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UNIVERSIDADE ESTADUAL DO OESTE DO PARANÁ - UNIOESTE
CENTRO DE ENGENHARIAS E CIÊNCIAS EXATAS
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO “STRICTO SENSU” EM
ENGENHARIA QUÍMICA - NÍVEL DE MESTRADO
AVALIAÇÃO DO POTENCIAL DE UTILIZAÇÃO DA MACRÓFITA AQUÁTICA
SECA SALVINIA SP. NO TRATAMENTO DE EFLUENTES DE FECULARIA
RAFAELA DA SILVA LIMONS
TOLEDO - PR
2008
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RAFAELA DA SILVA LIMONS
AVALIAÇÃO DO POTENCIAL DE UTILIZAÇÃO DA MACRÓFITA AQUÁTICA
SECA SALVINIA SP. NO TRATAMENTO DE EFLUENTES DE FECULARIA
Dissertação apresentada ao Programa de Pós-
Graduação em Engenharia Química em
cumprimento parcial aos requisitos para
obtenção do título de Mestre em Engenharia
Química, área de concentração em
Desenvolvimento de Processos.
Orientador: Prof. Dr. Salah Din Mahmud Hasan
Co-orientadora: Prof
a
. Dr
a
. Márcia Regina
Fagundes Klen
TOLEDO - PR
2008
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iii
Aos meus pais, pelo amor e apoio
incondicional, sempre incentivando minha
formação profissional, acreditando em minhas
realizações.
DEDICO
iv
AGRADECIMENTOS
À Deus, pela força que meu deu para chegar até aqui.
Ao Prof. Dr. Salah Din Mahmud Hasan, orientador desta dissertação, por ter
me acompanhado ao longo deste trabalho; agradeço pela orientação e
oportunidade, pela atenção, dedicação e paciência.
À Prof
a
. Dr
a
. Márcia Regina Fagundes Klen, um agradecimento pela co-
orientação, assim como pelas oportunas críticas e sugestões que muito contribuíram
para a elaboração deste trabalho.
Ao acadêmico de iniciação cientifica Fábio Marcolino da Silva meu
agradecimento pela sua valiosa contribuição na realização de algumas análises
laboratoriais.
À fecularia pela concessão de amostras de água residuária para realização
das pesquisas deste trabalho.
À FUNDETEC e FUNTEC, por tornar possível utilizar o equipamento
espectrofotômetro de absorção atômica em algumas fases deste trabalho.
Aos professores do curso do Mestrado, pela dedicação e ensinamentos.
Aos funcionários do departamento de engenharia química, pela presteza
frente às minha necessidades, e em especial à Juliana e ao Paulo pela atenção
dispensada em todas as ocasiões.
Aos amigos de curso, pelas horas de estudo, apoio e descontração.
À Universidade Estadual do Oeste do Paraná, pela oportunidade.
Aos amigos queridos conquistados ao longo destes dois anos na cidade de
Toledo.
E a todos aqueles que não foram nominalmente citados, mas estão presentes
de alguma forma neste trabalho e em meu coração, obrigada pelo apoio.
E...
À minha família e a todos os momentos que deixei de viver com vocês, ao
amor que irrestritamente me dedicam e, as suas orações e a Fé. Por acreditaram no
meu potencial e por tudo que não consigo escrever, mas que sinto. À tudo que foi
ensinado, a educação, o caráter e o amor...ao meu pai, minha mãe e irmã, obrigada
e amo vocês.
vi
3.2.1 - Caracterização do efluente.............................................................................27
3.2.2 - Testes para seleção do tempo ideal de contato entre o efluente e a
biomassa seca............................................................................................................28
3.2.3 - Testes para avaliação da capacidade de remoção do nitrogênio, fósforo e
DQO e biossorção dos íons metálicos zinco, cobre e cádmio, utilizando como
ferramenta estatística o planejamento experimental..................................................29
3.2.4 - Biossorção.....................................................................................................31
3.2.4.1 - Estudo de equilíbrio da biossorção para sistema monocomponente dos
íons cobre e zinco ..................................................................................................... 31
3.2.5 - Confirmação dos resultados..........................................................................32
4 - RESULTADOS E DISCUSSÃO .......................................................................... 34
4.1 - Caracterização físico-química do efluente líquido.............................................34
4.2 - Testes para seleção do tempo ideal de contato entre o efluente e a biomassa
seca............................................................................................................................35
4.3 - Estudo dos parâmetros operacionais da remoção de nutrientes e matéria
orgânica, usando como ferramenta estatística o planejamento experimental...........40
4.3.1 - Remoção de DQO.........................................................................................42
4.3.2 - Remoção de nitrogênio.................................................................................46
4.3.3 - Remoção de fósforo.....................................................................................49
4.4 - Biossorção dos metais pesados........................................................................52
4.4.1 - Remoção de zinco.........................................................................................54
4.4.2 - Remoção de cobre........................................................................................59
4.4.3 - Remoção de cádmio.....................................................................................65
4.4.4 - Estudo de equilíbrio da biossorção dos sistemas monocomponentes dos
íons cobre e zinco pela biomassa seca da Salvinia sp .............................................68
4.5 - Confirmação dos Resultados.............................................................................71
5 - CONCLUSÕES E SUGESTÕES ........................................................................ 76
6 - REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ................................................................... 78
vii
LISTA DE FIGURAS
Figura 2.1 - Mecanismos envolvidos na remoção de metais pesados, óleos e
compostos orgânicos de águas residuárias (SCHNEIDER & RUBIO, 2003) ............ 18
Figura 2.2 - Formas das isotermas de adsorção (McCABE, SMITH & HARRIOTT,
2001) ......................................................................................................................... 21
Figura 3.1 - Açude localizado em Palotina ................................................................ 25
Figura 3.2 - Salvinia sp. nos tanques de criação de peixes no CPAA ...................... 25
Figura 3.3 - Macrófitas lavadas em água corrente e destilada.................................. 26
Figura 3.4 - Biomassa seca da macrófita aquática Salvinia sp. ................................ 26
Figura 4.1- Evolução do pH ao longo do tempo ........................................................ 36
Figura 4.2 - Evolução da DQO ao longo do tempo ................................................... 37
Figura 4.3 - Evolução do fósforo ao longo do tempo ................................................ 38
Figura 4.4 - Evolução do nitrogênio ao longo do tempo ............................................ 39
Figura 4.5 - Diagrama de Pareto para o processo de remoção da DQO com 95% de
intervalo de confiança ............................................................................................... 43
Figura 4.6 - Diagrama de Pareto para o processo de remoção de nitrogênio, com
95% de intervalo de confiança .................................................................................. 47
Figura 4.7 - Diagrama de Pareto para o processo de remoção de fósforo, com 95%
de intervalo de confiança .......................................................................................... 50
Figura 4.8 - Diagrama de Pareto para o processo de remoção de zinco, com 95% de
intervalo de confiança ............................................................................................... 55
Figura 4.9 - Influência do pH e da agitação sobre a capacidade de biossorção do
zinco ......................................................................................................................... 57
Figura 4.10 - Influência do pH e da concentração inicial de biomassa sobre a
capacidade de biossorção do zinco .......................................................................... 58
Figura 4.11 - Influência da agitação e da concentração inicial de biomassa sobre a
capacidade de biossorção do zinco .......................................................................... 58
Figura 4.12 - Diagrama de Pareto para o processo de remoção de cobre, com 95%
de intervalo de confiança. ......................................................................................... 60
Figura 4.13 - Influência do pH e da agitação sobre a capacidade de biossorção do
cobre ......................................................................................................................... 62
viii
Figura 4.14 - Influência do pH e da concentração inicial de biomassa sobre a
capacidade de biossorção do cobre ......................................................................... 62
Figura 4.15 - Influência da agitação e da concentração inicial de biomassa sobre a
capacidade de biossorção do cobre ......................................................................... 63
Figura 4.16 - Diagrama de Pareto para o processo de remoção de cádmio, com 95%
de intervalo de confiança .......................................................................................... 66
Figura 4.17 - Isotermas de adsorção do cobre (modelo ajustado de Sips) ............... 70
Figura 4.18 - Isotermas de adsorção do zinco (modelo ajustado de Sips)................ 70
Figura 4.19 - Evolução da matéria orgânica removida (SC = sem correção do pH;
CC = com correção do pH) ....................................................................................... 73
Figura 4.20 – Evolução de nitrogênio e fósforo removidos (SC = sem correção do
pH; CC = com correção do pH)..................................................................................74
ix
LISTA DE TABELAS
Tabela 2.1 - Características da manipueira ................................................................ 6
Tabela 2.2 - Propriedades da biomassa da planta aquática Salvinia sp.
(granulometria abaixo de 0,59 mm) .......................................................................... 20
Tabela 3.1- Parâmetros estudados e métodos utilizados nas análises físico-
químicas da manipueira ............................................................................................ 27
Tabela 3.2 - Valores codificados e reais para as variáveis do planejamento
experimental ............................................................................................................. 29
Tabela 3.3 - Planejamento experimental (DCCR) para 3 variáveis, com triplicata no
ponto central ............................................................................................................. 30
Tabela 4.1- Caracterização da manipueira e do efluente final e a eficiência de
remoção no sistema de lagoas ................................................................................. 34
Tabela 4.2 - Eficiências de remoção (%) obtidas experimentalmente para o
planejamento fatorial rotacional com triplicata no ponto central, nas condições de
entrada (níveis codificados) ...................................................................................... 41
Tabela 4.3 - Resultados do planejamento experimental rotacional com triplicata no
ponto central, da etapa do tratamento com a biomassa seca, em termos de
concentração final de DQO, N e P em mg/L ............................................................. 41
Tabela 4.4 - Efeitos e coeficientes de regressão para a resposta DQO (intervalo de
confiança de 95%) .................................................................................................... 42
Tabela 4.5 - Resultados obtidos de eficiência de remoção de DQO, em diferentes
estudos realizados no tratamento de efluentes industriais de fecularia .................... 45
Tabela 4.6 - Efeitos e coeficientes de regressão para a resposta nitrogênio, para
intervalo de confiança de 95% .................................................................................. 46
Tabela 4.7 - Efeitos e coeficientes de regressão para a resposta fósforo, para
intervalo de confiança de 95% .................................................................................. 50
Tabela 4.8 - Resultados obtidos de eficiência de remoção de Fósforo, em diferentes
estudos realizados no tratamento de efluentes industriais ....................................... 52
Tabela 4.9 - Eficiências de remoção (%) obtidas experimentalmente para o
planejamento fatorial rotacional com triplicata no ponto central, nas condições de
entrada (níveis codificados) ...................................................................................... 53
x
Tabela 4.10 - Resultados do planejamento experimental rotacional com triplicata no
ponto central, da etapa do tratamento com a biomzNõéNôôUR FJzUôxõJJàRbFz;õJJxUõTôàáéá)U;xõ;Tz;õJJUNURlFêõxUàUxJRbFz;õJJUNxbn?, bpzNõéNôôêTà bmxp?mpbj
xi
LISTA DE ABREVIATURAS
A - Agitação
ABAM - Associação Brasileira dos Produtores de Mandioca
Ag - Prata
C - Concentração inicial de biomassa
CC - Com correção do pH
Cd - Cádmio
CETESB - Companhia de Tecnologia de São Paulo
CM - Com Macrófitas
Co - Cobalto
Coef.reg - Coeficiente de regressão
CONAMA - Conselho Nacional do Meio Ambiente
CONSEMA - Conselho Estadual do Meio Ambiente
COT - Carbono Orgânico Total
CPAA - Centro de Pesquisas Avançadas em Aquicultura
Cr - Cromo
Cu - Cobre
DBO - Demanda Bioquímica de Oxigênio
DCCR - Delineamento Composto Central Rotacional
DQO - Demanda Química de Oxigênio
F cal - F calculado
Fe - Ferro
F tab - F tabelado
GL - Graus de liberdade
Hg - Mercúrio
L - Linear
Mn - Manganês
N - Nitrogênio
Ni - Níquel
P - Fósforo
Pb - Chumbo
Q - Quadrática
QM - Média quadrática
REFA - Reator expandido de flocos adsorventes
SBR - Reator seqüencial em batelada
SC - Sem correção do pH
SF - Sólidos fixos
SM - Sem macrófitas
SS - Sólido sedimentáveis
SST - Sólidos Suspensos Totais
SSV - Sólidos suspensos voláteis
ST - Sólidos totais
SQ - Soma quadrática
ton. - Toneladas
TRH - Tempo de residência hidráulico
UASB - Reator modelo fluxo ascendente com manta de lodo
Zn - Zinco
ZnS - Esfarelita
xii
LISTA DE SÍMBOLOS
C
o
- Concentração inicial (mg/L)
C
f
- Concentração final (mg/L)
Q - Remoção do metal (meq/L)
V - Volume da solução (L)
M - Massa do material biossorvente (mg)
q - Taxa de remoção
Q
max
- Capacidade máxima do metal removido
b
L
- Constante de equilíbrio de Langmuir (L/mg)
K
F
- Constante de Freundlich (L/g)
n
F
- Constante da capacidade de adsorção do adsorvente
b
Te
- Constante de Temkim do calor de adsorção (J/mol)
a
Te
- Constante da isoterma de Temkin (L/g)
R - Constante dos gases
T - Temperatura
K
RP
- Constante do modelo de Redlich-Peterson (L/g)
a
RP
- Constante do modelo de Redlich-Peterson (L/mg)
β
RP
- Expoente do modelo de Redlich-Peterson
K
S
- Constante do modelo de Sips (L/g)
a
S
- Constante do modelo de Sips (L/mg)
β
S
- Expoente do modelo de Sips
b
K
- Constante do modelo de Khan
a
K
- Expoente do modelo de Khan
a
R
- Constante do modelo de Radke-Prausnitz
r
R
- Constante do modelo de Radke-Prausnitz
β
R
- Expoente do modelo de Radke-Prausnitz
b
T
- Constante do modelo de Toth
n
T
- Expoente do modelo de Toth
N
2
- Nitrogênio molecular
NH
3
- Nitrogênio amoniacal
NO
-
2
- Nitrito
NO
-
3
- Nitrato
xiii
RESUMO
As indústrias de processamento de mandioca são consideradas grandes
poluidoras, pois geram um resíduo líquido altamente poluente, a manipueira, com
alta concentração de matéria orgânica. O método de tratamento empregado nestas
indústrias é basicamente o sistema de lagoas. Entretanto, em função da elevada
carga orgânica, normalmente o efluente final não se apresenta em condições
adequadamente favoráveis para o despejo em recursos hídricos, sendo essencial
um tratamento complementar, para que o resíduo líquido esteja adequado à
legislação vigente. Assim, este trabalho teve por objetivo estudar a remoção de
matéria orgânica, nutrientes e metais pesados, por meio de um sistema batelada,
pela biomassa seca da macrófita Salvinia sp. Neste sentido, com o intuito de
investigar os fatores que influenciam a capacidade de remoção destes
contaminantes e para se compreender os mecanismos d
xiv
ABSTRACT
The industries of cassava processing are considered great polluting, therefore they
generate highly pollutant a wastewater, the manipueira, with high concentration of
organic substance. The method of treatment used in
1
1 - INTRODUÇÃO
O crescimento da população humana e o acelerado desenvolvimento
industrial vêm provocando uma degradação dos rios, através dos despejos de
efluentes domésticos e industriais. Diversos ecossistemas aquáticos são comumente
contaminados por efluentes contendo elevada concentração de substâncias, tais
como nitrogênio, fósforo, compostos orgânicos e metais pesados.
O lançamento de efluente contendo nitrogênio e fósforo são bastante
prejudiciais, pois são os nutrientes essenciais ao desenvolvimento de algas, ou seja,
estes são, dentre outras substâncias, os responsáveis pela eutrofização das águas
naturais. A poluição em decorrência da presença de metais pesados é um problema
ambiental de interesse mundial. Os metais pesados como o cádmio, cobre e zinco,
são, entre outros, os poluentes comumente encontrados em efluentes industriais.
Mesmo em concentrações baixas, estes metais são tóxicos para diversos
organismos, inclusive aos seres humanos (KLEN, 2005).
A mandioca (Manihot esculenta Crantz) é a terceira cultura mais importante
do país, tanto para uso alimentar quanto para o industrial. O beneficiamento
industrial da mandioca gera, porém, uma série de resíduos cujo impacto no ambiente
pode ser extremamente danoso (FEIDEN, 2001).
As indústrias de processamento de mandioca para produção de farinha e
fécula geram a manipueira, um dos resíduos líquidos com maior possibilidade de
causar poluição às águas e ao ambiente em vista do seu alto índice de matéria
orgânica (DQO).
Além disso, estas águas residuárias contêm cianeto e metais pesados,
poluentes altamente tóxicos para a espécie humana e organismos aquáticos.
Segundo Granato (1995), esses compostos apresentam grau variável de
estabilidade, bem como de toxicidade e tratabilidade, necessitando serem removidos
das soluções antes que sejam liberadas para o ambiente.
Existem inúmeros processos e tecnologias para o tratamento de resíduos,
mas, segundo Prado & Pawlowsky (2000), a indústria de mandioca faz parte de um
setor que ainda não permitiu grandes investimentos em tecnologias para o
tratamento dos seus efluentes. O tratamento das águas residuárias de fecularias
está sendo realizado, predominantemente, em sistemas de lagoas (Parizotto, 1999).
2
A pesquisa de novas alternativas de tratamento constitui-se, portanto, em
assunto de interesse para o setor. As atuais pesquisas têm sido dirigidas na busca
de sistemas alternativos, que reúnam eficiência no tratamento do efluente,
simplicidade na execução, além do baixo custo do material e operação.
De acordo com Schneider & Rubio (2003), a utilização de macrófitas
aquáticas secas, tais como, Salvinia sp. e Eichhornia crassipes, é viável pois,
mesmo mortas, possuem uma alta capacidade de acumular poluentes. Desta forma,
o uso de macrófitas aquáticas secas apresenta-se como uma alternativa eficiente e
de baixo custo no tratamento de diversos efluentes industriais.
Um fator que tem incentivado a investigação de novos biossorventes não
convencionais, como alternativa para o tratamento de efluentes industriais, é o fato
de ser uma tecnologia apropriada e de baixo custo. Diferentes tipos de adsorventes
têm sido experimentados por muitos pesquisadores, tais como casca de banana,
quitosana, serragem de madeira, fibra de coco, plantas aquáticas, sabugo de milho,
entre outros (NAMASIVAYAN et al. 2001; SANTOS, ALSINA, SILVA. 2003).
O potencial industrial da biossorção depende de muitos fatores, tais como
capacidade de biossorção, eficiência, seletividade, facilidade de recuperação do
metal e, principalmente, equivalência com processos tradicionais quanto ao
desempenho e custo. Segundo Cossich (2000), a biossorção não precisa ser
necessariamente uma técnica de substituição das metodologias existentes, mas
pode atuar como um sistema de “polimento” de processos que não são
completamente eficientes.
1.1 - Objetivos
O objetivo geral desta pesquisa foi avaliar o potencial de utilização da
macrófita Salvinia sp., no tratamento de efluentes líquidos de fecularia, em sistema
batelada. Para que este objetivo fosse alcançado foi realizado:
•
A caracterização da água residuária da fecularia;
•
A avaliação da remoção de nutrientes (nitrogênio e fósforo) e DQO, utilizando
a macrófita Salvinia sp. seca;
•
A avaliação da remoção de metais pesados (zinco, cobre e cádmio),
utilizando o biossorvente;
3
•
O estudo das condições operacionais adequadas para o processo de
remoção dos parâmetros, utilizando como ferramenta estatística o
planejamento experimental;
•
A representação dos dados de equilíbrio utilizando alguns modelos de
adsorção disponíveis na literatura.
4
2 - REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
2.1 - Fontes geradoras de poluição
Durante o seu uso na indústria, a água sofre transformações, em função do
tipo de uso, que alteram sua qualidade, resultando nas águas residuárias, que são
submetidas a tratamento específico com o objetivo de remover poluentes e
contaminantes, e adequar sua qualidade aos padrões legais, capacidade de
autodepuração do meio e aspectos de reuso (PHILIPPI & MALHEIROS, 2005).
As características físico-químicas podem ser determinadas através de coletas
de dados sobre todo o processo produtivo e coletas de amostras dos efluentes para
análises em laboratório. Cada um dos parâmetros físico-químicos possui um limite
imposto por lei, que deve ser alcançado no tratamento dos resíduos industriais,
objetivando satisfazer à legislação ambiental vigente e tornando adequada a
disposição do mesmo em corpos receptores (BRAILE & CAVALCANTE, 1993).
No Brasil, a política normativa nacional de uso da água, como consta na
Resolução n
0
357, de 17 de março de 2005 do Conselho Nacional do Meio Ambiente
– CONAMA, dispõe sobre a classificação dos corpos de água e diretrizes ambientais
para o seu enquadramento, bem como estabelece as condições e padrões de
lançamento de efluentes, e dá outras providências. O artigo 24 define que: 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, padrões e exigências dispostos nesta Resolução e em
outras normas aplicáveis. A concentração máxima permitida para lançamento de
cádmio, cobre e zinco são, respectivamente, 0,2 mg/L, 1,0 mg/L e 5,0 mg/L.
A Resolução do Conselho Estadual do Meio Ambiente - CONSEMA n
0
128/2006 do estado do Rio Grande do Sul, estipula, para o lançamento de efluentes,
que estes devem possuir, no máximo, 275 mg/L de DQO; 15 mg/L de nitrogênio e
2,5 mg/L de fósforo.
5
2.2 - Resíduos gerados na industrialização da mandioca
O Paraná, particularmente a região oeste, tem enfrentado problemas
ambientais devido à concentração das indústrias de processamento de mandioca e
dos resíduos por elas gerados.
Esses se caracterizam por apresentar carga orgânica de Carbono Orgânico
Total - COT em torno de 2.604 mg/L, Demanda
Bioquímica de Oxigênio - DBO de
11.484 mg/L e pH de 6,18 (FEIDEN & CEREDA, 2003). Sendo assim, a Companhia
de Tecnologia e Saneamento de São Paulo – CETESB classificou este tipo de
indústria como altamente poluidora.
Considerando-se os principais tipos de processamento de raízes de mandioca
no Brasil, a fabricação de farinha e a extração de fécula, os resíduos gerados podem
ser sólidos ou líquidos. Alguns dos resíduos sólidos são: a casca marrom,
entrecasca, crueira, fibra, bagaço e varredura.
Conforme relato de Cereda (1994) são considerados despejos líquidos
industriais, a manipueira diluída, nas indústrias de extração de fécula, e a água de
lavagem das raízes e água residual da prensagem da massa ralada, no caso das
indústrias fabricantes de farinha.
•
Manipueira: resíduo líquido constituído pela água de extração de fécula de
mandioca é composto pela mistura da água captada pela indústria com o
líquido de constituição da raiz de mandioca.
•
Água de lavagem das raízes: originária dos lavadores e descascadores e
carrega em suspensão a terra e as cascas, que podem ser separados por
decantação e peneiragem. Uma vez separados os sólidos suspensos,
constitui-se basicamente da água captada pela indústria, contendo ainda em
suspensão ou dissolução, baixo teor de matéria orgânica.
Os volumes gerados, em média, são aproximadamente de 2,62m3/ton. de
raízes para água de lavagem das raízes e 3,68 m3/ton. de raízes para água de
extração de fécula (CEREDA, 2001).
A Tabela 2.1 apresenta a composição média de algumas amostras de
manipueira apresentadas por diferentes autores:
6
Tabela 2.1 - Características da manipueira
Parâmetros Lamo & Menezes (1979)
Cabello
(1991)
Cereda (1994)
pH 4,4 6,4 4,1
DQO 51.200 46.000 6.365
DBO 34.300 -
ST 56.460 939,00 628,0
SSV - - -
SST - - -
SF 20.460 - -
P - 401,00 160,84
Fosfatos Totais 598,80 -
N Total 1.150 2.646 -
SS 33,00 - -
Cianeto Total - 130,00 444,00
Acidez - - 2.703,70
Alcalinidade - - 1.628,00
Fe -- 7,80 15,35
Cu - 1,50 1,15
Zn - 4,20 -
Fonte: CEREDA (1994)
Esta variabilidade da composição da manipueira é devido a vários fatores,
como idade do tubérculo, tempo de armazenamento e tipo do processamento
industrial utilizado (TORRES et al., 2003).
Além do potencial poluente, decorrente da quantidade de material não
esgotado, existe também o problema da toxidez, devido à presença de glicosídio
característico da planta de mandioca (linamarina) potencialmente hidrolisável a ácido
cianídrico (CEREDA, 1994), que é uma substância tóxica das mais poderosas que
pode afetar células nervosas. Este glicídio combina-se com a hemoglobina do
sangue, sendo inibidor da cadeia respiratória (FERNANDES & TAKAHASHI, 1994).
2.3 - Tratamento de efluentes líquidos
2.3.1 - Tratamentos convencionais dos resíduos líquidos de fecularia
O grande desenvolvimento industrial ocorrido nas últimas décadas tem sido
um dos principais responsáveis pelo comprometimento de nossas águas. Isto ocorre
devido à negligência e/ou ineficiência dos sistemas de tratamento das águas
industriais, que propiciam o lançamento de muitos poluentes nos ambientes
7
aquáticos (MAGOSSI & BONACELLA, 1990).
Para a maioria das indústrias, a manipueira gerada tem como destino final os
rios e córregos, ocasionando sérios prejuízos, principalmente para os criadores de
gado, que se os animais beberem desta água, sendo freqüentes os casos de
intoxicação e morte (FERNANDES, 1989).
Dentre as diversas tecnologias de tratamento de efluentes, o sistema de
lagoas de estabilização foi o que se adaptou melhor às condições do oeste do
Paraná, apesar de inúmeras dificuldades enfrentadas nas fases iniciais de
implantação. Embora o sistema de lagoas represente uma solução de fato para o
tratamento de efluentes provenientes de fecularias, a experiência é pequena e
necessita ser ampliada, sendo necessárias pesquisas sistemáticas para possibilitar a
melhoria do manejo (FEIDEN, 2001; PARIZOTTO, 1999).
Além disso, há trabalhos indicando o uso de sistemas alternativos, como
reatores de fluxo ascendente com manta de lodo e filtro anaeróbio.
a) Sistemas de lagoas de estabilização
A lagoa de estabilização é um reator biológico dimensionado dentro de
critérios técnicos que ao receber esgoto bruto, o submete à degradação biológica,
estabilizando ou mineralizando o máximo possível da carga orgânica e reduzindo o
número de microorganismos patogênicos existentes. A estabilização da matéria
orgânica é realizada pela oxidação-bacteriológica, oxidação-aeróbia ou fermentação
anaeróbia; e/ou redução fotossintética das algas. De acordo com a forma
predominantemente pela qual se dá a estabilização da matéria orgânica, as lagoas
costumam ser classificadas em: anaeróbias, facultativas, estritamente aeróbias, de
maturação e aeradas (ROVERERE et al., 2002).
O tratamento das águas residuárias geradas em fecularias, utilizando-se de
lagoas de estabilização em série além de ser um processo simples, tende a mostrar-
se eficiente, sobretudo reduzindo a carga orgânica, uma vez que cada lagoa
apresenta características e funções distintas.
Segundo Parizotto (1999), a eficiência de remoção da carga orgânica bruta
neste sistema de tratamento convencional, situa-se em média, na faixa de 70%.
Campos et al. (2006), estudaram a eficiência na redução da carga poluidora de
lagoas de tratamento de resíduos líquidos de fecularia, e obtiveram remoções de
8
96,3% e 96,4% de DQO e DBO respectivamente, e 93,5% de remoção de fósforo,
num sistema composto por sete lagoas.
b) Reator modelo fluxo ascendente com manta de lodo - UASB
Neste sistema a DBO é estabilizada anaerobicamente por bactérias dispersas
no reator. O fluxo do líquido é ascendente. A parte superior do reator é dividida nas
zonas de sedimentação e de coleta de gás. A zona de sedimentação permite a saída
do efluente clarificado e o retorno dos sólidos (biomassa) ao sistema, aumentado a
sua concentração no reator. O sistema dispensa decantação primária. A produção
de lodo é baixa, e o mesmo já sai estabilizado (SPERLING, 1996).
Barana & Cereda (2000) operaram reatores de fluxo ascendente com
separação de fases e TRH de 4 dias para efluente de indústria de farinha de
mandioca, obtendo remoção de 86,6% na DQO. No entanto, Feiden (2001)
trabalhou com efluente de fecularia em reator UASB com separação de fases, TRH
de 4,4 dias e temperatura ambiente, obtendo remoção de DQO de 77%.
Kuczman et al. (2007), operaram reatores de fluxo contínuo do tipo horizontal
de uma fase, para o tratamento da manipueira, em escala de laboratório, TRH de 6,5
e 13 dias, obtendo remoções de DQO de 95,3% e 99,2%, respectivamente. Segundo
os autores, a facilidade operacional e menor custo de implantação dessa tecnologia
poderão incentivar a implantação de reatores horizontais de uma fase nas fecularias,
as quais demandam energia calorífica e elétrica no processamento da mandioca,
resultando em economia na compra de insumos na forma de lenha e eletricidade e
possibilidade de geração de créditos de carbono.
c) Filtro anaeróbio e reator de leito de lodo
No filtro anaeróbio, a DBO é estabilizada anaerobicamente por bactérias
aderidas a um meio suporte (usualmente pedras) no reator. O tanque trabalha
submerso, e o fluxo é ascendente. O sistema requer decantação primária
(freqüentemente fossas sépticas). A produção de lodo é baixa, e o mesmo já sai
estabilizado (SPERLING, 1996).
RIBAS & BARANA (2003) estudaram a fase de adaptação de um biodigestor
do tipo plug-flow utilizando manipueira como substrato e obtiveram até 71,6% de
remoção de DQO com carga orgânica de entrada de 1,65 gDQO/L.dia. BRAZ et al.
9
(2001) avaliaram o tratamento de manipueira em filtro anaeróbio de fluxo ascendente
e em reator anaeróbio do tipo plug-flow com um TRH de 10 dias e carga orgânica de
600 mgDQO/L.dia, e obtiveram reduções de DQO de até 37% no filtro e 25% no
plug-flow.
BARANA & CEREDA (2001), avaliaram o tratamento de manipueira em um
reator anaeróbio de duas fases, com e sem correção do pH do afluente do reator
metanogênico para valores em torno de 7,0, e notaram que com carga orgânica de
até 20g DQO/L.dia não houve diferença na redução do teor de DQO entre ambos os
tratamentos.
Entretanto, como a manipueira apresenta uma elevada carga orgânica,
normalmente o efluente líquido final não se apresenta em condições apropriadas
para o despejo em recursos hídricos; desta forma é essencial um polimento final,
com o intuito de complementação do tratamento, para que o resíduo esteja
adequado à legislação vigente.
2.3.2 - Tratamentos empregando macrófitas aquáticas
Segundo Granato (1995), a utilização de um agente biológico no tratamento
de resíduos líquidos pode mostrar-se mais simples e econômica que o emprego de
processos químicos, principalmente no tratamento final (polimento) de soluções, que
contêm baixas concentrações de poluentes, mas que ainda são inadequadas para
descarte.
Conforme Esteves (1998), a possibilidade de se empregar macrófitas
aquáticas como meio de reduzir a concentração de compostos orgânicos, metais
pesados, fosfato e compostos nitrogenados de efluentes domésticos e industriais
tem sido muito discutida nos últimos anos.
As macrófitas assimilam poluentes diretamente nos seus tecidos e também
atuam como catalisadores para purificar o ambiente, promovendo a variedade de
reações químicas e bioquímicas que aumentam a purificação da água (HADAD,
MAINE & BONETTO, 2006).
A bibliografia apresenta inúmeros trabalhos onde está caracterizada a ação
efetiva das macrófitas na remoção de nutrientes e no tratamento de esgotos
sanitários. Bavaresco (1998), em seus estudos utilizando aguapés em lagoas piloto
10
para tratamento terciário de dejetos de suínos, obteve bons resultados na remoção
de DQO (40 a 100%), Nitrogênio Total (40 a 95%), Fósforo (20 a 50%) e metais:
Ferro - Fe, Cu, Manganês - Mn e Zn (40 a 100%). Giraldo & Garzón (2000)
realizaram estudos com lagoas de aguapés em escala piloto para o tratamento de
águas residuárias domésticas, e obtiveram eficiência de remoção de DBO
5
da
ordem de 90%, com TRH de 15 dias
Entretanto, o grande problema deste sistema refere-se à dificuldade de
remoção e destino final destas plantas, devido à elevada quantidade de biomassa
gerada pela alta produtividade vegetal em ambiente com alta concentração de
nutrientes e matéria orgânica. As macrófitas vivas assimilam metais pesados ou
outras substâncias tóxicas, transferindo o problema da contaminação para a planta.
Neste sentido, diversos pesquisadores afirmam que a utilização de macrófitas
aquáticas secas pode se tornar a alternativa mais adequada, pois a ação das
plantas continua ativa na remoção dos contaminantes e, além disso, a quantidade
de biomassa final diminui consideravelmente. Contudo, o estudo da viabilidade de
plantas aquáticas secas na remoção de contaminantes é bem recente, sendo que
grande parte destas pesquisas estão relacionadas com a capacidade das macrófitas
aquáticas em acumularem metais pesados (COSTA, SCHNEIDER & RUBIO, 2000;
SCHNEIDER & RUBIO, 2003).
De acordo com Costa, Schneider & Rubio (2000), a utilização de macrófitas
aquáticas secas apresenta uma série de vantagens, pois pode ser embalado,
armazenado, transportado e usado a granel ou em reatores no tratamento de
efluentes líquidos.
Estes mesmo autores, afirmam que esta biomassa seca, adsorve metais
pesados, óleos e outros compostos orgânicos a baixo custo e eficiência superior que
muitos materiais importados empregados comercialmente.
2.4 - Metais, nutrientes e matéria orgânica
Neste item serão abordadas as características do nitrogênio, fósforo e matéria
orgânica, salientando sua importância em relação ao potencial poluidor. Também
serão verificadas algumas características dos íons metálicos, cádmio, cobre e zinco,
que foram os metais pesados estudados neste trabalho.
11
2.4.1 - Nitrogênio, fósforo e DQO
Os nutrientes são compostos principalmente a base de nitrogênio e fósforo.
Estes elementos ocorrem naturalmente nos recursos hídricos, mas em pequenas
concentrações; entretanto, os despejos de efluentes domésticos e industriais têm
aumentado consideravelmente a concentração destes poluentes na água.
O fósforo é comumente encontrado na forma de ortofosfatos, polifosfatos e
fósforo orgânico. Segundo Converti, Rovatti & Del Borghi (1995), os ortofosfatos
(PO
4
-3
, HPO
4
-2
, H
2
PO
-4
e H
3
PO
4
) encontram-se diretamente disponíveis para o
metabolismo biológico, sem necessidade de conversão às formas simplificadas.
Por sua vez, o nitrogênio alterna-se entre várias formas e estados de
oxidação em seu ciclo na biosfera. Apresenta-se na água sob as seguintes formas:
nitrogênio molecular (N
2
), nitrogênio amoniacal (NH
3
), nitrito (NO
-2
) e nitrato (NO
-3
).
A DQO mede o consumo de oxigênio ocorrido durante a oxidação química da
matéria orgânica. O valor obtido é, portanto, uma indicação indireta do teor de
matéria orgânica presente no ambiente. Desta forma, um valor de DQO alto indica
uma grande concentração de matéria orgânica e baixo teor de oxigênio. O aumento
da concentração deste indicador num corpo d'água se deve a despejos de origem
industrial e doméstico.
Resíduos líquidos com elevadas concentrações de nutrientes e matéria
orgânica possuem alto potencial poluidor. Estes despejos, quando lançados nos
recursos hídricos, favorecem o crescimento de microrganismos, diminuem a
concentração de oxigênio dissolvido e podem causar a eutrofização dos corpos
receptores e aparecimento de vetores e de maus odores.
2.4.2 - Cádmio
O cádmio é um elemento químico, de símbolo Cd, que ocupa juntamente com
o zinco e o mercúrio, o grupo IIB da tabela periódica. É um metal branco
acinzentado, dúctil à temperatura ambiente, tão mole que pode ser cortado com a
faca, e bom condutor de calor e eletricidade (KLEN, 2006).
Encontrado em pequena quantidade na natureza e em geral associado a
outros minérios de zinco, como a esfarelita (ZnS), na qual se encontra na proporção
12
de 0,1 a 0,5%, o cádmio ocorre também na forma de sulfeto (CdS), formando a
greenockita, minério sem importância comercial. É quase sempre obtido como o
subproduto dos minérios de zinco, cobre e chumbo, por destilação em colunas de
fracionamento (AZEVEDO & CHASIN, 2003).
O cádmio está presente em água doce em concentração traço, geralmente
inferior a 0,001 mg/L. Pode ser liberado para o ambiente através da queima de
combustíveis fósseis e também é utilizado na produção de pigmentos, baterias,
soldas, equipamentos eletrônicos, lubrificantes, acessórios fotográficos, etc. É um
metal de elevado potencial tóxico, que se acumula em organismos aquáticos,
possibilitando sua entrada na cadeia alimentar (KLEN, 2006).
O cádmio é considerado um provável elemento carcinogênico ou altamente
indutor de carcinogênese em humanos (DEL RIO, 2004). Segundo Rossi (2007),
pesquisas recentes associaram o cádmio à hipertensão, câncer de próstata e
supressão da função testicular e a ruptura de sistemas enzimáticos complexos.
2.4.3 - Zinco
O zinco é um dos elementos mais comuns encontrados na terra. Pode ser
encontrado no ar, no solo, na água e está naturalmente presente nos alimentos. O
zinco se distribui pelo ar, pela água e pelo solo como resultado de processos
naturais e atividades humanas. Grande quantidade de zinco entra no ambiente como
resultado de atividades antropogênicas, como mineração, purificação do zinco,
chumbo, cádmio, produção de aço, queima de carvão e de lixo. Estes processos
podem aumentar a concentração do metal na atmosfera. O lixo das indústrias
químicas, o esgoto doméstico e corrente de água de solos contendo zinco pode
transportar zinco para as águas (AZEVEDO & CHASIN, 2003).
De acordo com Lee (2000), o zinco é um elemento essencial para o
crescimento, porém, em concentrações acima de 5,0 mg/L, confere sabor à água e
uma certa opalescência à águas alcalinas. O efeito tóxico do zinco sobre os peixes é
muito conhecido, assim como sobre as algas
O zinco, em níveis-traço, é um elemento essencial aos seres humanos,
animais e vegetais superiores. Nos humanos e animais, esse elemento age como
um componente catalítico e estrutural de numerosas enzimas envolvidas no
13
metabolismo de energia, na transdução e na translação. Nesses organismos, a
deficiência de zinco provoca depressão, lesões de pele e infertilidade. Por outro
lado, o excesso de zinco pode provocar o surgimento de dor muscular, anorexia,
sangramento intestinal e anomalias cerebrais (Alloway, 1993; Shimma, 1995 citado
por SILVA, VIDAL & PEREIRA, 2001).
2.4.4 - Cobre
O cobre é essencial à vida e uma pessoa adulta tem no organismo cerca de
100 mg de Cu. Embora pequenas quantidades de cobre sejam essenciais,
quantidades maiores são tóxicas. As necessidades diárias na alimentação são da
ordem de 4 a 5 mg de cobre, e em animais a deficiência desse metal resulta na
incapacidade de aproveitar o ferro armazenado no fígado. Dessa forma o animal
passa a sofrer de anemia (LEE, 2000).
Sua presença na água se deve a despejos industriais e a sua utilização como
algicida. Concentrações elevadas de cobre na água são danosas aos organismos
aquáticos, havendo também a possibilidade de aparecimento de gosto na água de
abastecimento público (DERÍSIO, 2000). As indústrias de mineração e de metalurgia
são as maiores geradoras de efluentes líquidos contendo o cobre.
2.5 - Biossorção
2.5.1 - Definição
Segundo Cossich (2000), o termo “biossorção” define um processo que se
utiliza sólidos de origem vegetal ou microorganismos na retenção, remoção ou
recuperação de metais pesados de um ambiente líquido.
Uma das vantagens do processo de biossorção é o bom desempenho que
apresenta na remoção de diferentes espécies metálicas e o baixo custo do material
biossorvente, já que pode ser empregada como biomassa, sub-produtos de algum
processo industrial (ESPÓSITO et al., 2001; VOLESKY, 1999).
A biossorção, uma tecnologia alternativa no tratamento de água residuárias, é
14
baseada na propriedade de diferentes tipos de biomassas vivas ou inativas para
remoção dos metais pesados de soluções aquosas (PAGNANELLI et al., 2003).
Células de microrganismos vivos têm capacidade efetiva de retenção de
metais, mas requerem condições especiais como suplemento nutricional para
manutenção e crescimento das células. Além õ;ôTêUReFJõéJ;éxRmFzNRiFõJJTNTRuFzz;õJJUNURmF;õJJUNUJxõ;ôUéNôôURaFy)âoêxxõàJõ;Jôé;RoFz ce d c
15
quantidades relativamente elevadas de metais por meio da biossorção. O processo é
relativamente rápido e por ser um fenômeno de superfície possibilita fácil remoção
de íons do metal em soluções, bem como sua reutilização como material
biossorvente (LIU et al., 2004).
Biossorventes provenientes de biomassa morta têm como vantagem a
posssibilidade de sua reutilização, podendo ser regenerados depois de saturados,
usando um eluente adequado. Este procedimento evita problemas associados à
disposição do metal retido pelo biossorvente, usualmente por aterramento ou queima
da biomassa para a recuperação do metal (MATHEICKAL & YU, 1999).
Entre os promissores biomateriais estudados atualmente destacam-se a
biomassa morta de plantas aquáticas, devido a sua alta capacidade de acumular
íons metálicos de sorção, assim como a sua abundância no sistema aquático
brasileiro (SCHNEIDER & RUBIO, 1999).
As principais vantagens do uso de biomassa morta são as seguintes
(SCHNEIDER & RUBIO, 1999):
•
não existem problemas de toxicidade de metal no metabolismo da planta, com
a deterioração da mesma, e nem liberação de odores desagradáveis;
•
evita a proliferação de insetos;
•
a biomassa seca apresenta vantagens de conservação, transporte,
manipulação e como tal torna-se pronta para uso nas unidades de tratamento
de efluentes como um simples material sorvente;
•
é possível recuperar o metal pesado adsorvido por técnicas utilizando ciclos
de sorção/dessorção.
2.5.3 - Mecanismos de remoção de metais
A biossorção de metais não é baseada num único mecanismo. Segundo Ofer,
Yerachmiel & Shmuel (2003), a biossorção de metais envolve vários mecanismos
que quantitativa e qualitativamente diferem de acordo com as espécies usadas, a
origem da biomassa e seu processamento.
Segundo Silva (2006), a biossorção, como um método passivo para
seqüestrar metais ocorre por diferentes mecanismos físico-químicos, dependendo do
16
número de fatores ambientais externos, tipo de metal, sua forma iônica na solução e
o tipo de sítio particular ativo para seqüestrar o metal.
A biossorção em sistemas não controlados envolve tipicamente uma
combinação dos mecanismos passivos e ativos de transporte, que começam com a
difusão do íon do metal à superfície da célula microbiana. Uma vez que o íon
metálico tenha se difundido até a superfície da célula, este deverá ligar-se aos sítios
sobre a superfície da célula a qual exibe alguma afinidade química com o metal.
Esta etapa contém etapas de acumulação e pode incluir: adsorção, troca iônica,
ligações covalentes, complexação e microprecipitação. Os mecanismos de
biossorção, apesar de distintos, podem ocorrer de forma simultânea. Geralmente a
adsorção do íon metálico é rápida, reversível e não é o fator limitante na cinética de
biossorção.
Segundo VEGLIÓ & BEOLCHINI (1997), os mecanismos de biossorção
podem ser classificados em:
•
dependente do metabolismo: transporte através da membrana celular e
precipitação;
•
independente do metabolismo: precipitação, adsorção física, troca iônica,
complexação.
De acordo com a localização do metal removido, os mecanismos podem
ser classificados em:
•
acumulação extracelular: precipitação;
•
sorção na superfície da célula: troca iônica, complexação, adsorção física e
precipitação;
•
acumulação intracelular: transporte através da membrana.
A troca iônica é identificada como o principal mecanismo da bissorção de
metais. Esta hipótese foi formulada a partir de estudos que revelaram uma
diminuição da biossorção de cátions metálicos à medida que o pH diminui. Como
muitos metais precipitam em pH > 5,5 inicialmente considerou-se que em altos
valores de pH, os metais poderiam se acumular dentro das células e em
capilaridades da parede celular por mecanismo combinado de sorção-
microprecipitação. Entretanto, experimentos realizados em batelada, sem ajuste de
17
pH, revelaram que a sorção de metais pesados por biomassa tratada com ácido
causa decréscimo do pH da solução. A partir desses resultados confirma-se a
hipótese de troca iônica entre prótons e metais pesados (COSSICH, 2000).
2.5.4 - Plantas aquáticas como biossorventes
Macrófitas aquáticas ou plantas aquáticas vasculares são todas as plantas
cujas partes fotossinteticamente ativas estão permanentemente, ou por alguns
meses, submersas em água ou flutuantes em sua superfície (COOK, 1996).
O uso de plantas aquáticas secas para remoção de metais pesados como um
simples material biossorvente tem vantagens como à alta eficiência de purificação de
efluentes diluídos, minimização do volume de sedimentos químicos e/ou biológicos,
menor custo de tratamento, transporte e manejo. Também é possível a recuperação
dos metais pesados, uma vez que o metal atingiu a saturação forçada, a biomassa
pode ser regenerada com ácido e/ou soluções de hidróxidos, que descarregam
pequenos volumes de concentração de metais pesados (VEGLIÓ & BEOLCHINI,
1997; SCHNEIDER & RUBIO, 1999; SCHNEIDER, RUBIO & SMITH, 2001).
Em virtude destas características e benefícios da utilização da biomassa
seca, recentemente, segundo afirmou Schneider & Rubio (2003), ao invés de se
empregar lagoas com macrófitas vivas, os vegetais podem ser secados, moídos e
transformados em um material adsorvente e/ou absorvente.
A sorção dos íons metálicos ocorre por reações de troca iônica, por grupos
trocadores catiônicos fracos, predominantemente íons carboxila presentes na
superfície das plantas. A remoção dos metais pesados pode ser eficientemente
realizada em colunas de percolação com leito empacotado. Após a saturação, os
metais podem ser recuperados e a biomassa regenerada por eluição com soluções
ácidas. Vários ciclos de sorção/dessorção podem ser realizados sem uma relevante
perda na capacidade de sorção e degradação física dos materiais (COSTA,
SCHNEIDER & RUBIO, 2000).
O mecanismo da remoção de poluentes pela biomassa seca das plantas
aquáticas dá-se por diferentes mecanismos, como esquematizado na Figura 2.1. No
caso dos metais pesados e corantes, o fenômeno é adsorção (adesão do poluente
18
na interface), enquanto que, no caso de óleos, o fenômeno é absorção (adesão do
poluente na interface e interpenetração na fase sólida).
Figura 2.1 - Mecanismos envolvidos na remoção de metais pesados, óleos e
compostos orgânicos de águas residuárias
(SCHNEIDER & RUBIO, 2003)
A remoção de metais pesados de efluentes líquidos ocorre principalmente por
troca iônica. No caso das plantas aquáticas, o radical orgânico responsável é o
grupo carboxila (R-COO-). No meio natural, esse sítio encontra-se ocupado por
cátions que existem em maior concentração no ambiente, como H
+
, Na
+
, K
+
, Ca
+2
,
Mg
+2
, Fe
+2
. Porém, quando em contato com íons como Cu
+2
, Zn
+2
, Ni
+2
, Cd
+2
, Pb
+2
,
Cr
+3
, existe uma tendência química de ocorrer a substituição dos metais alcalinos e
alcalinos terrosos pelos metais de transição (SCHNEIDER & RUBIO, 1999;
SCHNEIDER, RUBIO & SMITH, 2001).
Poucas pesquisas foram realizadas utilizando como adsorvente a biomassa
seca de macrófitas aquáticas, no entanto, segundo Costa, Schneider & Rubio
(2000), estudos já realizados, comprovam que biomassas secas produzidas a partir
de macrófitas aquáticas são excelentes materiais para a remoção de poluentes,
sendo necessário, porém, realizar mais pesquisas, empregando diferentes espécies
vegetais e elementos nocivos.
19
O uso desses materiais como sorventes, sob condições apropriadas,
representa uma nova e promissora alternativa para a remediação de problemas
ambientais.
2.5.5 - Salvinia sp. como biossorvente
A Salvinia sp. é uma samambaia livre flutuante que consiste basicamente em
um sistema de brotos. O módulo morfológico básico é um ramo. Cada ramo consiste
em um talo contendo três folhas, um broto de apical e dois laterais que brotam e
podem se desenvolver em ramos novos. As duas folhas são verdes e flutuam,
possuem na sua superfície pequenos cabelos que funcionam como repelentes da
água. As verdadeiras raízes estão ausentes, e a terceira folha adaptou-se e
submergiu absorvendo água e íons funcionando basicamente como uma raiz (Forno
& Harley, 1979 citado por SCHENEIDER & RUBIO, 2003).
Todos biossorventes apresentam uma alta área superficial, o que permite
uma elevada capacidade de acumulação de solutos. Essa alta área superficial é
decorrente da necessidade das plantas de remover da água seus nutrientes. No
caso do Potamogeton lucens, os nutrientes são removidos pelas folhas, e na
Salvinia sp e Eichhornia crassipes, pelas raízes. Após a secagem, as plantas
mantêm, mesmo que biologicamente inativas, muitas de suas propriedades
químicas. Por exemplo, a presença de ceras nos pêlos das folhas da Salvinia sp.
confere ao vegetal um comportamento hidrofóbico, que repele a água e permite a
adsorção e absorção de óleos. As plantas são ricas também em grupos carboxila,
um radical que apresenta a capacidade de reagir e fixaõUô;ReFz;õJJUNUR FzRgFJõéJ;xôxRcF;õàTUoôUNzT;xõõJJUNURàlNNNRiFêõxUxôxRcF;õàTU&xxUxôxRxF;;;NFz;õJJUNURsF;õàTNôxNêêRiFêõxUxôxRRaFJõéJ;éxRdFz;õR FzT;Fz;êéõàôôRaFJõ(àJT;R FêàSNR FêààõJUêz;õJJUNURrFNõ;ôNNUàCRDéõôTôJôJRCFNõôxUàõJUêRFNõôx;NUà9&TR FêààõJU;9RFNõôx;NUàBRêá)>oRDF)`oNõôx;UURBFzéõôTôJôJRIFá;êá)Wo;õééUTêáéáNURs9õàTNôxNêêRF;;õàêTNR,F)T;xõUô;Rd;êá)WJNTxêRiFêõxá)Wozê;xF;Nõôô;xRoFJõFz;õJôàà;NReFz;õJJTNTR FzUUéõ;T)WJNàA Salvini D
20
Tabela 2.2 - Propriedades da biomassa da planta aquática Salvinia sp.
(granulometria abaixo de 0,59 mm)
Propriedade Salvinia sp.
Forma das Partículas lamelar/acicular
Massa especifica aparente 0,13 g/cm
3
Massa específica real 1,1 g/cm
3
Retenção de água 4,2 g/g
Área superficial 270 m
2
/g
Comportamento de troca iônica catiônico fraco
Concentração de grupos carboxila 0,9 meq/g
Concentração de grupos oxidrila 2,2 meq/g
Comportamento partição água/hexano hidrofóbico
Teor de proteínas 11,5 %
Teor de carboidratos 77,2 %
Fonte: COSTA; SCHNEIDER & RUBIO (2000)
2.6 - Isotermas de adsorção
A adsorção pode ser avaliada quantitativamente através das isotermas de
adsorção. Elas expressam a relação entre a quantidade do metal que é sorvido por
unidade de massa do biossorvente e a concentração do metal em solução no
equilíbrio, numa determinada temperatura. O cálculo da quantidade de metal
capturado baseia-se em um balanço de massa do sistema de sorção. A expressão
gráfica da isoterma é geralmente uma hipérbole com o valor da captura da biomassa
e uma aproximação do valor da completa saturação do material adsorvido a altas
concentrações (VOLESKY, 2001).
Uma isoterma de adsorção mostra a quantidade de um determinado soluto
adsorvido por uma superfície adsorvente, em função da concentração de equilíbrio
do soluto (VEGLIÓ, ESPÓSITO & REVERBERI, 2003).
Para se obter uma isoterma, coloca- se em contato a solução contendo o
componente a ser adsorvido em diferentes concentrações iniciais e temperatura
constante até atingir o equilíbrio, determinando-se, assim, a quantidade de material
adsorvido. O comportamento gráfico das isotermas pode apresentar-se de várias
formas, fornecendo informações importantes sobre o mecanismo de adsorção,
através de parâmetros de ajustes obtidos de modelos matemáticos que os
representam. Na adsorção, o pH, a temperatura e, principalmente, o tipo de
adsorvente são parâmetros que influenciam a forma da isoterma.
21
Os gráficos das isotermas podem apresentar-se de várias formas, fornecendo
informações importantes sobre o mecanismo de adsorção. Na Figura 2.2 estão
representadas as formas mais comuns de isotermas. A isoterma côncava indica
comportamento não favorável à remoção do composto estudado. As isotermas
lineares passam pela origem e a quantidade adsorvida é proporcional à
concentração do líquido. As isotermas convexas são favoráveis, pois maiores
quantidades adsorvidas podem ser obtidas com baixa concentração de soluto e são
consideradas irreversíveis (McCABE, SMITH & HARRIOTT, 2001).
Figura 2.2 - Formas das isotermas de adsorção
(McCABE, SMITH & HARRIOTT, 2001)
Para apresentar os dados de equilíbrio destes sistemas freqüentemente são
utilizadas Isotermas de Adsorção, e na literatura existem diversos desses modelos,
destacando-se as isotermas de Langmuir, Freundlich, Temkin, Redlich-Peterson,
Sips, Khan, Radke-Prausnitz, Toth (VIJAYARAGHAVAN et al., 2006).
a) Isoterma de Langmuir
A formulação da Isoterma de Langmuir considera que os sítios de ligação são
distribuídos homogeneamente na superfície do adsorvente, e assume que não existe
interação entre as moléculas do adsorvente, apresentando boa concordância com a
larga variedade de dados experimentais (VOLESKY & HOLAN, 1995). O modelo de
Langmuir permite determinar a máxima remoção do metal (Q), possuindo dois
parâmetros ajustáveis Q
max
que representa o número de sítios ativos disponíveis por
22
grama de adsorvente e b
L
que representa a afinidade entre o sorvente e o sorbato. A
Isoterma de Langmuir é representada pela equação a seguir:
fL
fLmáx
Cb
CbQ
Q
+
=
1
(1)
em que Q
máx
é a capacidade máxima do metal removido (meq/g), o b
L
é a constante
de equilíbrio de Langmuir (L/mg) e C
f
é a concentração final do metal na solução
(mg/L).
b) Isoterma de Freundlich
É um modelo empírico, tendo como principal restrição o fato de não prever a
saturação dos sítios; portanto deve-se utilizar este modelo somente na faixa de
concentração para a qual ajustou-se os parâmetros.
F
n
FF
CKQ
/1
=
(2)
em que K
F
é a constante de Freundlich (L/g), relacionada à distribuição dos sítios
ativos do adsorvente, e n
F
é a constante relacionada à capacidade de adsorção do
adsorvente.
c) Isoterma de Temkin
A derivação da isoterma de Temkin assume que a diminuição do calor de
sorção é linear, em vez de logarítmicas, implícito na equação Freundlich (VEGLIÓ &
BEOLCHINI, 1997).
O calor de sorção de todas as moléculas na camada diminuiriam linearmente
com as devidas interações de cobertura do sorbato/sorvente (KHAN & ATAULLAH,
1997). A isoterma de Temkin é expressa pela seguinte equação.
)ln(
fTe
Te
Ca
b
RT
Q =
(3)
em que b
Te
é a constante de Temkin, relacionada ao calor de sorção (J/mol); a
Te
é a
constante da isoterma de Temkin (L/g); R é a constante dos gases
(8,314 J/mol.K) e T é a temperatura absoluta (em K).
23
d) Isoterma de Redlich-Peterson
O modelo de Redlich-Peterson é um modelo empírico e possui três
parâmetros ajustáveis, sendo que o parâmetro β assume valores entre 0 e 1 e
quando β =1 tem-se a equação de Langmuir (HO, PORTER & McKAY, 2002). A
isoterma de Redlich-Peterson é dada pela seguinte equação:
RP
fRP
fRP
Ca
CK
Q
β
+
=
1
(4)
em que K
RP
é a constante do modelo de Redlich-Peterson (L/g); a
RP
é a constante
do modelo de Redlich-Peterson (L/mg) e β
RP
é o expoente do modelo de Redlich-
Peterson.
e) Isoterma de Sips
Este modelo é uma combinação da isoterma de Langmuir e Freundlich. Em
baixas concentrações de sorbato este modelo se reduz eficazmente ao modelo de
Freundlich e, portanto, não obedece direito a Lei de Henry. Em altas concentrações
de sorbato prevê, uma capacidade em monocamada sorção característica da
isoterma de Langmuir (TSAI & JUANG, 2000). A Isoterma de Sips é representada
pela equação a seguir:
S
S
fS
fS
Ca
CK
Q
β
β
+
=
1
(5)
em que K
S
é a constante do modelo de Sips (L/g); a
S
é a constante do modelo de
Sips (L/mg) e β
S
é o expoente do modelo de Sips,
f) Isoterma de Khan
A formulação simplificada para o modelo de Khan (HO, CHIU & HANG, 2005)
é expressa pela equação a seguir:
K
a
fK
fKmáx
Cb
CbQ
Q
)1( +
=
(6)
em que: b
K
é a constante do modelo de Khan e a
K
é o expoente do modelo de Khan.
24
g) Isoterma de Radke-Prausnitz
Em 1972 Radke e Prausnitz propuseram uma modificação na equação de
Langmuir, introduziram ao modelo um outro coeficiente para melhorar o ajuste dos
dados experimentais, ficando a equação da seguinte forma (VIJAYARAGHAVA et
al., 2006):
1−
+
=
R
R
fRR
fRR
Cra
Cra
Q
β
β
(7)
em que a
R
é a constante do modelo de Radke-Prausnitz; r
R
é a constante do
modelo de Radke-Prausnitz e β
R
é o expoente do modelo de Radke-Prausnitz.
h) Isoterma de Toth
Toth também modificou a equação de Langmuir com o intuito de melhorar o
ajuste do modelo aos dados experimentais (VIJAYARAGHAVAN, JEGAN &
PALANIVELU, 2005). Obteve uma equação que fornece resultados melhores
quando aplicada a adsorção em multicamadas. A isoterma de Toth é representada
pela seguinte equação:
TT
nn
fT
fTmáx
Cb
CbQ
Q
])(1[
/1
+
=
(8)
em que: b
T
é a constante do modelo de Toth e n
T
é o expoente do modelo de Toth.
25
3 - MATERIAIS E MÉTODOS
3.1 - Materiais
3.1.1 - Biomassa
A biomassa utilizada neste trabalho foi a macrófita aquática Salvinia sp.
coletada em um açude na região de Palotina-PR (Figura 3.1) e em tanques de
peixes, do Centro de Pesquisas Avançadas em Aqüicultura - CPAA, em Toledo-PR
(Figura 3.2).
Figura 3.1
- Açude localizado em
Palotina
Figura 3.2
- Salvinia sp. nos tanques
de criação de peixes no CPAA
Para a remoção das impurezas presentes na biomassa, estas foram limpas
por meio de sucessivas lavagens em água corrente, seguida de sucessivos
enxágües com água destilada e secagem em estufa à temperatura de 40ºC, por um
período médio de 72h (Figuras 3.3 e 3.4). A biomassa foi embalada em sacos
plásticos e armazenada à temperatura ambiente para posterior utilização.
Nos estudos de biossorção de metais pesados e avaliação da capacidade de
remoção de nutrientes e matéria orgânica, separou-se a folha da raiz, e utilizou-se
somente a folha da Salvinia sp., e inteira, ou seja, não foi realizada a moagem desta
biomassa.
26
Figura 3.3
- Macrófitas lavadas em
água corrente e destilada
Figura 3.4
- Biomassa seca da
macrófita aquática Salvinia sp.
3.1.2 - Solução dos íons metálicos cobre e zinco
As soluções de cobre utilizadas foram preparadas dissolvendo o sal sulfato de
cobre (CuSO
4
.5H
2
O) em água deionizada. As soluções de zinco utilizadas foram
preparadas dissolvendo o sal sulfato de zinco (ZnSO
4
.7H
2
O) em água deionizada.
3.1.3 - Soluções para caracterização da água residuária
Todos os reagentes preparados para a caracterização do efluente possuíam
grau analítico e, todas as soluções foram preparadas utilizando-se água destilada
e/ou deionizada.
3.1.4 - Caracterização do local do experimento e amostragem
O substrato utilizado no experimento foi água residuária proveniente de uma
típica fecularia, situada no município de Toledo-PR. A manipueira é o principal
resíduo líquido gerado, sendo tratado através do sistema com nove lagoas de
estabilização.
Foram selecionados dois pontos de amostragem para a coleta do efluente
líquido: a caixa de entrada do sistema de tratamento (efluente bruto) e a caixa de
saída da última lagoa (efluente tratado), com o objetivo de caracterizar a manipueira
gerada pela indústria, e também o efluente final, para avaliar a eficiência do sistema
de tratamento adotado.
Realizou-se uma única coleta do resíduo líquido em bombonas de 20L, os
27
quais foram distribuídos em volumes menores, sendo posteriormente congelados e
utilizados durante todo o desenvolvimento desta pesquisa. Este procedimento teve
como objetivo manter-se a homogeneidade das amostras ao longo do projeto.
A metodologia para coleta das amostras foi baseado no Guia de Coleta e
Preservação de Amostras de Água (Agudo, 1988). Em todos os testes realizados
nesta pesquisa utilizou-se como substrato o efluente tratado, ou seja, o resíduo
líquido coletado após o tratamento no sistema de lagoas de estabilização.
3.2 - Métodos
3.2.1 - Caracterização do efluente
A Tabela 3.1 mostra os parâmetros analisados para a caracterização do
efluente, bem como os métodos utilizados para tal caracterização.
Tabela 3.1
- Parâmetros estudados e métodos utilizados nas análises físico-
químicas da manipueira
Parâmetros Método
pH Potenciométrico
Temperatura (T) Leitura
Alcalinidade Total Titulométrico
Acidez Titulométrico
Cloreto Total Titulométrico
Sólidos Totais (ST), Sólidos Totais Fixos
(STF), Sólidos Totais Voláteis (STV)
Método Gravimétrico
DQO Método da oxidação por dicromato - Refluxo fechado
Nitrogênio Amoniacal Método Nessler - Titulométrico
Nitrogênico Orgânico Diferença entre NTK e Nitrogênico Amoniacal
Nitrogênio Kjeldhal (NTK)
Processo de digestão com ácido sulfúrico,
catalisador e destilação.
(Método Kjeldhal)
Fósforo Total (P)
Método de digestão com persulfato ácido e reação
com molibdato de amônio e ácido ascórbico
Cádmio (Cd)
Método de quantificação por meio do
Espectrofotômetro de Absorção Atômica
Cobre (Cu)
Método de quantificação por meio do
Espectrofotômetro de Absorção Atômica
Zinco (Zn)
Método de quantificação por meio do
Espectrofotômetro de Absorção Atômica
Para a caracterização físico-química das amostras da manipueira e efluente
28
final, foram utilizadas as técnicas analíticas preconizadas no Standard Methods for
Examination of Water and Wastewater 20
th
(2000).
As análises foram realizadas em duplicata e posteriormente calculou-se a
taxa de remoção dos contaminantes, por meio da Equação 9 (SPERLING, 2005):
Taxa de Remoção = C
o
– C
f
x 100
(9)
C
0
em que C
o
e C
f
são a concentração inicial e final do poluente analisado na solução
(mg/L).
3.2.2 - Testes para seleção do tempo ideal de contato entre o efluente e a
biomassa seca
Para a definição do tempo ideal de residência do efluente com a biomassa
seca da macrófita aquática Salvinia sp. foram realizados experimentos em batelada,
em condições pré-estabelecidas. Frascos erlenmeyer, sem tampa, contendo cerca
de 5,5 g de biomassa (base seca) e 150 mL do efluente tratado foram mantidos sob
agitação constante em “shaker”, com temperatura controlada em 30
0
C.
O mesmo procedimento foi realizado com 150 mL de efluente e sem a
Salvinia sp. (ensaios de controle), a fim de comparar os resultados da remoção de
nitrogênio, fósforo e DQO, nos experimentos com e sem a biomassa.
O tempo total de duração dos ensaios foi de quatro dias (96h). O pH da
solução foi medido nos seguintes intervalos de tempo: 0, 5, 10, 20, 30, 40, 60 min, 2,
4, 12, 24, 48, 72 e 96h. O acompanhamento da concentração de nitrogênio, fósforo
e DQO foi realizada a cada 24 horas.
Em cada tempo de contato as soluções foram filtradas em papel filtro comum
0,45 mm, diluídas e analisadas em relação à concentração de nitrogênio, fósforo,
matéria orgânica e pH.
29
3.2.3 - Testes para avaliação da capacidade de remoção do nitrogênio, fósforo
e DQO e biossorção dos íons metálicos zinco, cobre e cádmio, utilizando como
ferramenta estatística o planejamento experimental
Tendo como objetivo estudar as variáveis importantes no processo de
remoção do nitrogênio, fósforo, DQO, Zn, Cu e Cd no tratamento de efluentes de
fecularia com macrófita aquática (Salvinia sp.) seca, elaborou-se um planejamento
experimental com a finalidade de verificar a influência de três variáveis
independentes: pH inicial, concentração inicial de biomassa e velocidade de
agitação.
A Tabela 3.2 apresenta os valores codificados e reais para as variáveis do
planejamento experimental e a Tabela 3.3 mostra a matriz de planejamento. Neste
estudo foram escolhidos os níveis para cada variável, conforme os seguintes
critérios: o pH com o intuito de abranger uma faixa suficientemente larga, com pH
básico até levemente ácido; o intervalo de agitação representa uma faixa variando
de um sistema sem agitação até uma agitação máxima de 150 rpm, que seria o
limite máximo a ser utilizado em condições operacionais, e os níveis de
concentração de biomassa foram definidos com base em dados obtidos na literatura
(ABREU, 2004).
Para o estudo dos parâmetros, utilizou-se como técnica do planejamento
fatorial o delineamento composto central rotacional - DCCR, baseado na
Metodologia de Superfície de Resposta (BARROS NETO, SCARMINIO & BRUNS,
2002; RODRIGUES & IEMMA, 2005), sendo as variáveis independentes indicadas
na Tabela 3.2.
Tabela 3.2
- Valores codificados e reais para as variáveis do planejamento
experimental
Variável
Nível
-1,68 -1 0 +1 +1,68
pH 5 5,8 7,0 8,2 9,0
A (rpm) 0 30 75 120 150
C (g/mL) 0 0,0013 0,0033 0,0053 0,0067
30
Tabela 3.3
- Planejamento Experimental (DCCR) para 3 variáveis, com triplicata no
ponto central
Ensaio
Variável
pH A C
1 - 1 -1 -1
2 + 1 -1 -1
3 - 1 + 1 - 1
4 + 1 + 1 - 1
5 - 1 - 1 + 1
6 +1 - 1 + 1
7 - 1 + 1 + 1
8 + 1 + 1 + 1
9 -1,68 0 0
10 +1,68 0 0
11 0 -1,68 0
12 0 +1,68 0
13 0 0 -1,68
14 0 0 +1,68
15 0 0 0
16 0 0 0
17 0 0 0
O planejamento totalizou 17 experimentos incluindo triplicata no ponto central,
os quais foram executados em seqüência aleatória, conforme a matriz de
planejamento apresentada na Tabela 3.3. Este tipo de planejamento permite a
obtenção de modelos matemáticos com parâmetros lineares e quadráticos (múltipla
regressão) das variáveis estudadas. São calculados os efeitos principais e de
interação das variáveis, os seus respectivos coeficientes para o modelo matemático,
bem como a análise de variância - ANOVA para determinar a validade do modelo.
Os efeitos das variáveis são descritos como a diferença entre a resposta
média no nível superior e a resposta média no nível inferior. Para se determinar a
influência de um efeito no sistema, compara-se a magnitude do valor desse efeito ao
erro experimental, por meio da estatística “t” de Student, no intervalo de confiança de
95%.
No tipo de planejamento usado (DCCR com 3 variáveis) os oito primeiros
ensaios referem-se ao planejamento fatorial completo 2
3
, com níveis -1 e +1, cuja
função é fornecer os parâmetros lineares (L) do modelo de regressão. Os seis
próximos ensaios apresentam os pontos axiais (níveis: -1,68; 0 e +1,68), cuja função
é fornecer os parâmetros quadráticos (Q) do modelo de regressão. Os últimos 3
ensaios (nível 0) são uma triplicata no ponto central, cujo objetivo é avaliar o erro
experimental (padrão) do planejamento.
31
Para o estudo da avaliação da capacidade de remoção do nitrogênio, fósforo e
DQO, com o uso da biomassa seca da Salvinia sp. foram realizados experimentos
em batelada, e em diferentes condições de pH, concentração inicial de biomassa e
agitação, conforme condições estabelecidas no planejamento experimental. O
estudo foi realizado em frascos erlenmeyer de 250 mL, contendo 150 mL da solução,
com uma concentração de biomassa determinada no planejamento experimental. Os
frascos foram mantidos em temperatura ambiente, sob agitação constante em um
agitador mecânico e com ajuste do pH, conforme definido pelo ensaio. Para a
correção do pH da solução foram utilizadas as soluções 0,1 N de hidróxido de sódio
e 0,01 N de ácido clorídrico.
Após o tempo de contato de 96h, a fase líquida foi separada do biossorvente
por meio de filtração em papel filtro comum 0,45 mm, e a partir daí foram retiradas
amostras para análises de DQO, nitrogênio, fósforo, zinco, cobre e cádmio. As
concentrações das espécies metálicas presentes na solução em cada frasco foram
determinadas por espectrofotometria de absorção atômica. Todos os ensaios foram
realizados em duplicata.
Através da combinação dos diferentes níveis apresentados no planejamento
experimental foi possível analisar o efeito independente de cada variável na resposta
de remoção, assim como a interação entre as mesmas.
3.2.4 - Biossorção
3.2.4.1 - Estudo de equilíbrio da biossorção para sistema monocomponente
dos íons cobre e zinco
Para o estudo do equilíbrio da sorção monocomponente dos íons, cobre e
zinco pela biomassa da macrófita aquática foram realizados experimentos em
batelada e em duplicata, em pH 5,0. A faixa de concentração da solução inicial das
soluções foi de 0,64 a 9,79 meq/L para o íon zinco
32
Para a correção do pH da solução foram utilizadas as soluções 0,1 N de
hidróxido de sódio e 0,01 N de ácido clorídrico, e ajustou-se o pH em valor 5,0. O
tempo de duração dos ensaios de equilíbrio foi de 36h. Ao final do experimento, a
fase líquida foi separada do biossorvente por meio de filtração em papel filtro 0,45
mm. As concentrações, inicial e de equilíbrio dos íons metálicos do sistema
monocomponente foram determinadas em espectrofotômetro de absorção atômica.
Os ensaios foram realizados em duplicata.
Os dados de equilíbrio das isotermas binárias foram avaliados por modelos de
isotermas Langmuir, Freundlich, Temkin, Redlich-Peterson, Sips, Khan, Radke-
Prausnitz e Toth. A quantidade de cada íon metálico biossorvida (Q) pela biomassa
seca da Salvinia sp. foi calculada a partir da equação a seguir (VIJAYARAGHAVAN
et al. 2006):
(
)
M
CCV
Q
f
−
=
0
(10)
em que Q corresponde à concentração de cobre ou zinco removida pelo
biossorvente em (meq/L); V o volume da solução (L); M à massa do material
biossorvente (mg) (base seca) e, C
0
e C
f
representam a concentração inicial e
concentração de equilíbrio final da solução de cobre ou zinco (meq/L),
respectivamente.
3.2.5 - Confirmação dos resultados
A partir dos resultados obtidos na avaliação de capacidade de remoção dos
nutrientes e matéria orgânica e na biossorção dos íons metálicos foi realizada uma
nova etapa de experimentos, para determinar a percentagem de remoção dos
contaminantes estudados em relação ao tempo.
A validação dos resultados foi realizada em frascos erlenmeyer, contendo 150
mL do efluente tratado e nas condições ótimas das variáveis independentes
estudadas (pH, concentração de biomassa e agitação) no planejamento
experimental. O tempo de duração dos ensaios foi de 6 dias, e em intervalos pré-
determinados (a cada 24 horas), retirou-se o frasco de erlenmeyer do agitador
mecânico orbital, e as amostras foram diluídas, filtradas em papel filtro comum 0,45
33
mm e analisadas em relação à concentração dos parâmetros estudados. Os ensaios
foram realizados em duplicata.
O mesmo procedimento foi realizado, mas sem a correção do pH, a fim de
verificar a influência deste procedimento na eficiência de remoção.
34
4 - RESULTADOS E DISCUSSÃO
4.1 - Caracterização físico-química do efluente líquido
A Tabela 4.1 mostra os resultados obtidos referentes à caracterização da
manipueira (efluente bruto) e do efluente tratado (saída da lagoa), bem como a
eficiência da remoção de alguns parâmetros avaliados.
Tabela 4.1
- Caracterização da manipueira e do efluente final e a eficiência de
remoção no sistema de lagoas
Parâmetro Unidade Efluente bruto Efluente tratado
Eficiência
(%)
DQO mgO
2
/L 32.000,0 20.480,0 36,0
Fosfato Total mgPO
4
-
3
/L 412,2 372,9 9,52
Fósforo mgP/L 134,4 121,6 9,52
N. amoniacal mgNH
3
/L 10,8 7,2 33,33
N. Total (NTK) mgN/L 165,2 350,0 -
N. Orgânico mgN/L 154,4 342,8 -
ST mgST/L 6000,0 7000,0 -
STF mgSTF/L 2000,0 2000,0 -
STV mgSTV/L 4000,0 5000,0 -
Cloretos mgNaCl/L 35,0 339,0 -
Cloretos mgCl/L 21,2 205,6 -
Alcalinidade mg/L 20,0 100,0 -
Acidez mgCO
2
/L 706,6 715,4 -
Acidez mgCaCO
3
/L 803,0 813,0 -
pH - 5,0 5,2 -
T. ambiente
0
C 32,0 32,0 -
T. amostra
0
C 24,0 24,0 -
Cd mg/L
0,041 0,035 14,63
Cu mg/L
0,259 0,350 -
Zn mg/L
0,962 0,940 2,29
35
Na tabela 4.1, observa-se que o sistema de tratamento recebe elevada carga
orgânica, não diferindo muito da literatura para tais efluentes.
Analisando esta tabela, verifica-se que a DQO apresentou um valor bem
elevado, 32.000 mg/L, estando na faixa observada por Lamo & Menezes (1979),
citados por CEREDA (2001) de 6.200-51.200 mg/L.
As concentrações médias de Fósforo, Fosfato Total, Nitrogênio Total,
Orgânico e Amoniacal, encontram-se próximos às concentrações obtidas por Cereda
& Fioretto (1983); Lamo & Menezes (1979) citados por CEREDA (2001). No entanto
observa-se a baixa eficiência na remoção destes poluentes, ou até mesmo, o
aumento da concentração no decorrer do tratamento. Este fato pode ser explicado,
devido ao baixo pH do efluente, o que dificulta a remoção de nutrientes, e/ou
assoreamento das lagoas de tratamento.
Desta forma, torna-se necessária a utilização de lagoas de polimento,
promovendo remoção adicional dos nutrientes. Como exemplo deste método, cita-se
as lagoas com macrófitas aquáticas, devido à importância deste instrumento para a
eficiência global do sistema de tratamento.
Em relação aos metais pesados, observa-se uma pequena concentração
destes poluentes no efluente bruto; entretanto, após o tratamento utilizado a
concentração continua praticamente constante, pois este processo não é adequado
para a remoção de íons metálicos.
De acordo com as eficiências de remoção obtidas para os parâmetros DQO,
nitrogênio, fósforo e metais pesados, no sistema de lagoas de estabilização, verifica-
se a necessidade da utilização de um tratamento complementar, com o objetivo de
melhorar o desempenho do tratamento secundário de águas residuárias, oferecendo
um polimento final no efluente.
4.2 - Testes para seleção do tempo ideal de contato entre o efluente e a
biomassa seca
O objetivo destes ensaios foi determinar o tempo ideal de contato entre o
efluente e a biomassa seca da
Salvinia
sp., analisando-se a variação dos seguintes
parâmetros: pH, fósforo, nitrogênio e DQO, em relação ao tempo.
36
Na Figura 4.1, observa-se o comportamento do pH ao longo do tempo, para
ambos efluentes, com macrófita e controle (referente aos ensaios sem macrófita). O
comportamento é semelhante, com o pH praticamente constante até 12h,
posteriormente aumentando o seu valor até atingir 8,40 e 8,39, nos testes com
macrófita e controle, respectivamente. Este aumento ocorre devido à biodegradação
da matéria orgânica, e da provável oxigenação da solução, devido a agitação.
Figura 4.1
- Evolução do pH ao longo do tempo
Durante os testes observou-se que o efluente com um pH inicial entre 4 e 5,
apresentava um odor semelhante ao cianídrico, e após 48h de agitação, observou-
se um odor forte, característico de “leite azedo”, com a elevação do pH para a faixa
de 6 a 8, provavelmente devido à fermentação da manipueira. Depois de 72h de
agitação, quando o pH atingiu valores superiores à 8, o efluente não apresentava
mais nenhum odor desagradável, provavelmente indicando uma degradação da
matéria orgânica. Estes dados observados durantes os testes, corroboram com as
características obtidas por Branco (1967), citado por CEREDA (1994), que durante
pesquisas com manipueira, afirma que após 3 dias de agitação constante, o efluente
apresentava um odor típico de “mofo” que caracterizava uma elevação do pH,
indicando estabilização do meio.
37
Segundo Sperling (2005), o valor de pH obtido no tempo de 96h (8,40 e 8,39)
favorece a remoção de nitrogênio pela volatilização da amônia e incremento da
precipitação dos fosfatos insolúveis.
A Figura 4.2, apresenta os resultados da evolução da concentração de DQO
com o tempo.
Figura 4.2
- Evolução da DQO ao longo do tempo
Observa-se por meio dos resultados apresentados no gráfico, que nos
ensaios de controle obteve-se uma redução de 53,12% do material orgânico, com
uma concentração inicial de 20.480 mg/L e após o tratamento, uma concentração
final de 9.600 mg/L. Nos testes com a biomassa, a redução foi de aproximadamente
76,56%, ou seja, o efluente final atingiu uma concentração de 4.800 mg/L de DQO.
Esta taxa de redução está na média das pesquisas realizados na remoção de
material orgânico com macrófitas aquáticas vivas, como por exemplo, SOUZA &
BERNARDES (1996) que obtiveram uma eficiência média de redução de DQO de
62,70% em um sistema de leitos cultivados com a macrófita
Typha
.
Observando os resultados, percebe-se que apesar da elevada taxa de
remoção da matéria orgânica nos testes com a macrófita seca, os números
absolutos estão bem elevados na saída. Todavia, nota-se que os valores da entrada
também são bastante elevados. No entanto, verifica-se a superioridade na remoção
de DQO, quando se utiliza a biomassa em contato com o efluente.
38
A Figura 4.3 mostra a evolução da concentração do fósforo no decorrer do
tempo.
Figura 4.3
- Evolução do fósforo ao longo do tempo
Observa-se pelos resultados, que ao final de 96h, os valores da concentração
de fósforo reduziram 85,20% e 90,13%, no caso dos ensaios com e sem biomassa,
respectivamente. No entanto, no sistema com a macrófita, houve uma queda brusca
na concentração de fósforo nas primeiras 8h de contato, com uma redução de
91,78%, enquanto no sistema sem a biomassa seca, a concentração manteve-se
constante.
Comparando os resultados das unidades operadas com e sem biomassa
seca, verificam-se desempenhos semelhantes quanto à remoção de fósforo após o
intervalo de 8h, com as concentrações oscilando. Neste sentido, não é possível
afirmar claramente em qual experimento obteve-se melhores porcentagens de
remoção de fósforo. Assim, fez-se as médias das concentrações obtidas no intervalo
de 24-96h, com o intuito de verificar a remoção média do fósforo.
Calculando a concentração média neste período, verifica-se uma redução de
87,87% de fósforo, no sistema com a biomassa seca, e 83,55% de remoção no
ensaio de controle.
A Figura 4.4 apresenta os resultados obtidos para a remoção de nitrogênio,
verificando-se uma redução de 98,88% deste parâmetro, utilizando-se a biomassa
seca, e 79,20% de redução de nitrogênio no ensaio de controle.
39
Figura 4.4
- Evolução do nitrogênio ao longo do tempo
Observando a evolução do nitrogênio ao longo do tempo, nota-se que após
48h de contato do efluente com a biomassa, com a solução em pH próximo à 7,
ocorreu uma redução considerável na concentração de nitrogênio (em torno de
98%). Esta concentração continua decaindo até o intervalo de 72h, mantendo-se
constante até o final do experimento.
Portanto, observando os dados obtidos, verifica-se a influência da utilização
da biomassa seca da
Salvinia
sp. nas taxas de remoção de DQO, nitrogênio e
fósforo, que foram superiores em 24%, 20% e 5%, respectivamente, quando
comparadas aos ensaios de controle.
Vale ressaltar, que ao final de cada intervalo de contato entre o efluente e a
macrófita seca, a solução foi filtrada, com o objetivo de separar a biomassa do
soluto, para a análise dos parâmetros estudados nesta pesquisa. Desta forma, pode-
se afirmar que durante a filtração, uma quantidade de sólidos provavelmente ficou
retida no filtro, contribuindo para uma maior redução da matéria orgânica e
nutrientes. No entanto, este fato não descaracteriza a ação da S
alvinia
sp.
seca,
pois a filtração foi realizada nos sistemas com e sem macrófita.
Verificou-se uma concentração final de DQO de 4800 e 9600 mg/L, nos
ensaios com biomassa e controle, respectivamente, entretanto a legislação define
um limite máximo de 275 mg/L. Nos testes com a biomassa, a concentração final de
nitrogênio e fósforo foi de 3,92 mg/L e 18 mg/L, respectivamente, e nos ensaios de
controle, obteve-se um valor de 72,80 e 12 mg/L, enquanto a legislação permite uma
40
concentração máxima de 15 mg/L de nitrogênio e 2,5 mg/L de fósforo.
Comparando os resultados obtidos nos ensaios com os valores estabelecidos
pela Resolução CONSEMA n
0
128/2006, observou-se que as concentrações de
nitrogênio e DQO não estão dentro dos limites estabelecidos pela legislação,
enquanto no caso de remoção de nitrogênio, obteve-se uma concentração dentro
dos limites estabelecidos pela norma, no sistema operado com a biomassa seca.
Analisando estes resultados, justifica-se a adição da macrófita aquática no
tratamento deste efluente, pois a mesma auxilia a remoção de nutrientes e matéria
orgânica.
De acordo com os resultados obtidos verificou-se que o tempo ideal de
contato foi de 96h, entretanto devem-se realizar novos testes objetivando o estudo
dos parâmetros operacionais que podem influenciar no processo de remoção destes
poluentes.
4.3 - Estudo dos parâmetros operacionais da remoção de nutrientes e matéria
orgânica, usando como ferramenta estatística o planejamento experimental
A Tabela 4.2 mostra os resultados obtidos no planejamento com a resposta
(eficiência de remoção) em cada combinação de níveis para as variáveis de entrada
estudadas, enquanto a Tabela 4.3 apresenta os resultados relacionados à
concentração final dos parâmetros. Os valores em negrito e itálico, ilustrados nas
tabelas, representam os maiores e menores resultados obtidos para os sistemas
experimentais.
Os melhores resultados foram obtidos no ensaio 2, no caso de remoção de
nitrogênio e DQO, e no ensaio 3, no processo de remoção de fósforo. Para melhor
avaliação dos efeitos das variáveis operacionais, os resultados da capacidade de
remoção obtidos para os diferentes parâmetros foram analisados separadamente, a
partir da determinação dos valores estaticamente significativos.
41
Tabela 4.2
- Eficiências de remoção (%) obtidas experimentalmente para o
planejamento fatorial rotacional com triplicata no ponto central, nas condições de
entrada (níveis codificados)
Ensaios
Variáveis Eficiência de remoção (%)
pH A C DQO N P
1 -1 -1 -1 92,19 99,94 99,51
2 +1 -1 -1 97,91 99,96 99,42
3 -1 +1 -1 84,37 99,92 99,67
4 +1 +1 -1 76,56 99,85 99,26
5 -1 -1 +1 84,37 99,81 99,34
6 +1 -1 +1 85,94 99,80 98,60
7 -1 +1 +1 95,31 99,86 99,01
8 +1 +1 +1 84,37 99,95 99,51
9 -1,68 0 0 47,91 99,53 99,01
10 +1,68 0 0 87,50 99,91 99,09
11 0 -1,68 0 85,94 99,88 98,78
12 0 +1,68 0 94,79 99,93 99,42
13 0 0 -1,68 63,54 99,72 99,09
14 0 0 +1,68 68,75 99,94 99,34
15 0 0 0 58,33 99,68 98,93
16 0 0 0 68,75 99,69 99,18
17 0 0 0 68,75 99,70 98,89
Tabela 4.3
- Resultados do planejamento experimental rotacional com triplicata no
ponto central, da etapa do tratamento com a biomassa seca, em termos de
concentração final de DQO, N e P em mg/L
Ensaios
Concentração (mg/L)
DQO N P
1 1600,10 0,20 0,60
2 427,00 0,14 0,70
3 3200,00 0,29 0,40
4 4800,10 0,52 0,90
5 3200,00 0,65 0,80
6 2880,10 0,70 1,70
7 960,10 0,48 1,20
8 3200,00 0,17 0,60
9 10.667,00 1,66 1,20
10 2560,00 0,32 1,10
11 2880,10 0,43 1,49
12 1067,00 0,24 0,70
13 7467,00 0,98 1,10
14 6400,00 0,20 0,80
15 8532,99 1,12 1,30
16 6400,00 1,08 1,00
17 6400,00 1,05 1,35
42
4.3.1 - Remoção de DQO
Conforme os valores apresentados na Tabela 4.2, a faixa de remoção de
DQO foi de 47,91% até 97,91%. A taxa máxima de remoção ocorreu no ensaio 2 que
apresentava um pH inicial de 8,2, agitação de 30 rpm e uma concentração de
biomassa de 0,0013g/mL. A taxa mínima de remoção ocorreu no ensaio 9, com um
pH de 5,0, agitação de 75 rpm e concentração de biomassa de 0,0033g/mL.
Em relação à remoção de DQO, na Tabela 4.4 são apresentados os
coeficientes de cada variável estudada, assim como os valores dos efeitos, seus
respectivos erros padrões e p-valor. Os fatores considerados significativos para o
processo de remoção da DQO estão apresentados em negrito e itálico.
Tabela 4.4
- Efeitos e coeficientes de regressão para a resposta DQO (intervalo de
confiança de 95%)
Fatores Efeito Coef. Reg. Erro Padrão p-valor
Média 64,46 64,46 7,63 0,00
pH (L) 8,07 4,03 3,58 0,30
pH (Q) 7,21 3,60 3,95 0,39
A (L) -0,72 -0,36 3,58 0,92
A (Q) 23,26 11,63 3,95 0,02
C (L) e -0,03 3,588R0FUõJJUàêR,F;õàéééNR3FUõJJUàêR0FzJõxáxõxôá)Wo;õéà;N;áz;UõU;xxá)>oxNRHF;õJ;xàUR F;õôU;JêR(FzUJTôôNTxR FzôUé;õ) 3,60 3,60 3,956R0FUõJJUàêR,F;õàéNôôééTõJJUàêR0FzJõ;éNT;R Fy)âoz;õéàôêJáz;Uõêá)>okRpFUõJJNxNRHF;õJ;xàURpFUõJJN;õéà;N;áz;xNõxz;õTéêêR,F;õàôõàxõJJUõJJUàêR9FzJõ;éNT;R Fy)âoNõéàéTxáz;Uõêá)>okRAFàõ;ôéNTR F;õôxJJêR(F;õàJàêõTUáUáéêR9FzJ72xR FzxJUNU3 7,7260 3,07 3,581R0FUõJJUàêR,F;õàéxNõJJUàzéáéá;á
pHp ,
43
Efeito Estimado (Valor Absoluto)
-0,100
0,158
-0,195
-0,695
0,773
0,913
1,029
1,126
2,946
p=0,050
A(L)
C(L)
pH(L) x C(L)
pH (L) x A(L)
C(Q)
pH(Q)
A(L) x C(L)
pH(L)
A(Q)
-0,5 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5
Figura 4.5
- Diagrama de Pareto para o processo de remoção da DQO, com 95% de
intervalo de confiança
Analisando-se a Figura 4.5, pode ser inferido que a agitação foi à única
variável significativa no processo de remoção da DQO. O valor positivo do seu
coeficiente significou que o processo de remoção de matéria orgânica no sistema
utilizando a biomassa da
Salvinia
sp. foi favorecido em maiores valores de agitação,
ou seja, o valor positivo deste coeficiente significa que a taxa de eficiência de
remoção de DQO no sistema estudado tende a aumentar com o aumento da
agitação.
Como observado na Tabela 4.4 e Figura 4.5, a variável agitação apresentou
influência significativa sobre os valores da capacidade de remoção da matéria
orgânica para a biomassa estudada. Esta variável é importante, pois a agitação
causa um turbilhonamento no efluente, que propicia a penetração de oxigênio
atmosférico na massa líquida, que ele se dissolve (SPERLING, 1996). Segundo Van
Haandel & Marais (1999) a agitação é aplicada para efetuar a transferência de
oxigênio atmosférico para o efluente, onde é consumido para oxidação de material
orgânico. Neste sentido, a agitação é importante para manter as condições aeróbias
necessárias para o processo de oxidação da matéria orgânica.
Os experimentos para remoção da DQO foram realizados em erlenmeyers
com controle da rotação, constituídos com a biomassa seca (
Salvinia
sp.). Neste
processo de tratamento do resíduo feito em laboratório, a luz não penetra
significativamente no líquido contido nos erlenmeyers, sendo assim, os
microorganismos heterótrofos, são os organismos de real importância neste
44
tratamento.
Provavelmente neste sistema estudado, obteve-se um sistema aeróbio, que
foi fundamental para a remoção da matéria orgânica. Segundo Abreu (2003), o
sistema combinado aeróbio tem provado ser uma opção viável para o tratamento de
águas residuárias por promover a oxidação carbonácea, a nitrificação, a
desnitrificação e a remoção biológica do fósforo, permitindo que os padrões de
lançamento sejam atingidos.
Possivelmente, a macrófita aquática influencia no processo de remoção de
matéria orgânica, pois funciona como um meio suporte, para o crescimento de
microorganismos responsáveis pela oxidação da matéria orgânica. Segundo
Chernicaro et al. (1996), esta biomassa serve como meio de suporte para o
crescimento de microorganismos responsáveis pela oxidação, além deste material
constituir-se num eficaz meio filtrante.
De acordo com Domingues (2005), nos sistemas onde o crescimento da
biomassa se dá de forma dispersa os mecanismos dependem em grande parte da
capacidade da biomassa (matéria orgânica) em formar flocos ou grânulos e
sedimentar. Nos sistemas onde há um meio suporte como por exemplo, a
Salvinia
sp. seca, para sustentação da biomassa, a retenção se dá pela aderência dos
microrganismos, formando o biofilme e também fisicamente nos interstícios.
Conforme o autor, o princípio de purificação dos efluentes nos sistemas
utilizando meios filtrantes está baseado na biofiltração através de um meio granular
que serve para dois propósitos:
•
conversão biológica da matéria orgânica pelos microorganismos que estão
aderidos ao meio suporte;
•
retenção física de partículas suspensas por meio de filtração através do leito
filtrante.
Assim, o efluente quando em contato com a biomassa, promove o contato
entre os microorganismos e o material orgânico; sendo que uma parte desta matéria
orgânica é removida através do processo de oxidação, e outra parte que fica retida
no meio filtrante, e eliminada durante o processo de filtração.
Segundo Braile & Cavalcante (1993), outra finalidade da utilização da
macrófita aquática seca é a sua contribuição na remoção de substâncias não-
biodegradáveis, que não seriam facilmente removidas no tratamento biológico.
45
A concentração final de DQO nos ensaios ficou na faixa compreendida entre
427 mg/L e 10.667 mg/L. De acordo com os valores estabelecidos pela Resolução
CONSEMA n
0
128/2006, o limite máximo permitido de DQO é de 275 mg/L. Assim
em termos de atendimento aos padrões de lançamento, as concentrações de DQO
obtidas nos ensaios ainda são superiores aos padrões estabelecidos por esta
legislação. No entanto, as taxas de eficiência obtidas neste sistema foram altas,
atingindo uma taxa de remoção superior a 97%, no ensaio 2.
A seguir são apresentados, a título de ilustração, resultados obtidos por
alguns autores, em estudos feitos com diferentes tecnologias de tratamento de
efluentes industriais de fecularia. Ressalta-se que os diferentes tipos de processos,
bem como as diferentes concentrações iniciais de poluentes torna extremamente
difícil estabelecer algum parâmetro de comparação entre os resultados.
A Tabela 4.5 apresenta diferentes tipos de processo e a taxa de remoção em
cada um destes sistemas.
Tabela 4.5
- Resultados obtidos de eficiência de remoção de DQO, em diferentes
estudos realizados no tratamento de efluentes industriais de fecularia
Tipo de processo Eficiência de remoção (%) Referência
Lodos ativados e lagoas
aeradas em série
87 a 91
PATZA et al. (1983)
Reator anaeróbio e reator de
leito de lodo
90 ANRAIN (1983)
Reatores de bancada de
mistura completa
76 FERNANDES (1989)
Sistema composto de
decantador + reator UASB +
lodo ativado + lagoa de
estabilização
94 HIEN et al. (1999)
Biodigestor com separação
de fases e estabilização do
pH
88,5 BARANA & CEREDA (2000)
Sistema contínuo de
biodigestão anaeróbia, com
separação de fases, em
escala piloto
77 FEIDEN (2001)
Lagoas de estabilização com
tempo de retenção de 30 dias
96,3 CAMPOS et al. (2006)
Reator horizontal de fluxo
contínuo
95,3 a 99,2 KUCZMAN et al. (2007)
Sistema composto pela
biomassa seca da Salvinia
sp.
48 a 98 Presente estudo (2008)
46
4.3.2 - Remoção de nitrogênio
De acordo com os resultados do planejamento experimental, observa-se que
a faixa de remoção de nitrogênio foi de 99,53% até 99,96%. A taxa máxima de
remoção, ocorreu no ensaio 2 que apresentava um pH inicial de 8,2, agitação de 30
rpm e uma concentração de biomassa de 0,0013g/mL. A taxa mínima de remoção foi
no ensaio 9, com um pH de 5,0, agitação de 75 rpm e concentração de biomassa de
0,0033g/mL.
Em relação à remoção de nitrogênio, na Tabela 4.6 são apresentados os
coeficientes de cada variável estudada, assim como os valores dos efeitos, seus
respectivos erros padrões e os valores do p-valor. Os fatores significativos para o
processo estão apresentados em negrito e itálico.
Tabela 4.6
- Efeitos e coeficientes de regressão para a resposta nitrogênio, para
intervalo de confiança de 95%
Fatores Efeito Coef. Reg. Erro Padrão p-valor
Média 99,69 99,69 0,06 0,00
pH (L) 0,10 0,05 0,03 0,15
pH (Q) 0,05 0,02 0,03 0,51
A (L) 0,02 0,01 0,03 0,72
A (Q) 0,18 0,09 0,03 0,03
C (L) 0,10 0,00 0,03 0,76
C (Q) 0,13 0,06 0,03 0,10
pH (L) x
A (L)
0,01 0,00 0,04 0,95
pH (L) x
C (L)
0,03 0,01 0,04 0,71
A (L) x
C(L)
0,08 0,04 0,04 0,33
Analisando esta tabela e o Diagrama de Pareto (Figura 4.6), que mostra os
valores nas colunas horizontais que correspondem ao “t” de Student calculado para
cada variável ou interação, visualiza-se facilmente que a agitação foi a variável mais
importante do processo de remoção de nitrogênio. Neste caso, somente o termo
quadrático da agitação foi significativo, num intervalo de confiança de 95%. O
coeficiente desta variável é positivo, indicando que a eficiência de remoção de
nitrogênio deve aumentar com o aumento do grau de agitação.
47
Efeito Estimado (Valor Absoluto)
0,066
0,316
0,379
0,393
0,699
1,046
1,608
1,912
2,662
p=0,050
pH(L) x A(L)
C(L)
A(L)
pH(L) x C(L)
pH(Q)
A(L) x C(L)
pH(L)
C(Q)
A(Q)
-0,5 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0
Figura 4.6
- Diagrama de Pareto para o processo de remoção de nitrogênio, com
95% de intervalo de confiança
A agitação influencia o processo de remoção de nitrogênio pois causa um
turbilhonamento, expondo o líquido, na forma de gotículas, ao ar, e ocasionando a
entrada do ar atmosférico no meio líquido, gerando assim um ambiente onde
proliferam microrganismos aeróbios, responsáveis pela oxidação da matéria
nitrogenada (SPERLING, 1996).
Possivelmente, os principais mecanismos que promoveram a remoção de
nitrogênio, foram os fenômenos de nitrificação e desnitrificação. A nitrificação é a
oxidação biológica de amônia, tendo como produto final o nitrato. No primeiro passo
a amônia é oxidada para nitrito através da ação bioquímica de bactérias do gênero
Nitrossomonas
. O seguinte passo, a oxidação de nitrito para nitrato e mediado por
bactérias do gênero
Nitrobacter
(VAN HAANDEL & MARAIS, 1999). Na nitrificação
estão envolvidos microorganismos autótrofos quimiossintetizantes, para os quais o
gás carbônico é a principal fonte de carbono, e a energia é obtida através da
oxidação de um substrato inorgânico, como a amônia a formas mineralizadas
(SPERLING, 1996). A transformação da amônia em nitritos é realizada de acordo
com a seguinte reação:
2 NH
4
+
–N + 3 O
2
2 NO
-
–N + 4 H
+
+ 2 H
2
0
(11)
Enquanto a oxidação de nitritos a nitratos pode ser expressa pela equação
12:
Nitrosomonas
48
2NO
-
–N + 0
2
2 NO
3
-
–N
(12)
A desnitrificação é a redução biológica de nitrato para nitrogênio molecular,
tendo-se o material orgânico como redutor (VAN HAANDEL & MARAIS, 1999). De
acordo com Sperling (1996), em condições anóxicas (ausência de oxigênio, mas
presença de nitratos), os nitratos são utilizados por microorganismos heterotróficos
como o aceptor de elétron, em substituição ao oxigênio. Neste processo,
denominado desnitrificação, o nitrato é reduzido a nitrogênio gasoso, segundo a
reação:
2 NO
3
-
–N + 2 H
+
N
2
+ 2,5 O
2
+ H
2
0
(13)
Apesar da ação biológica responsável pela remoção do nitrogênio, a
biomassa seca da macrófita influencia no processo de redução deste parâmetro,
pois atua como um meio de suporte para a formação de uma película microbiana,
responsável pela estabilização. Esta biomassa propicia, que diferentes populações
de comunidades de microrganismos (bactérias, fungos, protozoários, leveduras entre
outros) cresçam aderidas a este meio suporte, proporcionando elevadas
concentrações de biomassa ativa (microorganismos) no seu interior (YENDO, 2003).
Além disso, a macrófita seca quando utilizada como biossorvente tem a
capacidade de incrementar a atividade biológica, pois adsorve compostos tóxicos
que poderiam inibir a atuação de microorganismos responsáveis pelo processo de
nitrificação e desnitrificação (METCALF & EDDY, 1991).
A concentração final de nitrogênio nos ensaios ficou na faixa compreendida
entre 0,14 mg/L (99,96%) e 1,66 mg/L (99,53%). De acordo com a Resolução
CONSEMA n
0
128/2006, o limite máximo permitido de nitrogênio para o lançamento
de efluentes é de 15 mg/L, neste sentido, em termos de atendimento aos padrões,
as concentrações de nitrogênio obtidas nos ensaios estão dentro do limite
estabelecidos pela legislação.
A seguir são apresentados, a título de ilustração, resultados obtidos por
alguns autores, no tratamento de efluentes industriais utilizando macrófitas aquáticas
vivas. Ressalta-se que os diferentes tipos de resíduos, bem como as diferentes
Nitrobac
t
e
r
49
concentrações iniciais de nitrogênio, torna-se difícil estabelecer algum parâmetro de
comparação entre os resultados.
Oliveira, Costa & Troglio (1995), utilizando lagoas anaeróbias para o
tratamento de dejetos suínos, com tempo de retenção de 26 dias, alcançaram
reduções de nitrogênio na faixa de 47%. Bavaresco (1998), em seus estudos
utilizando aguapés em lagoas piloto para tratamento terciário de dejetos suínos,
obteve resultados na faixa de 40 a 95% na remoção de nitrogênio.
Hussar et al. (2002) tratando efluentes de psicultura em leitos cultivados com
a macrófita aquática Taboa (
Typha
sp.) obtiveram uma remoção de 36,15%. Sousa
et al. (2004) alcançaram remoções de 66% de nitrogênio, tratando esgoto doméstico
através do tratamento em série com um reator UASB e três sistemas de
wetlands
,
composto pela macrófita aquática
Juncus
.
Comparando a eficiência de remoção obtida neste trabalho, com a utilização
da biomassa seca da
Salvinia
sp., com os obtidos em outras pesquisas que
utilizaram macrófitas aquáticas vivas para o tratamento de efluentes, pode-se
verificar um desempenho similar ou até mesmo superior nas taxas de remoção do
nitrogênio, devendo-se ressaltar ainda, as vantagens relacionadas à maior facilidade
do manejo quando utiliza-se a biomassa seca.
Muitos autores verificam mais problemas do que vantagens na utilização das
macrófitas aquáticas vivas. Segundo Sperling (1996) as plantas aquáticas crescem
bastante rápido, e é necessária uma infra-estrutura de remoção desta biomassa
compatível com a sua taxa de crescimento, de forma a impedir que as plantas
mortas se dirijam para o fundo da lagoa, onde ao sofrerem estabilização anaeróbia,
possibilitam a ressolubilização dos poluentes removidos. Enquanto no caso da
macrófita seca, a biomassa resultante é bem mais reduzida, tornando mais facilitado
uma destinação final adequada para este resíduo.
4.3.3 - Remoção de fósforo
Na Tabela 4.7 estão indicados os coeficientes e efeitos de cada variável e
suas interações do modelo matemático gerado para o planejamento composto
central, num intervalo de 95% de confiança, no processo de remoção de fósforo.
50
Tabela 4.7
- Efeitos e coeficientes de regressão para a resposta fósforo, para
intervalo de confiança de 95%
Fatores Efeito Coef. Reg. Erro Padrão p-valor
Média 98,99 98,99 0,19 0,00
pH (L) -0,09 -0,04 0,09 0,63
pH (Q) 0,11 0,05 0,10 0,59
A (L) 0,24 0,12 0,09 0,21
A (Q) 0,14 0,07 0,10 0,48
C (L) -0,14 -0,07 0,09 0,44
C (Q) 0,23 0,11 0,10 0,28
pH (L) x
A (L)
0,23 0,11 0,11 0,35
pH (L) x
C (L)
0,06 0,03 0,11 0,79
A (L) x
C(L)
0,14 0,07 0,11 0,55
A faixa de remoção de fósforo foi de 98,60% até 99,67%. A taxa máxima de
remoção, ocorreu no ensaio 3 que apresentava um pH inicial de 5,8, agitação de 120
rpm e uma concentração de biomassa de 0,0013g/mL. A taxa mínima de remoção foi
no ensaio 6, com um pH de 8,2, agitação de 30 rpm e concentração de biomassa de
0,0053g/mL.
Na figura 4.7 é apresentado o Diagrama de Pareto dos efeitos padronizados
em p = 0,050; os efeitos que se localizam a direita da linha tracejada são
significativos.
Efeito Estimado (Valor Absoluto)
0,271
-0,504
0,567
0,630
0,738
-0,824
0,991
1,172
1,393
p=0,050
pH(L) x C(L)
pH(L)
pH(Q)
A(L) x C(L)
A(Q)
C(L)
pH (L) x A(L)
C(Q)
A(L)
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0
Figura 4.7
- Diagrama de Pareto para o processo de remoção de fósforo, com 95%
de intervalo de confiança
51
Observando o Diagrama de Pareto, verifica-se que nenhuma variável foi
significativa no processo de remoção do fósforo, num intervalo de confiança de 95%.
A não influência dos parâmetros avaliados na remoção pode ser verificada uma vez
que foram obtidos resultados aproximadamente iguais em todos os ensaios.
De acordo com Mesplé et al. (1995) a principal forma de remoção do fósforo,
ocorre pela precipitação na forma de fosfatos insolúveis, quando os valores de pH
são superiores a 7,8. Conforme resultados obtidos no teste cinético (seção 4.2)
verificou-se um aumento do pH ao longo do tempo. Sendo assim, esta variável não
apresentou influência significativa sobre os valores de capacidade de remoção de
fósforo, pois o aumento do pH ocorre em todos os ensaios, em virtude da
biodegradação dos nutrientes e matéria orgânica.
Segundo Sperling (1996); Van Haandel & Lettinga (1994), o pH tende a
aumentar progressivamente, em virtude da biodegradação da matéria orgânica,
contribuindo para a remoção de fósforo através da precipitação do fosfato em
condições de pH elevado.
Outra forma de remoção de fósforo ocorre a partir da incorporação pelos
microorganismos presente nos efluentes, conhecido como remoção biológica de
fósforo, por meio do desenvolvimento de organismos acumuladores de polifosfato
(FABRETI, 2006). O processo de sedimentação dos sólidos totais, com posterior
filtração desta solução, colaborou significativamente para a redução de fósforo nos
efluentes (ZANOTELLI, 2002).
Estes processos para remoção do fósforo ocorrem nos sistemas com e sem a
Salvinia
sp., entretanto, nos experimentos com a macrófita, provavelmente esta
biomassa atua como um meio de suporte para a proliferação de microorganismos
que utilizam ativamente o fósforo do efluente, contribuindo para a biodegradação do
mesmo, ocasionando a produção de oxigênio e conseqüente elevação do pH (ANNE
& FIDALGO, 2000).
A titulo de ilustração, a Tabela 4.8 apresenta os resultados de eficiência de
remoção de fósforo obtidos por alguns pesquisadores, em estudos feitos com
diferentes tecnologias de tratamento para variados efluentes líquidos.
52
Tabela 4.8
- Resultados obtidos de eficiência de remoção de Fósforo, em diferentes
estudos realizados no tratamento de efluentes industriais
Processo Eficiência de remoção (%) Referência
Lagoas de tratamento com
aguapés para o tratamento
de dejetos suínos
100
Basseres, 1990 citado por
ZANOTELLI (2002)
2 reatores UASB de
bancada em série para o
tratamento de efluentes de
suinocultura
48 a 62 PEREIRA, 2003
Sistema composto por
Reator UASB e lagoa com
Juncus sp. para o
tratamento de efluentes
domésticos
68 SOUSA et al. 2004
Colunas de filtragem
composta por serragem de
madeira para o tratamento
de dejetos de suinocultura
65 LO MONACO et al. 2004
Lagoas anaeróbias com
tempo de retenção de 26
dias, para o tratamento de
dejetos suínos
49 OLIVEIRA, IDE & PAULO, 2005
Lagoas de estabilização
para o tratamento de
efluentes de fecularia
93,5 CAMPOS et al. 2006
Sistema composto pela
biomassa seca da Salvinia
sp.
98,6 a 99,7 Presente estudo, 2008
A concentração final de fósforo nos ensaios ficou na faixa compreendida entre
0,40 mg/L e 1,70 mg/L. De acordo com a Resolução CONSEMA n
0
128/2006, o limite
máximo permitido de fósforo para o lançamento de efluentes é de 2,50 mg/L, desta
forma, em termos de atendimento aos padrões, verifica-se que as concentrações de
nitrogênio obtidas nos ensaios estão dentro do limite estabelecidos por esta
legislação.
4.4 - Biossorção dos metais pesados
Avaliou-se a viabilidade da remoção dos íons cádmio, zinco e cobre pelo
processo de biossorção.
A Tabela 4.9 apresenta os resultados obtidos no planejamento com a
resposta (eficiência de remoção) em cada combinação de níveis para as variáveis de
entrada, enquanto a Tabela 4.10 mostra os valores da concentração final dos íons
53
metálicos. Os valores em negrito e itálico, ilustrados nas tabelas, representam os
maiores e menores resultados obtidos para os sistemas experimentais.
Tabela 4.9
- Eficiências de remoção (%) obtidas experimentalmente para o
planejamento fatorial rotacional com triplicata no ponto central, nas condições de
entrada (níveis codificados)
Ensaio
Variável Eficiência de remoção (%)
pH A C Zn Cu Cd
1 - 1 -1 -1 70,425 50,357 91,429
2 + 1 -1 -1 48,723 0,999 100,000
3 - 1 + 1 - 1 76,702 46,077 100,000
4 + 1 + 1 - 1 52,553 88,588 100,000
5 - 1 - 1 + 1 67,660 94,008 100,000
6 +1 - 1 + 1 42,553 65,763 100,000
7 - 1 + 1 + 1 68,936 93,723 100,000
8 + 1 + 1 + 1 51,489 99,786 100,000
9 -1,68 0 0 75,851 64,907 100,000
10 +1,68 0 0 53,617 60,342 100,000
11 0 -1,68 0 58,830 50,927 100,000
12 0 +1,68 0 66,915 63,766 100,000
13 0 0 -1,68 32,660 10,414 100,000
14 0 0 +1,68 28,298 66,904 100,000
15 0 0 0 60,638 24,108 100,000
16 0 0 0 60,745 27,817 100,000
17 0 0 0 60,532 24,679 100,000
Tabela 4.10
- Resultados do planejamento experimental rotacional com triplicata no
ponto central, da etapa do tratamento com a biomassa seca, em termos de
concentração final de Zn, Cu e Cd em g/mL
Ensaio
Concentração final (mg/L)
Zn Cu Cd
1 0,278 0,174 0,003
2 0,482 0,347 0
3 0,219 0,189 0
4 0,446 0,040 0
5 0,304 0,021 0
6 0,540 0,120 0
7 0,292 0,022 0
8 0,456 0,00075 0
9 0,227 0,123 0
10 0,436 0,139 0
11 0,387 0,172 0
12 0,311 0,127 0
13 0,633 0,314 0
14 0,674 0,116 0
15 0,370 0,266 0
16 0,369 0,253 0
17 0,371 0,264 0
54
Conforme apresentado anteriormente, na caracterização do efluente de
estudo, as concentrações iniciais dos metais pesados estudados nesta pesquisa,
são:
•
Zinco: 0,940 mg/L
•
Cobre: 0,350 mg/L
•
Cádmio: 0,035 mg/L
Para melhor avaliação dos efeitos das variáveis operacionais, os resultados
da capacidade de remoção obtidos para os diferentes poluentes foram analisados
separadamente, a partir da determinação dos valores estaticamente significativos,
utilizando-se da análise de variância (ANOVA) e superfícies de resposta.
A análise de variância dos valores observados é um fator importante, uma vez
que os dados experimentais obtidos são utilizados para produzir um modelo
empírico através da regressão.
Os valores das variáveis estudadas foram correlacionados através de
modelos empíricos codificados, de modo a dispor de equações preditivas para as
capacidades de biossorção de cada um dos metais analisados. O modelo
matemático para a taxa de remoção dos poluentes pode ser representado por um
modelo empírico, como mostra a Equação 14:
q = I + B
1
.pH + B
2
.pH
2
+ C
1
.A + C
2
.A
2
+ D
1
.C + D
2
.C
2
(14)
em que q é a taxa de remoção de cada poluente; pH representa o pH inicial do
efluente; A é a velocidade de agitação utilizada no sistema; C é a quantidade de
biomassa utilizada e, I representa o intercepto.
4.4.1 - Remoção de zinco
Estudou-se a biossorção do zinco, através de um planejamento fatorial
rotacional, para verificar a influência das variáveis de entrada, pH, concentração
inicial de biomassa e agitação do sistema, sobre a variável resposta capacidade de
biossorção da
Salvinia
sp. A Tabela 4.11 apresenta os coeficientes de cada variável
estudada, assim como os valores dos efeitos, os valores do p-valor e seus
55
respectivos erros padrões. Os valores em negrito e itálico são os fatores
estatisticamente significativos ao nível de 95% de confiança.
Tabela 4.11
- Efeitos e coeficientes de regressão para a resposta zinco, para um
intervalo de confiança de 95%
Fatores
Efeito
Coef. Regr.
Erro Padrão
p
-
v
alor
Média 60,13 60,13 3,57 0,00
pH (L) -18,43 -9,22 1,67 0,00
pH (Q) 6,33 3,17 1,84 0,13
A (L) 4,97 2,48 1,68 0,18
A (Q) 5,01 2,51 1,85 0,22
C (L) -3,68 -1,84 1,68 0,31
C (Q)
-17,94 -8,97 1,85 0,00
pH (L) x A (L) 1,30 0,65 2,19 0,77
pH (L) x C (L) 0,82 0,41 2,19 0,86
A (L) x C (L) 0,03 0,01 2,19 0,99
Esta tabela mostra que para a capacidade de biossorção do zinco pela
biomassa seca da
Salvinia
sp., as variáveis pH e concentração de biomassa foram
significativas. Isto pode ser comprovado pelo Diagrama de Pareto (Figura 4.8), no
qual a linha vertical (para p=0,05) indica a mínima magnitude das variáveis
estatisticamente significativas na análise em questão.
Efeito Estimado (Valor Absoluto)
0,006
0,188
0,298
-1,097
1,357
1,482
1,714
-4,86
-5,498
p=0,050
A(L) x C(L)
pH(L) x C(L)
pH(L) x A(L)
C(L)
A(Q)
A(L)
pH(Q)
C(Q)
pH(L)
-1 0 1 2 3 4 5 6 7
Figura 4.8
- Diagrama de Pareto para o processo de remoção de zinco, com 95% de
intervalo de confiança
56
O modelo matemático, obtido através da regressão dos dados experimentais,
está apresentado na Equação 15, no qual são apresentadas somente as variáveis
significativas do modelo.
Remoção de Zinco (%) = 60,13 - 9,22pH - 8,97C
2
(15)
Analisando a Figura 4.8, pode ser inferido que o pH foi a variável mais
importante do processo da biossorção do zinco. O valor negativo do seu coeficiente
significou que a biossorção pela
Salvinia
sp. foi favorecida em valores baixos de pH.
Segundo Garnham, Codd & Gadd (1993), o pH influencia a remoção de íons
metálicos, talvez, pela competição de prótons e íons por ligantes da parede celular.
O segundo fator importante no processo biossorção do zinco foi à
concentração inicial de biomassa. O valor negativo do seu coeficiente (termo
quadrático) determina que a elevação do nível deste fator tenderá a diminuir a
capacidade de biossorção, e na proporção do quadrado da variação. As interações
entre a biossorção e a concentração de biomassa, podem apresentar efeitos
antagônicos. Assim, é possível encontrar menores taxas de remoção com o
emprego de grandes quantidades de biomassa.
Para verificar se o modelo proposto (eficiência de remoção do zinco)
apresentava evidência estatística suficiente da relação dependente entre as
variáveis de entrada e a resposta, utilizou-se o teste F de significância. Através da
Tabela de ANOVA (Tabela 4.12), conclui-se que o modelo é estatisticamente
significativo, num intervalo de confiança de 95%, pois o F
calculado
é maior que o
F
tabelado
, mostrando que o modelo foi bem ajustado.
Tabela 4.12
- Análise de variância para a bioassorção do zinco, com 95% de
intervalo de confiança
Fonte de variação
SQ GL QM F
CAL
F
TAB
Regressão 2804,006 9 311,556
8,125 3,68
Resíduos 268,420 7 38,346
Total 3072,426 16
Nota:
F
tab
(9; 7; 0,05) = 3,68 R
2
= 91,264%
57
A partir dos resultados descritos na Tabela 4.9, verifica-se que a maior
eficiência de remoção de zinco, utilizando como biossorvente a biomassa seca da
Salvinia
sp., ocorreu no ensaio 3 (76,70%), com um pH de 5,8, agitação de 120 rpm,
e concentração inicial de 0,0013 g/mL de biomassa. A menor eficiência ocorreu no
ensaio 14 (28,30%), com um pH de 7,0, agitação de 75 rpm e a concentração inicial
de biomassa de 0,0067 g/mL.
A interação entre o Cd e o Cu, interferem na capacidade de biossorção do
zinco, neste sentido, o modelo é adequado para a faixa investigada. As Figuras 4.9 a
4.11 mostram as superfícies de resposta construídas a partir do modelo obtido.
Na Figura 4.9, observa-se o efeito do pH e da agitação do sistema sobre a
capacidade de biossorção do zinco. Verifica-se que, quanto menor o pH e maior a
agitação, maior será o valor da capacidade de biossorção da
Salvinia
sp. Na Figura
4.10, pode-se verificar o efeito do pH e da concentração inicial de biomassa,
mantendo-se a variável agitação fixada no ponto central. Nota-se que apenas o pH
apresenta um efeito considerável sobre a resposta do sistema, pois à medida que se
diminui o pH, aumenta-se a capacidade de biossorção da macrófita seca. A Figura
4.11 mostra os efeitos das variáveis, concentração de biomassa e agitação, e
observa-se que, no ponto intermediário ocorreu a maior capacidade de remoção do
zinco.
56,624
60,962
65,3
69,637
73,975
78,312
82,65
86,987
91,325
95,662
above
58
21,964
28,893
35,821
42,75
49,679
56,607
63,536
70,465
77,393
84,322
above
59
Pires & Munita (2000), utilizando a turfa como material alternativo para o tratamento
de soluções sintéticas contendo o íon zinco, obtiveram reduções da ordem de 99%.
Scheneider & Rubio (2003), utilizando plantas aquáticas secas da espécie
Potamogeton lucens
e
Salvinia
sp. para o tratamento de efluentes industriais
provenientes de operações de galvanoplastia, obtiveram redução de zinco, na faixa
de 73%.
Miretzky, Saralegui & Cirelli (2004), realizando estudos de biossorção em
lagos na Argentina, utilizando a macrófita
P.stratiotes
conseguiram remover
quantidades elevadas do zinco (valores superiores a 85%), sendo que a biomassa
seca foi capaz de remover os metais quase que completamente nas primeiras 24
horas.
A capacidade de biossorção foi significativamente afetada pelo pH da solução
e pela quantidade inicial de biomassa, sendo que baixos valores de pH, e menores
concentrações de biomassa favoreceram a maior remoção do íon zinco. A
capacidade máxima de biossorção ocorreu no ensaio 3, com uma concentração de
0,0013g/mL de biomassa, pH 5,8 e uma agitação de 120 rpm.
No sistema de tratamento estudado nesta pesquisa, verificou-se que a
biomassa da
Salvinia
sp. seca age como um biossorvente, ocorrendo o processo de
biossorção para a remoção dos metais pesados. Entretanto, não se pode afirmar
que a biossorção foi o único mecanismo envolvido na remoção de zinco, pois
conforme Schneider & Rubio (1999), a solubilidade de vários íons metálicos são
minimizados na faixa de pH entre 8 e 11, podendo ocorrer o processo da
precipitação.
4.4.2 - Remoção de cobre
A Tabela 4.13 mostra os coeficientes de cada variável e interação do modelo
matemático gerado pelo planejamento experimental, assim como os valores dos
efeitos, seus respectivos erros padrões e os valores do p-valor. Os parâmetros em
negrito e itálico são os valores estatisticamente significativos ao nível de 95% de
confiança.
60
Tabela 4.13 -
Coeficientes de regressão para a resposta cobre, para um intervalo de
confiança de 95%
Fatores Efeito Coef. Reg. Erro Padrão p-valor
Média 24,68 24,68 8,16 0,02
pH (L) -5,38 -2,69 3,83 0,50
pH (Q) 32,00 16,00 4,22 0,01
A (L) 20,32 10,16 3,83 0,03
A (Q) 28,26 14,13 4,22 0,01
C (L) 38,43 19,21 3,83 0,00
C (Q) 15,02 7,51 4,22 0,12
pH (L) x A (L) 31,54 15,77 5,01 0,02
pH (L) x C (L) -3,83 -1,91 5,01 0,71
A (L) x C (L) -12,39 -6,20 5,01 0,26
Esta tabela mostra que para a capacidade de biossorção do cobre, pela
biomassa seca da
Salvinia
sp. todas as variáveis foram significativas. A Figura 4.12
mostra o Diagrama de Pareto.
Efeito Estimado (Valor Absoluto)
-0,383
-0,702
-1,238
1,778
2,650
3,150
3,346
3,789
5,012
p=0,050
pH(L) x C(L)
pH(L)
A(L) x C(L)
C(Q)
A(L)
pH(L) x A(L)
A(Q)
pH(Q)
C(L)
-0,5 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0 4,5 5,0 5,5
Figura 4.12
- Diagrama de Pareto para o processo de remoção de cobre, com 95%
de intervalo de confiança.
O Diagrama de Pareto (Figura 4.12) apresenta os efeitos na forma
padronizada, sendo que a linha vertical nessa figura representa o nível de 95% de
confiança. Analisando esta figura, observa-se que para a agitação, tanto o termo
linear como o termo quadrático são estatisticamente significativos. Para a
concentração de biomassa, somente o termo linear é significativo, enquanto para o
pH somente o termo quadrático. Apenas a interação entre o pH e a agitação foram
significativas para o processo de biossorção. Todos os termos têm coeficientes
61
positivos, indicando que a capacidade de remoção do cobre deve aumentar se
aumentarmos o nível destas variáveis.
Na Tabela 4.14, encontram-se os parâmetros da análise de variância
(ANOVA). Com relação ao teste F, verifica-se que o modelo foi bem ajustado, pois o
F
calculado
é maior que o valor de F
tabelado
.
Tabela 4.14
- Análise de variância para a bioadsorção de cobre, com 95% de
intervalo de confiança:
Fonte de
variação
SQ GL QM F
CAL
F
TAB
Regressão 12.846,870 9 1427,430
7,120 3,680
Resíduos 1403,420 7 200,489
Total 14.250,290 16
F
tab
(9;7;0,05) = 3,68 R
2
= 90,15%
O modelo codificado da regressão dos dados experimentais para a
bioassorção do cobre está apresentado na Equação 16. Nesta equação de segundo
grau, relacionam-se os efeitos das variáveis significativas, em nível de significância
de 95%.
Remoção de Cobre = 24,68 + 16,00pH
2
+ 10,16A + 14,13A
2
+ 19,21C + 15,77 pHxA
(16)
Sendo o modelo estatisticamente significativo, foram construídas as
superfícies de resposta (Figura 4.13 a 4.15) para todas as combinações de variação
de duas variáveis, mantendo-se a outra fixada.
Na Figura 4.13, observa-se o efeito do pH e da agitação do sistema sobre a
capacidade de biossorção do cobre. Verifica-se que, quanto maior o pH e a
agitação, maior será o valor da capacidade de biossorção da
Salvinia
sp.
Diferentemente ao observado com o zinco, o efeito positivo do termo quadrático do
pH, aumenta a remoção de cobre, indicando diferentes comportamentos em relação
ao pH, motivado, provavelmente, pela interferência entre os dois elementos e/ou
outros elementos que compõem a complexa composição da manipueira.
Na Figura 4.14, pode-se verificar o efeito do pH e da concentração inicial de
biomassa, mantendo-se a variável agitação fixada no ponto central. Observa-se que
62
quantidades maiores de biomassa, proporcionam maiores capacidades de remoção
do metal cobre. A Figura 4.15 mostra os efeitos das variáveis, concentração de
biomassa e agitação, e nota-se que, quantidade de biomassa maiores e valores
mais elevados de agitação, ocasionam maiores capacidades de remoção do metal
cobre.
39,796
58,139
76,483
94,827
113,17
131,514
149,858
168,201
186,545
204,889
above
63
19,748
33,186
46,625
60,064
73,503
86,941
100,38
113,819
127,257
140,696
above
64
conforme apresentado na Tabela 4.15.
Tabela 4.15
- Comparação de eficiência de remoção em estudos realizados no
tratamento de soluções sintéticas contendo íon cobre com plantas aquáticas
Macrofita aquática
Concentração inicial
(mg/L)
Concentração final
(mg/L)
Eficiência de
remoção (%)
Potamogeton lucens
6,3 0,3 95
Salvinia herzoggi
6,3 0,4 94
Eichhornia crassipes
6,3 1,3 79
Myriophyllum
brasiliensis
6,3 1,4 78
Cabomba sp.
6,3 3,4 46
Aratophyllum
demersun
6,3 3,9 38
Fonte: SCHNEIDER & RUBIO (1999)
A capacidade de biossorção foi significativamente afetada pelo pH da
solução, pela quantidade inicial de biomassa e pela agitação do sistema. A
capacidade máxima de biossorção ocorreu no ensaio 5, com uma concentração de
0,0053g/mL de biomassa, pH 5,8 e uma agitação de 30 rpm.
Vijayaraghavan et al. (2005) investigaram a remoção de íons de cobre (II), em
batelada, de soluções aquosas sob diferentes condições experimentais usando
Ulva
reticulata
. Os resultados obtidos demonstraram que a sorção de cobre (II) foi
dependente do pH inicial e da concentração inicial de cobre, sendo o valor ótimo de
pH 5,5. O valor máximo de sorção de cobre (II) foi de 2,35 meq/g em pH 5,5. Nas
diversas concentrações iniciais de cobre (II) (250 a 1000 mg/L), os resultados do
testes cinéticos mostraram que foi necessário tempos de 30 a 120 minutos para que
o sistema alcançasse o equilíbrio.
Comparando os resultados alcançados nesta pesquisa com os valores
obtidos por outros autores, verifica-se que a capacidade de sorção foi baixa, isto
pode estar relacionado com a pequena concentração inicial do metal na solução, ao
longo tempo de contato entre o efluente e biomassa, além da competição entre os
diferentes metais presentes na solução em estudo.
65
Conforme discutido na análise de remoção do zinco, não se pode afirmar
claramente que o único mecanismo que ocorreu neste sistema foi a biossorção, pois
verifica-se que em altos valores de pH, pode ocorrer o processo de precipitação
destes íons. De acordo com Cossich (2000) a utilização de um pH que provoque
precipitação, levando a biomassa a reter o metal tanto por biossorção como por
filtração, pode ser encarada como uma vantagem do ponto de vista operacional, por
outro impede o estudo da biossorção, pois não se pode quantificar quanto do metal
foi retido por biossorção ou por filtração.
Segundo Sekhar et al. (1998), o pH ótimo para o ensaio de adsorção deve ser
considerado e valores de pH acima do ótimo podem promover redução da
solubilidade e microprecipitações, reduzindo o mecanismo de adsorção.
Nunes, Léon & Rubio (2001), utilizando bentoninas modificadas no tratamento
de soluções contendo íons de cobre, obtiveram remoções semelhantes, numa faixa
de pH entre 1,5 e 9,5. Costa et al. (2004) realizando o polimento final de efluentes de
indústrias de galvanoplastia, utilizando um subproduto do beneficiamento de carvão
(SBC), verificaram que a faixa de pH na qual a remoção de cobre foi máxima está
entre pH 6,0 - 6,4.
4.4.3 - Remoção de cádmio
Em relação à remoção de cádmio, a Tabela 4.16 mostra os coeficientes de
cada variável estudada, assim como os valores dos efeitos, p-valor e seus
respectivos erros padrões. Os parâmetros estatisticamente significativos estão
apresentados em negrito e itálico.
Esta tabela mostra que para a capacidade de biossorção do cádmio pela
biomassa seca da
Salvinia
sp., nenhuma variável foi significativa. Isto pode ser
comprovado pelo Diagrama de Pareto (Figura 4.16), no qual, os valores mostrados
nas colunas horizontais correspondem ao “t de Student” calculado para cada variável
ou interação, num intervalo de confiança de 95%.
A não influência dos parâmetros nos resultados de remoção provavelmente
foi influenciada pela baixa concentração inicial de cádmio.
66
Tabela 4.16
-
Coeficientes de regressão para a resposta cádmio, para um intervalo
de confiança de 95%
Fatores Efeito Coef. Regr. Erro Padrão p-valor
Média 100,07 100,07 1,07 0,00
pH (L) 1,26 0,63 0,50 0,25
pH (Q) -0,48 -0,24 0,55 0,68
A (L) 1,26 0,63 0,50 0,25
A (Q) -0,48 -0,24 0,55 0,68
C (L) 1,26 0,63 0,50 0,25
C (Q) -0,48 -0,24 0,55 0,68
pH (L) x A (L) -2,14 -1,07 0,66 0,14
pH (L) x C (L) -2,14 -1,07 0,66 0,14
A (L) x C (L) -2,14 -1,07 0,66 0,14
Efeito Estimado (Valor Absoluto)
-0,431
-0,431
-0,431
1,247
1,247
1,247
-1,629
-1,629
-1,629
p=0,050
C(Q)
A(Q)
pH(Q)
A(L)
C(L)
pH(L)
pH(L) x A(L)
A(L) x C(L)
pH(L) x C(L)
0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 1,4 1,6 1,8 2,0 2,2 2,4 2,6
Figura 4.16
- Diagrama de Pareto para o processo de remoção de cádmio, com 95%
de intervalo de confiança
De acordo com os resultados obtidos no planejamento experimental, o cádmio
foi o metal mais eficientemente removido com a biomassa de
Salvinia
sp. seca,
atingindo 100% de remoção, entretanto isto se deve, a baixa concentração inicial
deste metal na solução.
Similares resultados foram obtidos no trabalho de Petroni, Pires & Munita
(2000) que conseguiram porcentagem de remoção de aproximadamente 99%, com a
utilização de turfa na remoção de soluções contendo cádmio. A` remoção de cádmio
(com concentrações de 2 a 16 ppm e 96 h de período de tratamento) variou de 81%
a 89% para
M.spicatum
e de 86% a 95% para
M.triphullum
, nos estudos realizados
por SIVACI, E.; SIVACI, A. & SOKMEN (2004).
Oliveira, Kleinubing & Silva (2005), pesquisando a utilização da biomassa
67
seca da alga marinha
Sargassum
sp., no tratamento de uma solução sintética
contendo uma concentração inicial de 200 e 400 mg/L de cádmio, verificaram que a
massa de alga presente no sistema influenciou no processo de remoção do metal,
como pode ser observado na Tabela 4.17.
Tabela 4.17
- Influência da massa de alga (g) sobre a eficiência de remoção(%), no
tratamento de um solução sintética contendo cádmio com a utilização de biomassa
seca da alga marinha
Sargassum
sp
Concentração inicial de Cd
(mg/L)
Massa de alga
(g)
Eficiência de remoção
(%)
200
0,150 43,110
0,300 66,210
400
0,150 34,210
0,300 51,960
Fonte: OLIVEIRA, KLEINUBING & SILVA (2005)
No entanto, nesta pesquisa não se pode afirmar claramente que a biossorção
foi o único mecanismo responsável pela redução do cádmio do efluente, pois a
concentração deste íon somente foi analisada após um período de 96h, e como se
obteve valores de eficiência semelhantes em todos os ensaios, não se pode
assegurar qual foi pH ideal para a remoção de cádmio utilizando a biomassa seca da
Salvinia
sp., pois pode ter ocorrido o processo de precipitação neste sistema.
Concluindo a análise dos resultados do planejamento experimental para os
íons metálicos, verifica-se a necessidade de um estudo da influência do pH na
remoção do zinco, cobre e cádmio, com o intuito de determinar a faixa ideal para o
processo da biossorção utilizando a biomassa seca da
Salvinia
sp., pois de acordo
com Ferreira et al. (2007), o pH ótimo de adsorção é diferente para cada metal e
biomassa estudada.
E ainda é necessária a realização de um estudo cinético para determinar o
tempo de contato ideal, para que o equilíbrio entre a biomassa e a solução seja
atingido.
A determinação da cinética de remoção dos metais pesados é de fundamental
importância, pois varia de acordo com o efluente, biossorvente utilizado e com a
concentração de metal inicial presente na solução.
68
4.4.4 - Estudo de equilíbrio da biossorção dos sistemas monocomponentes
dos íons cobre e zinco pela biomassa seca da Salvinia sp .
69
equilíbrio foi o de Sips, uma vez que o coeficiente de correlação apresentou-se mais
próximo da unidade e menores valores de variância foram obtidos para esse modelo.
De acordo com os resultados obtidos verifica-se que a capacidade de
biossorção do íon cobre pela biomassa da macrófita aquática
Salvinia
sp. foi maior
que a obtida para o zinco.
Tabela 4.19
- Parâmetros dos modelos de isotermas de biossorção
monocomponentes
Modelo
Parâmetros do modelo para
solução de cobre
Parâmetros do modelo para
solução de zinco
1. Langmuir
Q
max
= 0,77872 (meq/g)
b
L
= 2,21467 (L/mg)
R
2
= 0,93918
X
2
= 0,00257
Q
max
= 0,47852 (meq/g)
b
L
= 5,70277 (L/mg)
R
2
= 0,86587
X
2
= 0,00297
2.Freundlich
K
F
= 0,48713 (L/g)
N
F
= 2,46950
R
2
= 0,87066
X
2
= 0,00547
K
F
= 0,34604 (L/g)
N
F
= 6,00709
R
2
= 0,56900
X
2
= 0,00954
3.Temkin
b
Te
= 6134,27386 (J/mol)
a
Te
= 18,81049 (L/g)
R
2
= 0,094409
X
2
= 0,00236
b
Te
= 16232,29922 (J/mol)
a
Te
= 211,84465 (L/g)
R
2
= 0,66149
X
2
= 0,00750
4.Redlich-Peterson
K
RP
= 1,53377 (L/g)
a
RP
= 1,79703 (L/mg)
β
RP
= 1,10355
R
2
= 0,94166
X
2
= 0,00296
K
RP
= 1,53377 (L/g)
a
RP
= 1,79703 (L/mg)
β
RP
= 1,10355
R
2
= 0,94401
X
2
= 0,00165
5.Sips
K
S
= 4,76684 (L/g)
β
S
= 1,63755
a
S
= 7,46949 (L/mg)
R
2
= 0,95671
X
2
= 0,00220
K
S
= 27,31071 (L/g)
β
S
= 2,30693
a
S
= 62,47927 (L/mg)
R
2
= 0,96891
X
2
= 0,00092
6.Khan
Q
max
= 0,96172 (meq/g)
b
k
=1,70435
a
k
=1,10837
R
2
=0,94021
X
2
=0,00303
Q
max
= 0,86512 (meq/g)
b
k
= 2,26452
a
k
= 1,23247
R
2
= 0,93379
X
2
= 0,00184
7.Radke-Prausnitz
a
R
= 1,10837
β
R
= 0,00303
R
R
= 0,94021
R
2
= 0,94993
X
2
= 0,00254
a
R
= 0,57856
β
R
= 1,15014
R
R
= 2,30621
R
2
= 0,95259
X
2
=0,00140
8.Toth
Q
max
= 0,33272
b
T
=1,95878
n
T
= 0,57381
R
2
= 0,94683
X
2
= 0,00270
Q
max
= 0,43840
b
T
= 3,03027
n
T
=0,31877
R
2
=0,95196
X
2
=0,00142
70
As Figuras 4.17 e 4.18 apresentam os dados experimentais de equilíbrio e o
modelo da isoterma de biossorção do cobre e zinco, respectivamente, pela biomassa
da
Salvinia
sp. em pH 5.
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
C
f
(meq/L)
Q(meq/g)
Experimental
Modelo de Sips
Figura 4.17
- Isotermas de adsorção do cobre (modelo ajustado de Sips)
0 1 2 3 4 5 6 7 8
0,10
0,15
0,20
0,25
0,30
0,35
0,40
0,45
0,50
Q(meq/g)
C
f
(meq/L)
Experimental
Modelo de Sips
Figura 4.18
- Isotermas de adsorção do zinco (modelo ajustado de Sips)
A partir dos resultados apresentados nas Figuras 4.17 e 4.18 verifica-se que a
capacidade de biossorção do íon cobre foi aproximadamente de 0,70 meq/g,
enquanto para o zinco foi em torno de 0,50 meq/g em pH 5,0.
71
Sánchez
et al. (1999) obtiveram uma capacidade de biossorção do íon cobre
(II) pela alga marinha marrom
Cymodocea nodosa
de 1,66 meq/g em pH 4,5 e
obtiveram uma capacidade de biossorção do íon zinco (II) de 1,36 meq/g em pH 6,0.
Silva (2001) obteve resultados de biossorção do íon cobre (II) com a
biomassa
Sargassu1m sp
., de 2,17 meq/g em pH 3,5. Sheng et al. (2004) obtiveram
a capacidade máxima de biossorção do íon cobre (II) pela alga marinha
Sargassum
sp
. 1,98 meq/g em pH 5,0. Vijayaragyavan et al. (2005) obtiveram uma elevada
capacidade de biossorção do íon cobre com a alga
Turbinaria ornata
de 3,74 meq/g
em pH 5,0. Entretanto, Hawari & Mulligan (2006) obtiveram uma capacidade máxima
de biossorção do íon cobre (II) de 1,74 meq/g com lodo anaeróbico, em pH 5,0.
Em relação ao zinco, Pagnanelli et al. (2003) obtiveram uma capacidade de
biossorção deste íon pela bactéria
Sphaerotilus natans
de 1,0 meq/g em pH 5,0
mesmo valor obtido por SHENG et al
.
(2004) com a alga
Sargassum
sp., em pH 5,5.
Os resultados obtidos nas isotermas de biossorção monocomponente dos
íons cobre e zinco, não foram muito elevados, em relação à capacidade de
remoção obtidos com diferentes biossorventes. Entretanto, verifica-se que a
Salvinia
sp. apresenta a vantagem de ser um material de fácil disponibilidade em
praticamente todas as regiões do Brasil, além do seu preparo ter custo bem
reduzido.
Verificou-se a seguinte ordem de capacidade máxima de adsorção e afinidade
da macrófita
Salvinia
sp., obtidos pelo modelo de Sips: Cu > Zn. Outros autores
encontraram comportamento similar na ordem de afinidade dos íons cobre, cádmio e
zinco utilizando as biomassas
Sphaerotilus natans
(PAGNANELLI et al., 2003) e
Padina
sp., e
Sargassum
sp. (SHENG et al., 2004).
4.5 - Confirmação dos Resultados
Concluindo os planejamentos experimentais para a remoção de nutrientes,
matéria orgânica e metais pesados, conclui-se que foram obtidos bons resultados de
percentagem de remoção de todos estes parâmetros. No entanto, é imprescindível
salientar que esta pesquisa foi realizada em escala laboratorial, com uma pequena
quantidade de substrato e sem realimentação de efluente.
72
De qualquer forma, os resultados obtidos evidenciam a potencialidade de
utilização da biomassa seca da macrófita aquática
Salvinia
sp. para remoção de
nitrogênio, fósforo, DQO, cobre, zinco e cádmio em efluentes industriais, pois a
pesquisa foi realizada com água residuária, o que pode influenciar negativamente
nas taxas de remoção dos poluentes, devido à interferência de diferentes
parâmetros químicos, físicos e biológicos.
De acordo com os resultados obtidos nos testes, o planejamento fatorial
demonstrou que apenas a agitação influenciou na remoção de DQO e nitrogênio.
Além disso, observa-se que um aumento nos fatores poderia aumentar a remoção
de DQO, o que não afetaria nas taxas de redução de nitrogênio e fósforo, visto que
em ambos os casos, obteve-se taxas de remoção próximas a 100%.
Em relação aos metais pesados, o planejamento demonstrou que
praticamente todos os fatores influenciaram no processo de biossorção, e de acordo
com os resultados, verifica-se que o ponto ótimo de remoção dos metais pesados
não foi encontrado, e que a elaboração de um novo planejamento com uma variação
dos fatores poderia influenciar em maiores taxas de biossorção.
Todavia, como a remoção dos poluentes será realizada em conjunto, é
imprescindível que encontremos um ponto ótimo, no qual poderemos obter as
maiores taxas de remoção das espécies em estudo. Conclui-se, portanto que o
planejamento fatorial está encerrado, pois não seria viável a elaboração de um novo
planejamento visando aumentar somente a remoção de DQO, visto que a eficiência
de redução dos nutrientes está próxima de 100%. Observa-se que, na média, os
melhores resultados de remoção de DQO, nitrogênio e fósforo foram obtidas para o
ensaio 2, ou seja:
•
Agitação: 30 rpm
•
pH inicial: 8,2
•
Concentração de Macrófitas: 0,0013g/mL
A Figura 4.19 mostra os resultados da repetição do ensaio 2 dos testes de
avaliação da capacidade de remoção de DQO, em experimentos com correção de
pH (CC) e sem correção do pH (SC).
73
Figura 4.19
- Evolução da matéria orgânica removida (SC = sem correção do pH;
CC = com correção do pH)
Analisando a Figura 4.19, a evolução temporal da taxa de remoção de DQO
demonstra que num período de 144h, obteve-se aproximadamente 100% de
eficiência de remoção. Os resultados obtidos mostram que neste intervalo cerca de
98,43% da DQO foi removida sem a correção do pH, e em torno de 97,88% de
remoção com correção do pH.
Para a DQO os resultados obtidos mostram que nos ensaios com e sem
correção do pH, obteve-se uma concentração final de 434,56 e 320,88 mg/L ,
respectivamente.
A Figura 4.20 apresenta os resultados da evolução da porcentagem de
nitrogênio e fósforo decomposta em função do tempo.
Analisando a Figura 4.20 é possível perceber uma taxa de remoção elevada
nas primeiras 96 h do processo, diminuindo até que equilíbrio seja alcançado. Este
ensaio revelou que o sistema alcançou o equilíbrio em 48h, no caso de remoção de
nitrogênio, e em 96h para a remoção de fósforo, sendo que após estes intervalos as
taxas de eficiência tiveram pequenas variações.
Para o nitrogênio os resultados obtidos mostram que após 144h cerca de
99,93%,e 99,92% dos nutrientes foram removidos, nos ensaios com e sem correção
do pH, respectivamente. Para o fósforo, alcançou-se uma taxa de remoção de
99,91% e 99,82% para as soluções com e sem correção do pH, respectivamente.
74
Figura 4.20
- Evolução de nitrogênio e fósforo removidos (SC = sem correção do
pH; CC = com correção do pH)
Para o nitrogênio e fósforo os resultados obtidos mostram que nos ensaios
com correção do pH, obteve-se uma concentração final de 0,25 e 0,11mg/L,
respectivamente. Nos ensaios sem correção do pH alcançou-se uma concentração
final de 0,24 e 0,22mg/L para os parâmetros nitrogênio e fósforo, respectivamente.
Com base nos resultados deste experimento, verificou-se que não é
necessário o ajuste do pH, o que representa uma dificuldade a menos para o
processo, devido à demanda técnica e econômica exigida para tal finalidade.
Sousa et al. (2004) estudando o pós-tratamento de esgotos domésticos com
macrófitas vivas pré-tratados em reator UASB, obtiveram uma eficiência média de
75
Nesta última etapa não foram realizadas as análises de metais pesados, pois
durante os testes de biossorção destes poluentes, assim como o observado na
bibliografia, verificamos que a biossorção dos íons metálicos ocorre principalmente
nos primeiros instantes de contato entre a biomassa e o efluente.
Portanto, como nesta pesquisa o objetivo principal era estudar a remoção de
nitrogênio, fósforo e DQO da manipueira, e de acordo com a bibliografia é
imprescindível um tempo de residência longo para ocorrer a biodegradação destes
parâmetros, é impossível estabelecermos pequenos intervalos de tempo, em prol do
tratamento dos metais pesados, pois prejudicaria a remoção dos nutrientes e matéria
orgânica. Sendo assim, a remoção dos íons metálicos atua como um tratamento
adicional do processo em estudo.
76
5 - CONCLUSÕES E SUGESTÕES
As principais conclusões obtidas a partir dos resultados deste trabalho foram:
•
a caracterização da manipueira e do efluente após as lagoas indicou um certo
grau de remoção de poluentes, o qual foi acentuado com a utilização da
macrófita aquática seca nos ensaios realizados em batelada e em escala
laboratorial;
•
nos ensaios utilizando a biomassa, as eficiências de remoção de DQO,
nitrogênio e fósforo, foram superiores em 24, 20 e 5%, respectivamente,
quando compradas aos experimentos realizados com os ensaios de controle
(sem biomassa), após 96 h de contato;
•
nos testes do planejamento experimental para avaliação da capacidade de
remoção da DQO e nitrogênio verificou-se que somente a variável agitação
influenciou significativamente. Para o fósforo nenhuma variável foi significativa
nas condições estudadas;
•
nos ensaios realizados no planejamento fatorial composto central para
remoção de zinco e cobre observou-se diferentes formas para as superfícies
de resposta de ambos os metais, indicando comportamentos distintos devido
a provável interferência entre ambos e demais compostos presentes no
efluente. Assim o melhor pH foi: 5,8 para o zinco e 8,2 para o cobre; a melhor
concentração de macrófita de 0,0013 g/mL para o zinco e 0,0053 g/mL para o
cobre e agitação de 120 rpm para ambos os metais. Para o cádmio nenhuma
das variáveis foi significativa;
•
foram testados oito modelos de isotermas de adsorção para representar os
dados de equilíbrio da solução monocomponente (Cu e Zn) pela biomassa
seca da Salvinia sp. obtidos em ensaios em batelada. O modelo de Sips foi o
que melhor representou as condições de equilíbrios para os sistemas
multicomponente (Cu e Zn) pela macrófita aquática Salvinia sp. obtidos a
partir dos experimentos em batelada na temperatura de 3OºC e pH 5,0 os
valores ajustados das constantes da Isoterma de Sips para os íons cobre e
zinco foram: qmáx. = 0,70 meq/g e R
2
= 0,957, qmáx.= 0,50 meq/g e R
2
=
0,969, respectivamente;
77
•
verificou-se que a correção do pH não é um mecanismo fundamental para o
processo de remoção, pois a diferença obtida nas eficiências de remoção nos
ensaios com e sem correção do pH, não foram muito significativas nos
ensaios finais.
Algumas sugestões para dar continuidade a este trabalho de forma a viabilizar
o emprego de biossorventes em escala industrial são as seguintes:
•
a secagem da macrófita aquática em diferentes temperaturas, de forma a se
avaliar este efeito na sua capacidade de adsorção;
•
o estudo da biossorção com a biomassa seca em diferentes granulometrias,
com o intuito de avaliar esta característica na sua capacidade de adsorção;
•
o estudo cinético da biossorção dos íons cobre, zinco e cádmio, na utilização
da biomassa seca da
Salvinia
sp., com o objetivo de determinar o tempo de
equilíbrio do sistema;
•
estudo da influência do pH na remoção do zinco, cobre e cádmio, com o
intuito de determinar a faixa ideal para o processo da biossorção utilizando a
biomassa seca da
Salvinia
sp;
•
levantamento dos dados experimentais de equilíbrio em sistema
monocomponente e multicomponente para os íons cádmio, cobre e zinco em
diferentes pH em coluna de leito fixo, utilizando a biomassa seca da macrófita
aquática
Salvinia
sp.;
•
investigar o comportamento dos ciclos de sorção/dessorção em coluna de
leito fixo;
•
desenvolvimento de modelos matemáticos para representar a isoterma de
adsorção nos sistemas multicomponentes;
•
investigar o mecanismo que está envolvido na remoção de DQO.
78
6 - REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
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