontâneo, via de regra exotérmico e pode ser expresso em termos de moles
ou moléculas de adsorvido por área da interface (GAUDIN, 1957).
No caso da classificação da adsorção com relação à especificidade entre adsorvido
e adsorvente ela pode ser caracterizada como específica e não específica (PARKS, 1975). A
adsorção não específica ocorre em resposta à atração puramente eletrostática. É rápida e reversível, não podendo reverter o sinal da carga original do adsorvente. Na adsorção específica, a contribuição eletrostática pode ser irrelevante e espécies adsorvidas especificamente
podem aumentar, reduzir, anular ou reverter a carga original do adsorvente, sendo esse processo relativamente lento e irreversível.
Uma isoterma de adsorção é uma função da variação da adsorção com a concentração do adsorbato na massa principal da solução à temperatura constante. Normalmente, a
quantidade de material adsorvido por peso unitário de adsorventes aumenta quando a concentração também aumenta, porém, não em uma proporção direta. Segundo Weber (1985), em
um sistema sólido-líquido, o processo de adsorção resulta da separação do soluto e sua concentração na superfície de um sólido, até que seja estabelecido um equilíbrio dinâmico na
interface formada entre a concentração do soluto que permanece em solução e a concentração/acumulação superficial do soluto. No equilíbrio ocorre uma distribuição definida de soluto entre a líquida e a sólida.
38
4.8.1 Bioindicadores e ecotoxicologia
Os vários estudos desenvolvidos no Brasil demonstram que os testes ecotoxicológicos, os quais são capazes de detectar a biodisponibilidade e a interação entre os agentes
químicos, são instrumentos imprescindíveis, tanto no monitoramento da qualidade das águas
bem como na previsão de impacto de efluentes líquidos.
A avaliação de risco ecotoxicológico de efluentes líquidos é fundamental, pois,
normalmente, esses despejos são constituídos por varias substâncias químicas, as quais podem
interagir, causando efeitos tóxicos que dificilmente são previsíveis somente através de analises químicas.
Na avaliação de determinada substância ou efluente, a aceitação do risco imposto
será analisada pela comparação das duas linhas de investigação citadas, ou seja, concentração
que não causa efeito nos organismos. Desse modo, dependerá do julgamento cientifico avaliar.
Segundo Arndt (1996) bioindicadores são organismos ou comunidades que reagem a alterações ambientais modificando suas funções vitais e/ou sua composição química e
com isso fornecem informações sobre a situação ambiental.
A ecotoxicologia é a ciência a qual é preocupada com os efeitos tóxicos de agentes químicos e físicos sobre organismos vivos, especialmente sobre populações e comunidades dentro de ecossistemas definidos, incluindo os destinos e interações desses agentes no
ambiente (BUTLER, 1978).
39
Existem vários métodos e técnicas que são utilizados em estudos ecotoxicológicos
com organismos aquáticos. De uma forma geral, os métodos podem ser aplicados em campo
ou em laboratório, sendo utilizados neste último com maior freqüência. O teste selecionado no
trabalho em questão foi o método tradicional de ecotoxicidade (ou toxicidade).
Usualmente os testes de toxicidade são desenvolvidos em laboratório e consistem
da exposição dos organismos a varias concentrações do agente químico, durante períodos de
exposição pré-definidos. Nesses testes são utilizados organismos pertencentes a diferentes
grupos taxonômicos, tais como algas, microcrustáceos e peixes.
4.8.2 Descrição do processo de tratamento por neutralização
O sistema de tratamento em implantação na empresa INGUSA e que foi objeto de
acompanhamento de estágio supervisionado conta com quatro bacias de decantação, perfazendo as seguintes dimensões: as duas primeiras com comprimento externo de 174m por 80m
de largura e com profundidade média de 2,90 m e as duas seguintes com 82 mts de comprimento e 36 mts de largura conforme ilustra a figura 4.
40
Figura 4: Vista das quatro bacias de decantação. Fonte: Dados do autor.
As bacias irão trabalhar de forma simétricas, ou seja, serão divididas em duas células, sendo que uma será operacional e a outra será para manutenção. A finalidade deste sistema de bacias é justamente para o processo de sedimentação. Além disso, o processo conta
com uma casa para preparação e dosagem dos reagentes e monitoramento.
O volume destinado ao tratamento provém do excedente hídrico, que segundo
DIA/PRAD (2001) descreve:
Não existem dados anuais históricos com ocorrência de déficit hídrico na região.
Por meio das planilhas da Estação Metereológica do município de Urussanga, considerados de
1987 a 2000, tem-se um excedente hídrico, que é resultante da diferença entre a precipitação e
a evapotranspiração da ordem de 662,8 mm/ano ou média de 55,23 mm/mês. (DIA/PRAD,
2001).
O escoamento superficial da área degradada, que por sua vez é o volume a ser
tratado é calculado pelo método racional, ou seja Q = A*I*C
41
Q = vazão de escoamento superficial respeitando o coeficiente de deflúvio (m3/h);
I = pluviométrico (mm/h);
C = Coeficiente de deflúvio, admitindo 100% de escoamento; e
A= área de contribuição.
Com estes dados pode-se calcular as vazões de escoamento.
Os fatores climáticos são altamente favoráveis para culturas agrícolas, mas pouco
favoráveis a atividades de mineração e atividades industriais a céu aberto pela elevada precipitação e números de dias chuvosos. No plano geral ressalta-se que a chuva constitui a forma
principal de precipitação de água meteórica. As chuvas máximas ocorrem na primavera-verão
e, os valores mínimos ocorrem no inverno.
Segundo o DIA/PRAD (2001) a área provável a ser considerada Espaço Operacional Global é de 72,43 ha de 145 ha do espaço total.
Assim o resultado da precipitação neste espaço resulta no volume contaminado do
excedente hídrico de 473.547,34 m³/ano, equivalente a uma vazão de tratamento de
54,80m³/h, que está totalmente degrada e inserida num anel de drenagem.
42
4.8.3 Descrição da estação de tratamento
A partir do bombeamento do efluente da bacia de contenção como nota-se na figura 5, o mesmo será homogeneizado e armazenado em um tanque com capacidade de 2m³ (figura 6).
Figura 5: Sistema de captação e bombeamento. Fonte: Dados do autor.
43
Após a saída do efluente por um extravasor, passa por uma calha parshall onde é
possível fazer a medição da vazão. Após o parshall, o efluente passa numa chincana para melhor equalização onde é feita a neutralização com a mistura do leite de cal a 5% de concentração (figura 6).
Figura 6: Tanque de equalização seguido por calha parshall e chincana em construção onde é
feita a neutralização do efluente. Fonte: Dados do autor.
A mistura da cal será realizada na casa de preparação dos reagentes, que conta
com dois tanques conforme ilustra a figura 7.
44
Figura 7: Tanque de preparo do reagente com capacidade de 0,5 m³. Fonte: Dados do autor.
Com a mistura do efluente e ao leite de cal (5%), o mesmo segue para as bacias de
sedimentação (figura 8).
Figura 8: Calha de mistura e direcionamento do efluente neutralizado, seguido do processo
final de sedimentação nas bacias. Fonte: Dados do autor.
45
Figura 9: Processo final de descarte do efluente tratado das bacias com saída através de ex-
travasores. Fonte: Dados do autor.
46
5 MATERIAIS E MÉTODOS
Os procedimentos experimentais do presente trabalho compreenderam três etapas
principais:
a) Coleta e caracterização dos efluentes ácidos;
b) Ensaios de tratabilidade da DAM utilizando o processo de neutralização/precipitação
de metais e adsorção de metais em turfa e carvão de casca de arroz; e
c) Ensaios de ecotoxicidade através do bioindicador Daphnia magna.
Os ensaios foram realizados com efluente oriundo das águas de infiltração e drenagem superficial do pátio operacional e demais áreas adjacentes ao empreendimento localizado no município de Criciúma-SC. Esse efluente é direcionado para uma bacia de contenção,
chamada localmente de “bacia pulmão”, conforme demonstram as figuras 10, 11, 12 e 13.
47
Figura 10: Vista da bacia de contenção, para onde são direcionados os efluentes oriundos da
infiltração e drenagem do depósito de rejeitos.
Figura 11: Detalhe da área sendo reabilitada ambientalmente.
48
Figura 12: Drenagem superficial do depósito de rejeitos. Fonte: Dados do autor.
Figura 13: Detalhe da água de chuva escoada superficialmente sob o depósito de rejeitos re-
cuperado e sendo lançada para fora da empresa dentro dos padrões legais exigidos (Fonte:
Dados do autor).
49
5.1 Caracterização do efluente
O efluente coletado diretamente na bacia de contenção foi encaminhado para o
laboratório de águas e efluentes do Instituto de Pesquisas Ambientais e Tecnológicas (IPAT)
da UNESC, onde foram realizadas as análises para a caracterização do mesmo. Os parâmetros
e os métodos de análises estão descritos no quadro 1 a seguir:
Quadro 1: Parâmetros e métodos de ensaio
PARÂMETRO
MÉTODO ANALÍTICO
pH
Potenciométrico
Toxicidade
Bioindicação através da Daphnia Magna
Alcalinidade
Titulométrico com pH à 4,3
Turbidez
Espectrofotometria de Absorção Atômica
Ferro Total
Espectrofotometria de Absorção Atômica
Manganês
Espectrofotometria de Absorção Atômica
Zinco
Espectrofotometria de Absorção Atômica
50
5.2 Ensaios laboratoriais
5.2.1 Ensaios de neutralização e sedimentação
Os ensaios de neutralização e sedimentação realizados em escala de bancada foram realizados no Laboratório de Química da UNESC. Estes ensaios tiveram a finalidade de
remover o material em suspensão através do método de “Jar Test” e de adsorção de metais
através da turfa e carvão de casca de arroz. No ensaio de neutralização, foi utilizado hidróxido
de cálcio (Ca(OH)2) a 5% e 7% de concentração em volume como agente alcalinizante, para
cada 2 L do efluente. E no ensaio de adsorção foram filtrados 2 L de efluente (no total 4L)
para cada 40g de adsorvente, sendo que 2L foram filtrados em 40 g de turfa e posteriormente
outros 2 L foram filtrados em carvão de casca de arroz.
O objetivo desses ensaios foi estudar o consumo e a eficiência da cal hidratada na
remoção dos poluentes, bem como a eficiência da utilização da turfa e do carvão de casca de
arroz como processo alternativo para redução de custos com o neutralizante.
51
5.2.2 Ensaios de ecotoxicidade
Os ensaios de ecotoxicidade foram realizados no laboratório de Ecotoxicologia
Aplicada da UNESC, baseando-se na norma ABNT – NBR12713/1993. Conforme ilustra a
figura 14, a técnica analítica consiste na exposição de 5 indivíduos neonatos do gênero Daphnia, em várias diluições da amostra por um período de 24 e 48 horas.
Figura 14: Ensaio de ecotoxicidade (Fonte: Dados do autor).
Foi utilizado no teste de ecotoxicidade efluente bruto a pH 2,9 e o efluente sobrenadante após o processo de neutralização e precipitação de metais com a cal hidratada
Ca(OH)2 até alcançar os pH 7,0 e 8,5.
5.2.3 Alcalinidade
A alcalinidade foi medida em mg de CaCO3/L e utilizou-se ácido clorídrico a 0,02
N e como indicador, misto/verde de bromocrisol e vermelho de metila (titulação – figura 15).
52
Figura 15: Titulação com ácido clorídrico para determinação da alcalinidade (Fonte: Dados
do autor).
Ferro total, Manganês e Zinco. Estas análises foram realizados pelo laboratório do
IPAT/UNESC.
5.2.4 Turbidez
A turbidez foi medida através de um aparelho chamado turbidímetro.
5.3 Equipamentos e materiais utilizados nos ensaios
Os equipamentos utilizados durante os ensaios de neutralização foram os seguintes:
53
ƒ Becker de 50 ml, 150 ml, 500 ml, 1 e 2 litros;
ƒ Balão Volumétrico de 100 mL;
ƒ “Jar Test” – Marca Policontrol;
ƒ Turbidímetro – Marca Policontrol;
ƒ Phmêtro digital – Marca Quimis;
ƒ Funil de Buchener;
ƒ Água deionizada;
ƒ Agitador Magnético;
ƒ Indicador misto/verde de bromocrisol e vermelho de metila;
ƒ HCl 0,02 N (ácido clorídrico);
ƒ Balança – Marca Marte.
Os equipamentos e vidrarias utilizados durante os ensaios foram os seguintes:
ƒ Proveta graduada – 1 litro;
ƒ Erlenmeyer;
ƒ Bureta 25mL;
ƒ Proveta graduada – 100 ml; e
ƒ Bastão misturador de vidro.
54
Para o início dos ensaios de bancada, foi necessário preencher cada jarro (sendo 4
no total) com efluente bruto até completar sua capacidade de 2 litros. Em seguida, foi pesado
quatro frascos do reagente de cal hidratada na forma sólida (Ca(OH)2), sendo dois com 25g
(5%) e dois com 35g (7%) e adicionados aos jarros com efluente bruto, onde foi equalizado
manualmente e posto no equipamento do teste conforma ilustra figura 16, e agitado por um
período de 30 minutos. Antes de neutralizar o efluente, o pH foi medido com pHmetro digital.
Figura 16: Equipamento “Jar Test” em operação (Fonte: Dados do autor).
Após 30 minutos sob agitação, esperou-se a precipitação dos metais e foi realizada
a leitura do pH do sobrenadante. Para a neutralização do efluente, utilizou-se solução de
(Ca(OH)2) com concentração de 5 e 7%. O ensaio foi finalizado quando a solução atingiu um
valor de pH (entre 7 e 8,5) suficiente para a precipitação dos metais (figura 17).
55
Figura 17: Efluente neutralizado e em processo de precipitação dos metais (Fonte: Dados do
autor).
Em seguida, transferiu-se o efluente neutralizado (sobrenadante) para um recipiente de 2 litro (figura 18).
Figura 18: Recipiente para armazenagem do efluente neutralizado (sobrenadante) (Fonte:
Dados do autor).
O segundo ensaio foi de adsorção realizado com turfa e carvão de casca de arroz.
A turfa utilizada nos experimentos foi coletada numa jazida proveniente do município de Arroio do Silva, na região litorânea do Sul do estado de Santa Catarina, situado a
56
aproximadamente 32 km dos laboratórios do IPAT/UNESC em Criciúma e foi fornecida pela
empresa FLORESTAL S.A. Todo o material coletado foi submetido à secagem ao ar livre por
um período de 10 dias. Na seqüência a turfa passou por um processo de secagem, com recirculação de ar, a 60 °C, até atingir a umidade de equilíbrio. Após esses procedimentos foi realizada a homogeneização em pilhas alongadas e posteriormente quarteado em pilhas cônicas.
Alíquotas representativas foram tomadas dessas pilhas para a realização das análises de caracterização e ensaios de tratamento.
A casca de arroz foi adquirida de cerealistas cooperativados do município de Turvo, na região sul de Santa Catarina.
Figura 19: Preparação dos ensaios de adsorção (Fonte: Dados do autor).
Foi pesado 40g de turfa e 40g de carvão de casca de arroz e postos sob um papel
filtro, que antes fora molhado para melhor compatibilização com o funil de Buchner. Utilizouse dois beckers de 2 L para cada amostra, totalizando 4 L de efluente bruto (2L para cada amostra). O ensaio foi finalizado após a filtragem de todo efluente como ilustra a figura 20.
57
Figura 20: Ensaio finalizado após a adsorção do efluente bruto em filtro (Fonte: Dados do
autor).
Por último, os efluentes tratados de ambos os ensaios foram coletados em frascos
e encaminhados para o Laboratório de Águas e Efluentes do IPAT, para as análises de concentração de metais (ferro, manganês e zinco) determinada por espectrofotometria de absorção atômica.
5.3 Reagentes em análise
58
5.3.1Cal virgem (CaO)
A cal virgem ou cal viva é muito reativa e foi inicialmente empregada para tratar
drenagens com elevada acidez e pequenas vazões ou com regime sazonal. Atualmente, este
reagente vem sendo utilizado em sistemas de tratamento para drenagens com grandes vazões e
elevada acidez, devido ao baixo custo relativo. Os custos totais são em media 75% menores
do que os sistemas que empregam soda cáustica, e de 20 a 40 % do que os de sistemas com
amônia (SANTOS et al, 2002).
5.3.2Cal hidratada Ca(OH)2
É comercializada sob a forma de pó e tende a ser hidrofóbica, o que leva a um custo
adicional em energia para promover uma mistura eficiente no meio aquoso. A cal hidratada é
empregada, principalmente, nas condições de grandes vazões do efluente e em efluentes com
elevada acidez (SANTOS et al, 2002).
Figura 21: Bigbag de cal hidratada utilizada no sistema (Fonte: Dados do autor).
59
5.4 Teste do jarro
Um equipamento eletromecânico como mostra a foto 19, provido de um conjunto
de 3, 4 ou 6 cubas de vidro ou acrílico, com capacidade de 1 e 2 litros, é tradicionalmente
empregado para realizar ensaios de floculação/coagulação. Um sistema de agitadores eletromecânicos com pás e velocidade regulável deve ser acionado durante tempos padronizados,
para permitir a coagulação e/ou floculação e/ou floculação dos sólidos após a dosagem de
reagentes químicos.
Figura 22: Equipamento do “Jar Test” (Fonte: Dados do autor).
Segundo Lockyear e Stevenson (1986) testes de jarro são realizados para tratamento de água e efluentes, tendo como objetivos:
i.
Determinar se a precipitação em processo de clarificação, através de coagulação/floculação. É uma operação viável;
ii.
Avaliar o processo com a utilização de diferentes reagentes;
iii.
Obter dados para orientar ensaios posteriores em coluna de sedimentação; e
60
iv.
Controlar a operação de um tratamento de efluentes e otimizar o uso e consumo
dos reagentes químicos.
De acordo com as predições dos autores Lockyear e Stevenson (1986) e Davis e
Cornwell (1998), o efluente da DAM de SC deve ser submetido ao ensaio de coagulação em
teste de jarro, com diferentes reagentes alcalinos, para determinar a faixa do pH ideal de remoção dos metais utilizando-se amostras equalizadas (amostra composta) e amostra com elevada concentração de sólidos (amostra fortuita).
61
6 RESULTADOS E DISCUSSÃO
6.1 Curvas de neutralização
6.1.1 Curva de neutralização com cal em 5% de volume – Efluente “in natura”
Curva de neutralização gerada a partir da correção do pH do efluente “in natura”,
sem submetê-lo ao processos de adsorção. A Tabela 3 representa os dados obtidos nos ensaios
de neutralização. O figura 23 ilustra a relação existente entre o volume em mL de cal utilizada
(concentração de 5% p/v), com relação à variação do pH, estabelecendo as quantidades necessárias para uma neutralização eficiente.
62
Tabela 03: Solução de 5% de Ca (OH)2 em 2 litros de efluente Bruto.
Vol. (mL) de Cal 5% adicionado
0
25
45
80
95
115
140
175
210
235
255
270
290
310
360
420
450
pH
2,58
2,86
2,96
3,14
3,61
3,88
4,01
4,19
5,1
6,3
7,59
8,36
8,65
8,79
9,26
9,85
10,09
Fonte: Dados do pesquisador.
Figura 23: Curva de neutralização do efluente “in natura”
Curva de Neutralização - Efluente "in natura"
12
10
pH
8
6
4
2
0
0
50
100
150
200
250
300
350
Vol. (mL) de Cal 5% adicionado
Fonte: Dados do autor.
400
450
500
63
6.1.2 Curva de neutralização do efluente após o tratamento com turfa
Por meio desta curva será buscada a avaliação da neutralização após a passagem/adsorção através de um filtro contendo turfa, podendo-se assim comparar com a curva de
neutralização do efluente “in natura”, sem nenhum tratamento prévio. A tabela 4 representa os
dados dos ensaios de neutralização após adsorção na turfa.
Tabela 04: Solução de 5% de Ca (OH)2 em 2 litros de efluente Bruto após adsorção com tur-
fa.
Vol. (mL) de Cal 5% adicionado
0
25
45
80
95
115
140
175
210
235
255
270
290
310
360
420
450
550
Fonte: Dados do autor.
pH
2,4
3
2,9
3,5
3,2
3,4
3,6
3,77
3,94
4,15
4,48
4,95
5,32
5,7
6,1
8,1
8,7
10,22
64
Figura 24: Curva de neutralização do efluente após adsorção com turfa
Curva de Neutralizaçâo após adsorção com
Turfa
12
10
pH
8
6
4
2
0
0
50
100 150 200 250 300 350 400 450 500 550 600
Vol. (mL) de Cal a 5% adicionado
Fonte: Dados do autor.
65
6.1.3 Ensaios de ecotoxicidade
O gráfico 3 e as tabelas 5, 6, 7 e 8 a seguir são relacionados ao percentual de organismos mortos/vivos de Daphnia Magna após o período de exposição de 24 e 48h com o
fator de diluição (FD) de 1 a 16. O gráfico apresentado é somente o que obtive variação na
mortalidade de organismos.
Tabela 5: Efluente neutralizado com cal hidratada até pH 8,5 – não houve mortalidade.
FD
1
2
4
8
16
% mort. (24 h) % mort. (48 h)
0
0
0
0
0
0
0
0
0
0
Fonte: Dados do autor.
FD= fator de diluição;
% de mortalidade = percentual de organismos mortos após o período de exposição (24 e 48h).
Tabela 6: Efluente neutralizado à pH 7,0 – somente não houve 100% de mortalidade no FD
16 (24h).
FD
1
2
4
8
16
% mort. (24 h) % mort. (48 h)
100
100
100
100
100
100
100
100
80
100
Fonte: Dados do autor.
Figura 25: Percentual de mortalidade de organismos em pH 7,0, fator de diluição de 1 a 16.
66
pH 7,0
% de mortalidade dos
organismos
120
100
80
60
40
20
0
1
2
4
Fator de Diluição - FD
Fonte: Dados do autor.
Tabela 7: Efluente Bruto após adsorção em Casca de Arroz – houve 100 % de mortalidade
dos organismos.
FD
1
2
4
8
16
% mort. (24 h) % mort. (48 h)
100
100
100
100
100
100
100
100
100
100
Fonte: Dados do autor.
Tabela 8: Efluente Bruto após adsorção em Turfa – houve 100 % de mortalidade dos orga-
nismos.
FD
1
2
4
8
16
% mort. (24 h) % mort. (48 h)
100
100
100
100
100
100
100
100
100
100
8
67
Fonte: Dados do autor.
Considerando todo o conjunto de resultados os resultados, verificou-se que somente o efluente elevado à pH 8,5 não apresentou toxicidade. Os demais apresentaram elevada toxicidade, o que confirma os graves problemas ambientais causados por esse efluente sobre os recursos hídricos da região.
6.2 Ensaios de tratamento por adsorção
Os ensaios de tratamento por adsorção e neutralização foram realizados utilizando-se o efluente gerado nas instalações da INGUSA no bairro Mina União. No laboratório de
química da UNESC foram constituídas dois flitros para adsorção, sendo um com turfa, e outro
com carvão produzido a partir da casca de arroz. A neutralização foi realizada por meio da
titulação utilizando como agente alcalino à cal hidratada Ca(OH)2. Essa substância têm a
mesma origem e fabricante da cal hidratada atualmente utilizada em escala industrial, de maneira a procurar reproduzir as mesmas condições encontradas para o atual processo de tratamento de efluentes utilizado pela empresa.
Nas tabelas 9 e 10 estão resumidos os resultados obtidos nos ensaios de tratamento.
68
Tabela 09: Resultados das análises de alcalinidade, pH e turbidez
Alcalinidade
pH
Turbidez (NTU)
Amostra
Mg de CaCO3/L
Efluente/Eluído Turfa
0
2,35 Menor que 0,1
Efluente/Eluído Casca de arroz
0
2,45 Menor que 0,1
Efluente/Eluído Neutralizado pH = 8,5 3,5
6,95 0,46
Efluente/Eluído neutralizado pH=7,0
0
3,30 2,9 NTU
Efluente Bruto
0
2,40 Menor que 0,1
Fonte: Dados do autor.
Os ensaios de tratamento tiveram como objetivos a verificação da remoção de
metais, redução da acidez e aumento da alcalinidade, bem como da diminuição da turbidez,
utilizando-se os dois tipos de adsorventes, a casca do arroz e a turfa. Esses ensaios foram seguidos das análises do efluente passante nos dois tipos de coluna (eluídos), conforme ilustra a
tabela 9. A tabela 10 representa as condições iniciais e finais do efluente submetido aos
processos de tratamento. Para fins de comparação foram realizados os cálculos dos
percentuais de remoção dos metais contidos no efluente. No item seguinte (6.2) são discutidos
os resultados dos ensaios de adsorção.
69
Tabela 10: Resumo dos Ensaios de tratamento
Tipo de Ensaio
Efluente Bruto
pH
pH
[Fe]
[Mn]
[Zn]
% Re-
% Re-
% Re-
ini-
Final
mg/L
mg/L
mg/L
moção
moção
moção
Fe
Mn
Zn
cial
2,40
2,40
2987,71 27,78
33,75
0%
0%
0%
com 2,40
2,35
2499,75 27,97
32,30
16%
0%
4,3%
com 2,40
2,45
3007,34 31,04
33,44
0%
0%
0,91%
Neutralização com 2,40
7,0
272,14
26,31
7,85
91%
0,05%
76,74%
Cal (5%)
8,5
2,46
0,62
0,06
99%
98%
99%
Adsorção
Turfa
Adsorção
Casca de arroz
Fonte: Dados do autor.
6.2 Discussão dos resultados
6.3 Ensaios de neutralização
Os resultados comparativos entre as duas curvas de neutralização demonstraram
que o uso da turfa e do carvão obtido da casca do arroz sem serem ativados como adsorventes
não contribuiram para a diminuição da acidez do efluente. Pelo contrário, houve a necessidade
de aumentar o volume de cal a ser adicionada para atingir a mesma faixa de pH. Esses fatos
demonstraram que o uso desses materiais, principalmente no caso da turfa, contribui na realidade para o aumento da acidez, o que era de se esperar em função das caracteristicas desse
material, onde a presença de ácidos húmicos e fúlvicos contribuem para essa acidez. No entanto, como o objetivo da pesquisa era verificar a possibilidade de remoção de significativas
70
quantidades de metais pesados em uma faixa de pH acido, antes da neutralização, isto poderia
ser compensado em função da diminuição na quantidade de substâncias alcalinas necessárias
para proporcionar a precipitação dos metais contidos no efluente. Conforme pode ser verificado na figura 26, a superposição das duas curvas de neutralização demonstra que ocorreu um
significativo acréscimo no volume da cal hidratada para que fosse atingido o mesmo pH no
caso do efluente submetido ao tratamento com turfa.
Figura 26: Curva de neutralização do efluente “in natura” e o efluente tratado turfa.
12
10
pH
8
6
4
2
0
0
100
200
300
400
500
600
Vol. (mL) de Cal 5% adicionado
Efluente tratado turfa
Efluente "in natura"
Fonte: Dados do autor.
Tendo em vista que a literatura demonstra uma boa eficiência da turfa como substância adsorvente de metais, especificamente ferro e zinco, o fato da baixa remoção deve ser
creditada às características de preparação desse material, tais como a sua granulometria, onde
71
o tamanho das partículas mais finas poderiam proporcionar maiores superfícies especificas de
adsorção e também a ativação do sítio dos mesmos.
6.3.1 Ensaios de remoção de metais e diminuição da turbidez
O carvão da casca do arroz não proporcionou nenhuma alteração significativa com
relação à remoção de metais. Com o uso da turfa houve uma remoção de ferro de aproximadamente 16%. Com a casca de arroz, ocorreu um discreto aumento na concentração do ferro,
que pode ser devido apenas a diferença de amostragem. A turbidez nos processos de adsorção
manteve-se baixa, ficando abaixo de 0,1 NTU e em uma faixa de pH variando de 2,40 até
8,50.
Com a neutralização do efluente a turbidez aumentou em função da adição da cal,
variando de 0,46 NTU para o pH igual a 6,95, mas para um volume de cal suficiente para atingir o pH igual a 8,5. O valor da turbidez foi igual a 2,43 NTU para um pH igual a 3,30,
mesmo após o uso da cal em volumes suficientes para a neutralização numa faixa de pH igual
a 7,0.
6.3.3 Discussão acerca dos ensaios de ecotoxicidade
De acordo com os resultados dos ensaios ecotoxicológicos, apenas o efluente
submetido ao processo de neutralização e correção para um pH igual a 8,5, é que não apresen-
72
tou toxicidade. Nas demais faixas de pH, bem como para o efluente tratado com turfa e casca
de arroz, a toxicidade foi bastante elevada, tendo em inclusive as condições de acidez e pH
baixo, mesmo com a adição de cal, que não foi suficiente para a elevação do pH em níveis
que permitissem a remoção de metais.
73
7 CONCLUSÕES E CONSIDERAÇÕES FINAIS
A partir dos resultados obtidos ao longo dos estudos e ensaios conduzidos neste
trabalho, é possível concluir:
1. O efluente da drenagem ácida apresentou elevada toxicidade e alta concentração em
ferro (2987,71 mg.L-1), manganês (27,78 m.g-1) e zinco (33,75 mg.L-1). Isto demonstra
que o manejo e remobilização de rejeitos em unidade de recuperação ambiental terminam por proporcionar um aumento na concentração de metais, sobretudo devido a reciclagem interna dos efluentes e ao tempo de retenção nas bacias de decantação;
2. O método proposto de neutralização contribuiu para a diminuição da acidez e conseqüente elevação da alcalinidade, bem como para a remoção de metais (ferro, manganês e zinco). Por outro lado, esse processo gerou uma grande quantidade de lodo formado pelo precipitado de hidróxidos e óxidos metálicos, que precisam ser removidos
do meio aquático, ou seja, da bacia de sedimentação e dispostos adequadamente;
3. Os métodos de adsorção utilizando tanto a turfa, quanto o carvão da casca do arroz
não foram eficientes quanto a remoção dos metais, onde o melhor resultado foi a remoção de aproximadamente 16% da concentração de ferro;
74
4. A granulometria elevada da turfa utilizada, com tamanho de partículas entre 0 a 3 mm
deve ter contribuído com essa baixa eficiência, tendo em vista que esse material com
granulometrias todas abaixo de 0,59 mm seriam o mais indicado no processo de adsorção;
5. A concentração bastante elevada de metais e sólidos dissolvidos podem estar contribuindo para uma baixa eficiência no processo de adsorção proposto.
Sugere-se que novos estudos sobre a preparação de substâncias adsorventes sejam
realizados, com a utilização de materiais ultrafinos, com granulometrias que permitam uma
maior superfície específica, bem como utilizando-se de mecanismos de ativação dos sítios
ativos dessas substâncias. Ensaios com vistas ao manejo dos efluentes gerados na atividade de
rebeneficiamento de rejeitos precisam ser realizados, tendo em vista a evitar as condições
mais severas resultantes da acidificação e dissolução dos metais presentes neste tipo de efluente, gerando conseqüentemente maiores custos e dificuldades nos processos de tratamento.
75
REFERÊNCIAS
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para o seu enquadramento, bem como estabelece as condições e padrões de lançamento de
efluentes, e dá outras providências. Brasília: Diário Oficial da República Federativa do Brasil.
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77
ANEXO
RESULTADOS DAS ANÁLISES (LAUDOS)