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PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM TECNOLOGIA AMBIENTAL
– MESTRADO
ÁREA DE CONCENTRAÇÃO EM GESTÃO E TECNOLOGIA
AMBIENTAL
ELLEN CAROLINE ROSA
DEGRADAÇÃO DE GLUTARALDEÍDO EM MEIO AQUOSO
COM POAs VISANDO TRATAMENTO DE EFLUENTES
DA ÁREA DA SAÚDE
Santa Cruz do Sul, junho de 2009.
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Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
2
ELLEN CAROLINE ROSA
DEGRADAÇÃO DE GLUTARALDEÍDO EM MEIO AQUOSO
COM POAs VISANDO TRATAMENTO DE EFLUENTES
DA ÁREA DA SAÚDE
Dissertação apresentada ao Programa de Pós-
Graduação em Tecnologia Ambiental – Mestrado,
Área de Concentração em Gestão e Tecnologia
Ambiental, Universidade de Santa Cruz do Sul –
UNISC, como requisito parcial para obtenção do
título de Mestre em Tecnologia Ambiental.
Orientador: Profª. Drª. Lourdes Teresinha Kist
Co-orientadora: Prof. Dr. Ênio Leandro Machado
Santa Cruz do Sul, junho de 2009.
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Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
3
ELLEN CAROLINE ROSA
DEGRADAÇÃO DE GLUTARALDEÍDO EM MEIO AQUOSO
COM POAs VISANDO TRATAMENTO DE EFLUENTES
DA ÁREA DA SAÚDE
Esta Dissertação foi submetida ao Programa de
Pós-Graduação em Tecnologia Ambiental –
Mestrado, Área de Concentração Gestão e
Tecnologia Ambiental, Universidade de Santa
Cruz do Sul – UNISC, como requisito parcial
para obtenção do título de Mestre em Tecnologia
Ambiental.
Dra. Ana Cristina Borba da Cunha
Centro Universitário La Salle - UNILASALLE
Dra. Rosana de Cássia de Souza Schneider
Universidade de Santa Cruz do Sul - UNISC
Dr. Ênio Leandro Machado
Universidade de Santa Cruz do Sul - UNISC
Co-orientador
Dra. Lourdes Teresinha Kist
Universidade de Santa Cruz do Sul - UNISC
Orientadora
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
4
AGRADECIMENTOS
A Deus, que me iluminou durante todos os meus passos, me guiando pelo caminho
certo e ajudando-me durante os meus momentos de dúvidas, medos e incertezas. Por ter me
levado sempre para o lado certo.
Aos meus pais, irmã e demais familiares, pela força e paciência que apresentaram,
por não terem me abandonado nunca, me apoiando em todos os momentos de alegrias e
dificuldades, apostando sempre na minha capacidade.
À minha orientadora, Profª. Drª. Lourdes Teresinha Kist e Co-Orientador, Prof°. Dr.
Ênio Leandro Machado, pelo apoio, confiança e compreensão recebidos para o
desenvolvimento desta dissertação, compartilhando comigo seus conhecimentos e suas
experiências, suprindo todas as minhas dúvidas no decorrer do desenvolvimento desta
dissertação.
À Universidade de Santa Cruz do Sul, pela oportunidade para a viabilização e o
desenvolvimento de minha pesquisa e de meu trabalho.
À coordenadoria do Programa de Pós Graduação em Tecnologia Ambiental –
Mestrado pelo carinho e compreensão com que sempre me trataram.
Aos amigos de todas as horas, colegas do curso de Pós-Graduação em Tecnologia
Ambiental – Mestrado e colegas do Laboratório de Tecnologia de Tratamento de Águas e
Efluentes da Universidade de Santa Cruz - UNISC, pela torcida, estímulo, cooperação,
compreensão e ajuda durante toda a realização deste trabalho.
A todos, minha gratidão e meu carinho.
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
5
RESUMO
Os vários setores de uma unidade hospitalar são grandes geradores de efluentes
contaminados que apresentam uma nocividade ambiental bastante acentuada, devido à
presença de poluentes em grandes concentrações e de produtos químicos utilizados para a
desinfecção e limpeza de equipamentos e salas de internação. Neste trabalho foi realizado o
tratamento e a análise de amostra aquosa de glutaraldeído (GA), produto químico utilizado
para a desinfecção de materiais hospitalares, utilizando como método de tratamento os
Processos Oxidativos Avançados (POAs), aplicando o tratamento com O
3
, UV e, ainda, a
combinação entre eles. As amostras de glutaraldeído preparadas para o tratamento foram
feitas em diferentes pH, diferentes concentrações de glutaraldeído e diferentes porcentagens
de ozônio para a escolha e a determinação do melhor método/combinação e, posteriormente
foi realizada a determinação espectrofotométrica do GA antes e após o tratamento de cada
amostra bruta e cada amostra tratada. Sendo assim, buscou-se a melhor combinação dos
métodos para a degradação de uma amostra aquosa de GA. A melhor combinação observada
foi o conjugado O
3
/UV, com degradação de 72,0 a 75,0% em um intervalo de pH 4 e 9.
Através da cinética ficou evidente que a degradação do GA independe do pH e que quanto
menor a concentração, aumenta-se o percentual de degradação chegando a 79,2% para 5 mg
L
-1
. Também foram realizados ensaios em amostra real do efluente geral proveniente de um
hospital regional. Neste caso o efluente foi caracterizado, posteriormente foi contaminada a
amostra com 10 mg L
-1
de GA e após o tratamento, observou-se uma degradação de 23,3% do
GA e reduções importantes em outros parâmetros e na degradação de glutaraldeído.
Palavras-chave: efluente hospitalar, glutaraldeído, processos oxidativos avançados.
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
6
ABSTRACT
The various sectors of a hospital unit are great contaminated generators of effluent that
present an environmental nocivity sufficiently accented, due to the presence of pollutants in
great concentrations and chemical products used for the disinfection and cleanness equipment
and internment rooms. In this work it was carried through the treatment and the analysis of a
watery sample of glutaraldehyde (GA), the chemical product that is used for the disinfection
of hospital materials, using as treatment method the Advanced Oxidation Processes (AOP),
applying the treatment with O
3
, UV and, still, the combination between them. The sample of
glutaraldeído prepared for the treatment had been made in different pH, different
concentrations of glutaraldehyde and different ozone percentages for the choice and the
determination of the best method/combination and, later it was realized the espectrofotometric
determination of the GA before and after the treatment of each gross sample and each treated
sample. This way, it was searched the best combination of the methods for the degradation of
a watery sample of GA. The best observed combination was the conjugated O
3
/UV, with
degradation of 72,0 – 75,0% in a range of pH 4 and 9. Through the kinetic one it was evident
that the degradation of the GA does not depend on the pH and that the lesser the concentration
is, it increases the percentage of degradation, reaching 79,2% for 5 mg L
-1
. Also tests in real
sample of the effluent generality proceeding from a regional hospital had been carried
through. In this in case the effluent one was characterized, and later the sample with 10 mg L
-1
of GA was contaminated and after the treatment, it was observed an important degradation of
23,3% of the GA and reductions in other parameters and in the degradation of glutaraldehyde.
Keywords: effluent hospital, glutaraldehyde, advanced oxidativos processes.
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7
LISTA DE FIGURAS
Figura 1.
Estrutura molecular do glutaraldeído .................................................. 15
Figura 2.
Fluxograma da metodologia utilizada para estudo da amostra aquosa
de glutaraldeído em meio aquoso e do efluente contendo
glutaraldeído .......................................................................................
26
Figura 3.
Configuração do reator teste: (1) Difusores para entrada de ozônio
no sistema; (2) Starter e reator para lâmpada; (3) Lâmpada
germicida 30 W; (4) Saída de ozônio; (5) Trap de segurança para
com solução KI/H
3
BO
3
para retenção de ozônio.................................
29
Figura 4.
Foto do fotorreator tipo coluna em funcionamento ............................ 29
Figura 5.
Métodos oxidativos versus pH e percentual de degradação de GA..... 34
Figura 6.
Degradação de GA 10 mg L
-1
em pH inicial 9....................................
36
Figura 7.
Degradação de GA 10 mg L
-1
em pH inicial 7 ................................... 36
Figura 8.
Determinação da constante de velocidade da reação de degradação
de GA 10 mg L
-1
em pH inicial 9 .......................................................
38
Figura 9.
Determinação da constante de velocidade da reação de degradação
de GA 10 mg L
-1
em pH inicial 7 .......................................................
38
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
8
LISTA DE TABELAS
Tabela 1.
Diferentes métodos para sistemas de catálise homogênea e heterogênea
de processos oxidativos avançados .............................................................
19
Tabela 2.
Parâmetros controlados durante a utilização do fotorreator tipo coluna ..... 32
Tabela 3.
Produção de ozônio gerada no fotorreator tipo coluna ............................... 32
Tabela 4.
Relação pH versus porcentagem de redução de GA nos diferentes
métodos com concentração de GA 10 mg L
-1
..............................................
34
Tabela 5.
Resultados das analises tempo versus Abs (480 nm), GA 10 mg L
-1
em
pH inicial 9 e 7.............................................................................................
35
Tabela 6.
Degradação de GA em diferentes concentrações iniciais em 60 minutos....
39
Tabela 7.
Parâmetros físico-químicos e microbiológicos da amostra de efluente
bruto.............................................................................................................
41
Tabela 8.
Eficiência para a detoxificação utilizando o método UV/O
3
...................... 43
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
9
LISTA DE ABREVIATURAS
ANA Agência Nacional das Águas
CONAMA Conselho Nacional do Meio Ambiente
CONSEMA Conselho Estadual do Meio Ambiente
DBO
Demanda Bioquímica de Oxigênio
DQO Demanda Química de Oxigênio
DQO
d
Demanda química de oxigênio dissolvido
DQO
t
Demanda Química de oxigênio total
FH Fotocatálise Heterogênea
GA Glutaraldeído
OMS Organização Mundial de Saúde
POAs Processos Oxidativos Avançados
UV Ultravioleta
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10
SUMÁRIO
1 INTRODUÇÃO ................................................................................................................12
2 FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA...................................................................................14
2.1 Meio ambiente e efluentes hospitalares...........................................................................14
2.2 Glutaraldeído...................................................................................................................15
2.3 Processos Oxidativos Avançados....................................................................................18
2.4 Aplicação da irradiação ultravioleta ................................................................................19
2.5 Aplicação do ozônio ....................................................................................................... 21
2.6 Aplicação da radiação ultravioleta/ozônio ...................................................................... 23
2.7 Reatores fotoquímicos ....................................................................................................24
2.8 Estudo cinético em processos catalíticos ........................................................................ 24
3 METODOLOGIA ............................................................................................................ 26
3.1 Delineamento da pesquisa ..............................................................................................26
3.2 Metodologia analítica......................................................................................................27
3.2.1 Determinação de GA .......................................................................................... 27
3.2.2 Determinação de ozônio – Método de Flamm ................................................... 28
3.2.3 Configuração do fotorreator tipo coluna ............................................................ 28
3.2.4 Configuração do ozonizador .............................................................................. 30
3.3 Ensaios de tratamento......................................................................................................30
3.3.1 Estudos de degradação do GA.............................................................................30
3.3.2 Estudos do efeito do pH na degradação do GA .................................................. 30
3.3.3 Estudo do efeito da concentração inicial do GA ................................................. 31
3.3.4 Estudo cinético .................................................................................................... 31
3.3.5 Estudo do método O
3
/UV no efluente real ......................................................... 31
4 RESULTADOS E DISCUSSÕES ...................................................................................32
4.1 Parâmetros operacionais do Fotorreator Tipo Coluna utilizado......................................32
4.2 Otimização dos métodos de tratamento ..........................................................................33
4.3 Estudos de degradação do glutaraldeído em diferentes pH ............................................ 35
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
11
4.4 Efeito da concentração inicial na degradação do glutaraldeído ....................................... 39
4.5 Caracterização do efluente ............................................................................................... 40
4.6 Método O
3
/UV aplicado à amostra real ........................................................................... 42
5 CONSIDERAÇÕES FINAIS........................................................................................... 45
6 REFERÊNCIAS .............................................................................................................. 47
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
12
1 INTRODUÇÃO
A geração de resíduos constitui-se atualmente um grande desafio a ser enfrentado
principalmente nos grandes centros urbanos. Os resíduos dos serviços de saúde – RSS estão
dentro desta problemática e vêm assumindo grande importância nos últimos anos (BRASIL,
2006), principalmente no que se refere aos resíduos líquidos, onde o glutaraldeído aparece
como contaminante do efluente, e assim, devido ao seu descarte inadequado vêm produzindo
danos ambientais e colocando em risco os recursos naturais e a qualidade de vida.
Microrganismos podem ser transmitidos de pessoa para pessoa, através de
superfícies de qualquer equipamento de uso comum. As medidas preventivas são as lavagens
das mãos pelos profissionais de saúde entre os procedimentos hospitalares realizados nos
pacientes e a descontaminação do material e da área utilizada ao final dos procedimentos. Os
procedimentos básicos de descontaminação são de fundamental importância para a prevenção
na disseminação de doenças em geral, principalmente em nível hospitalar, transmitidas por
água e contato pessoal. Para obter-se um processo de desinfecção eficiente, é necessário que
se submeta a superfície em questão, primeiramente à limpeza mecânica (fricção) associada à
química (solução detergente, desincrostante ou enzimático) para a remoção da macro
sujidade, pois a matéria orgânica é uma barreira à ação de desinfectantes assim como reduz a
atividade dos mesmos, no momento de sua aplicação (MASTROENI, 2005).
O glutaraldeído é um dialdeído, utilizado como desinfetante e esterilizante. O agente
químico mais utilizado na esterilização é o glutaraldeído a 2%, por um período de exposição
de 8 a 12 horas. É indicado para a esterilização de artigos críticos termossensíveis como
acrílicos, cateteres, drenos, náilon, silicones e outros. Usualmente, o tempo mínimo de
esterilização é de 18 horas, tanto para solução alcoólica a 8% quanto para solução aquosa a
10% (MASTROENI, 2005).
Glutaraldeído é um composto tóxico, irritante para a pele, mucosa e olho, que exige
precauções ocupacionais durante a manipulação como proteção individual (máscara e luvas) e
ambiente arejado. Todas as aplicações exigem limpeza criteriosa dos artigos antes da imersão
em soluções de glutaraldeído e posterior cuidadoso enxágüe com água esterilizada, para evitar
a contaminação (MASTROENI, 2005).
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
13
Nas últimas décadas, as exigências em relação às leis ambientais em todo o mundo
tem se tornado cada vez mais restritivas, principalmente devido ao aumento da
conscientização em relação à saúde humana e aos riscos ecológicos associados à poluição
ambiental (DANIEL, 2001).
Um dos vários grupos de tecnologias são os POAs (Processos Oxidativos
Avançados) definidos como processos de oxidação em que radicais hidroxilas são gerados
para atuar como agentes oxidantes químicos e, devido à alta reatividade desses radicais,
podem reagir com uma grande variedade de compostos orgânicos. Nesses processos,
geralmente, há o envolvimento da geração de espécies transientes, que são oxidantes
poderosos, principalmente o radical hidroxila (OH·) (DANIEL, 2001).
O desenvolvimento do presente trabalho levou em consideração:
• Relevância de apresentar uma alternativa de tratamento de efluente que contenha
glutaraldeído devido às características desta solução e seus efeitos tóxicos relacionados
com a exposição a esta substância.
• Quantificar analiticamente uma amostra aquosa de glutaraldeído em meio aquoso.
• Utilizar processos oxidativos avançados com um fotorreator tipo coluna, para execução de
tratamentos que envolvam radiação ultravioleta e ozônio.
• Propor um método para a remoção de glutaraldeído em efluentes líquidos da área da saúde
na região de abrangência da Bacia Hidrográfica do Rio Pardinho.
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
14
2 FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA
2.1 Meio ambiente e efluentes hospitalares
A geração de resíduos e seu posterior abandono no meio ambiente podem originar
sérios problemas ambientais, favorecendo a incorporação de agentes contaminantes na cadeia
trófica, interagindo em processos físico-químicos naturais e, portanto, ao aumento do
problema. A natureza é capaz de se renovar em seu curso natural, porém, à medida que os
processos, particularmente de substâncias químicas, ultrapassam os limites de reciclagem no
ambiente, há um desequilibro nos sistemas biológicos (SCHNEIDER, 2004).
O gerenciamento de resíduos químicos nas unidades geradoras esbarra em algumas
peculiaridades no tocante aos aspectos de legislação que merecem uma análise mais criteriosa
antes de implementar um programa de gestão de resíduos, o qual tem como objetivo
minimizar os danos causados pela disposição inadequada de tais rejeitos químicos nos corpos
receptores disponíveis (rede de esgotos, águas superficiais, aterros, etc.), por exemplo, o
lançamento de efluentes industriais líquidos (MASTROENI, 2005).
Disposição final de resíduos é a denominação técnica usada para designar a forma e o
local escolhidos para receber definitivamente qualquer resíduo descartado. No caso de
resíduos urbanos, a disposição final é geralmente em um aterro sanitário (ou lixão). No caso
dos resíduos químicos gerados em laboratórios de ensino, pesquisa e prestação de serviços, o
destino final encontrado pela grande maioria é ignorado ou difuso (pias, ralos, terrenos
baldios, agregado ao lixo doméstico, etc.) (MASTROENI, 2005).
Os hospitais representam uma fonte de liberação de muitos compostos químicos no
ambiente aquático devido à excreção da atividade da medicina ou do laboratório. O destino de
alguns destes produtos químicos, assim como sua ocorrência e os efeitos no meio ambiente
representam uma significativa fonte de risco. Soluções de desinfecção que contêm o
glutaraldeído (GA) são amplamente utilizadas em numerosos departamentos do hospital
(JOLIBOIS et al, 2002; LEUNG, 2001).
A solução de glutaraldeído é, após o uso, despejada no meio ambiente sem nenhuma
precaução de segurança particular. Tomando em consideração a quantidade de glutaraldeído
utilizado no uso diário e o volume liberado na água em quantidades excessivas, esta solução
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
15
apresenta um risco significativo ao meio ambiente, pois pode ser tratada como resíduo de
serviço de saúde e deve obedecer a NBR 12.807/93 e NBR 12.808 da ABNT (JOLIBOIS,
2002).
O cuidado para o descarte de resíduos químicos é, antes de tudo, um compromisso
com a sociedade. A implementação de um programa de gerenciamento de resíduos químicos é
a solução para que estes geradores passem a atuar de modo mais coerente (MASTROENI,
2005).
2.2 Glutaraldeído
O glutaraldeído é um dialdeído saturado, cuja fórmula é C
5
H
8
O
2
, conforme
apresentado na Figura 1. Apresenta-se na forma de líquido solúvel em água, álcool e em
solventes orgânicos e ácidos (pH entre 3 e 4). Na temperatura ambiente é incolor com odor
pungente e viscoso e usualmente é encontrado em solução aquosa a 50% (RESOLUÇÃO SS-
27).
Figura 1. Estrutura molecular do glutaraldeído.
Tem potente ação biocida, é bactericida, virucida, fungicida e esporicida. Uma solução
na concentração de 2% é indicada como esterilizante e um desinfectante de alto nível de
alguns equipamentos como endoscópios, conexões de respiradores, equipamentos de terapia
respiratória, tubos de espirometria e outros. É uma substância hidrofílica, passível de
biodegradação rápida, não bioacumulativa e com limitada persistência no ar, solo e água
(RESOLUÇÃO SS-27).
Sua atividade pode ser afetada pela diluição, temperatura e presença de matéria
orgânica. Os estudos na literatura sugerem que uma concentração mínima de 1% a 1,5% seja
necessária para a desinfecção de alto nível, sendo a concentração de 2% ótima para a
eliminação das micobactérias (GOMES, 2007, MÜLLER et al. 2001).
Produtos comerciais se apresentam geralmente em formulações contendo 2% de
glutaraldeído em soluções ácidas, que são ativadas através de agentes alcalinizantes. Uma vez
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
16
ativada estas soluções possuem um prazo de validade limitado, geralmente de 14 dias.
Também se encontram disponíveis formulações ácidas estabilizadas com 2% de princípio
ativo, cujo prazo de atividade, após ativação, é de geralmente 28 dias. Soluções ativadas de
glutaraldeído a 2% são consideradas esterilizantes químicos por uma exposição de 8 a 10
horas, assegurando a destruição de esporos bacterianos (MASTROENI, 2005).
A atividade micobacteriana é relativamente mais lenta. A atividade de soluções
aquosas ácidas é consideravelmente mais baixa do que as soluções ativadas ao intervalo de
pH entre 7,5 e 8,5. A ativação é feita com agentes alcalizantes, por exemplo, 0,3% (m/v) de
bicarbonato de sódio. A concentração usualmente indicada é de 2% ativada (pH= 8,3),
aplicada por um período de 6 a 10 horas. Com o aumento da temperatura, a atividade das
soluções ácidas e alcalinas independem do pH e são similares (MASTROENI, 2005).
A atividade biocida e inibitória do glutaraldeído é devido à alquilação de grupos
sulfidrilas, hidroxila e amino, alterando os ácidos nucléicos e a síntese de proteínas, nos
microrganismos. Baixas concentrações inibem a geminação de esporos de Bacillus subtilis e
Bacillus pumilus e concentrações mais elevadas de 2% são esporicidas (MASTROENI, 2005).
O mecanismo de ação do glutaraldeído envolve uma associação forte entre as camadas
tanto externa quanto interna das células bacterianas, inibindo a geminação dos esporos
bacterianos e posterior desenvolvimento (MASTROENI, 2005).
Mesmo em concentrações inferiores a 2%, é ativo contra diversos vírus e diversas
bactérias em forma vegetativa. Na desinfecção de nível intermediário de artigos semi-críticos
como endoscópios, o intervalo de exposição por 20-30 minutos é considerado suficiente e
seguro para o paciente. Para os chamados vírus lentos, e príons ainda não foi identificada
atividade germicida quando expostos aos aldeídos (MASTROENI, 2005).
Segundo o site do Hospital Virtual Brasileiro, a utilização do glutaraldeído apresenta
as seguintes vantagens: age na presença de matéria orgânica; não altera materiais como
plásticos e borrachas e não interfere na condutividade elétrica de equipamentos; não é
contaminado por microrganismos; não descolora materiais; a temperatura ambiente mantém
sua estabilidade e libera menos vapores irritantes e odor forte.
O material a ser esterilizado deve ser muito bem lavado e seco, se estiver infectado
deve-se realizar desinfecção prévia. Feito isso o material pode então ser colocado na solução
de glutaraldeído, tomando-se os seguintes cuidados: imergir totalmente o material na solução,
evitar a formação de bolhas, o recipiente no qual os materiais devem ser imersos, deve estar
esterilizado e deve ser preferencialmente de vidro ou plástico; o recipiente deve tapado,
marcando-se o início da esterilização; enxaguando o material por três vezes após a
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
17
esterilização, utilizando-se água ou soro fisiológico estéreis, tomando cuidado para se evitar a
contaminação dos materiais e o material deve ser utilizado imediatamente (MASTROENI,
2005).
Considerando que o uso de glutaraldeído é um procedimento recomendado para
desinfecção de artigos hospitalares nos setores de endoscopia, broncoscopia, centro cirúrgico
e serviços de diálise, mas não isento de riscos para saúde ocupacional, algumas informações
técnicas e recomendações inerentes à biossegurança frente à utilização do produto devem ser
seguidas:
1. Os efeitos tóxicos do glutaraldeído relacionam-se com a exposição da pele e ou mucosas,
por contato direto ou por via inalatória. A sua decomposição quando aquecido, pode liberar
CO, CO
2
e ácido.
2. Os sinais e sintomas relacionados com a intoxicação por glutaraldeído incluem dor de
garganta, broncoespasmo, insuficiência respiratória, prurido e obstrução nasal, conjuntivite,
dermatite atópica, cefaléia, náusea e vômitos.
3. Como medidas preventivas, destaca-se:
• Utilizar sistema individual e adequado de ventilação ambiente, com exaustão (mínimo
de 10 trocas de ar por hora);
• Utilizar a quantidade mínima necessária do produto para a o procedimento de
desinfecção dos materiais;
• Utilizar luvas de borracha, de cano longo, evitando o contato direto do desinfetante
com a pele (luvas de latex não oferecem a proteção adequada);
• Lavagem das mãos enluvadas, após o manuseio do produto e utilizar avental
apropriado, impermeável, óculos ou protetor facial, calçados fechados e máscara com
filtro de carvão vegetal durante a manipulação do glutaraldeído;
• Manter fechado todo o recipiente com a solução de glutaraldeído, armazenando-o em
local apropriado em temperatura ambiente;
• Em caso de exposição de pele ou mucosas ao desinfetante, proceder com a lavagem da
área exposta com água corrente, e buscar orientações no setor de medicina e segurança
do trabalho;
• Os resíduos nas superfícies do mobiliário e piso, poderão ser removidos com papel
toalha absorvente;
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
18
• Não reutilizar os galões ou frascos do fabricante para armazenar a solução de
glutaraldeído, e após o esvaziamento dos galões proceder a rinsagem com água e
descartar o recipiente.
• Os recipientes utilizados para armazenar as soluções de glutaraldeído deverão
apresentar identificação do produto, nome do profissional responsável pela diluição,
data da diluição e a identificação “tóxico”.
Os efeitos do glutaraldeído na espécie natural do ambiente são para concentrações
relativamente fracas, moderadamente tóxicas à fauna aquática e altamente o tóxico às algas.
Neste contexto, a liberação de glutaraldeído no ambiente natural por departamentos do
hospital constitui um problema ambiental real por causa das grandes quantidades rejeitadas
(JOLIBOIS et al, 2002; EMMANUEL et al, 2005).
2.3 Processos Oxidativos Avançados
Os Processos Oxidativos Avançados (POA) são alternativas tecnológicas
extremamente eficientes para destruir substâncias orgânicas de difícil degradação e muitas
vezes em baixas concentrações. A oxidação química é o processo na quais elétrons são
removidos de uma substância aumentando seu estado de oxidação (DEZOTTI, 2003;
ESPURGAS et al. 2002; PÊRA-TITUS et al. 2004).
Os POAs podem ser considerados como tecnologias limpas, isto porque na oxidação
química não há formação de subprodutos sólidos (lodos), também não há transferência de fase
dos poluentes (como a adsorção em carvão ativo) e os produtos finais da reação são o CO
2
e
H
2
O. Envolvem a geração de radicais hidroxila (·OH), um forte oxidante que destrói as
moléculas orgânicas presentes em águas contaminadas. Os radicais hidroxila são gerados
através de reações envolvendo um oxidante forte, como o ozônio (O
3
), um semicondutor
como dióxido de titânio e irradiação ultravioleta (GLAZE, et al, 1987; DEZOTTI, 2003;
MONTAGNER et al, 2005).
Vários processos de produção de radical hidroxila têm sido estudados e dentre os
principais estão a fotólise, a fotocatálise e a oxidação com ar, com peróxido de hidrogênio e
ozônio, além dos sistemas combinados constituídos de oxidantes, adsorventes e catalisadores
(ANDREOZZI e MAROTTA, 1999; VILLASEÑOR et al, 2002, MACHADO et al, 2007).
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
19
Nos sistemas homogêneos, onde não existe a presença de catalisadores na forma
sólida, a degradação dos poluentes pode ocorrer de duas formas: a fotólise direta com
ultravioleta e a geração de radical hidroxila. Nos sistemas heterogêneos a presença dos
catalisadores semicondutores, que são substancias que aumentam a velocidade da reação para
se atingir o equilíbrio químico sem sofrer alterações químicas. Entre estes, podemos citar os
processos que envolvem a utilização de ozônio, peróxido de hidrogênio, decomposição
catalítica do peróxido de hidrogênio em meio ácido, e semicondutores como o dióxido de
titânio (ALATON et al, 2002).
Há um grande número de processos para a geração do radical hidroxila, alguns dos
quais são apresentados na Tabela 1.
Tabela 1. Diferentes métodos utilizados nos sistemas de catálise homogênea e heterogênea de
Processos Oxidativos Avançados.
SISTEMAS HOMOGÊNEOS SISTEMAS HETEROGÊNEOS
Com irradiação Sem irradiação Com irradiação Sem irradiação
O
3
/UV O
3
/OH
-
a/O
3
/UV Eletro-Fenton
H
2
O
2
/UV O
3
/H
2
O
2
a/H
2
O
2
/UV Fenton Anódico
H
2
O
2
/ Fe
2+
/UV (Vis) H
2
O
2
/ Fe
2+
Eletrooxidação
a: semicondutor (TiO
2
, ZnO
2
, por exemplo).
Fonte: (BELTRAN et al, 1997).
Segundo Jardim e Teixeira (2004), os POA apresentam uma série de vantagens,
podendo se citar:
• Mineralizam o poluente e não somente o transferem-no de fase;
• Transformam produtos refratários em compostos biodegradáveis;
• Podem ser usados com outros processos;
• Tem forte poder oxidante, com cinética de reação elevada;
• Geralmente não necessitam um pós-tratamento ou disposição final.
2.4 Aplicação da radiação ultravioleta
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
20
O uso da radiação ultravioleta tem sido avaliado no tratamento de resíduos,
principalmente visando sua desinfecção, e tem sido usada no tratamento de compostos
orgânicos voláteis. A fotólise direta envolve a interação de luz com as moléculas, causando a
sua dissociação em fragmentos (DANIEL, 2001; DAVIS e HUANG, 1989).
A fração mais energética do espectro ultravioleta (UV) é comumente usada como
agente bactericida em tratamento de água e ar, permitindo uma taxa de desinfecção eficiente
pelo emprego de lâmpadas germicidas (254 nm), sem, contudo, eliminar a massa microbiana.
A desinfecção com radiação ultravioleta é diferente dos métodos que utilizam produtos
químicos, como, por exemplo, o cloro. Sendo assim, não adiciona produtos ao esgoto ou à
água, não há residual desinfetante e a ação da radiação só é efetiva enquanto a fonte estiver
ligada ou o líquido estiver passando pelo reator fotoquímico. Há dois modelos de fontes de
radiação artificiais ultravioleta: as lâmpadas de baixa pressão de vapor de mercúrio e as
lâmpadas de média pressão de vapor de mercúrio (CHERNICHARO, 2001; DANIEL, 2001).
Basicamente, a desinfecção ultravioleta é conseguida pela exposição dos
microrganismos presentes nos esgotos à radiação emitida por lâmpada ultravioleta. Essa
exposição de esgotos a radiação UV é feita em canais ou em dutos sob pressão, denominados
reatores fotoquímicos, fotorreatores ou simplesmente reatores UV (GONÇALVES, 2003).
A irradiação UV pode ser usada individualmente e com muito sucesso na inativação
de algas (ALAM et al., 2001) e na inativação de microrganismos patogênicos (DONAIRE,
2001), pois ela causa um dano no seu DNA, impedindo sua reprodução. Além disso, a
radiação UV pode ser usada na destruição de compostos orgânicos em processos de
degradação fotoquímicos e fotocatalíticos. Os radicais hidroxila, que são as espécies oxidantes
nesses processos, podem ser gerados através da utilização de oxidantes, como ozônio,
peróxido de hidrogênio, Fenton, e outros, sem irradiação UV. Entretanto, o uso combinado
desses oxidantes com UV apresenta uma série de vantagens, aumentando a eficiência dos
processos catalíticos (JARDIM e TEIXEIRA, 2004; NOGUEIRA e JARDIM, 1996).
O emprego de radiação UV é, portanto, uma importante alternativa à desinfecção de
química de águas residuárias. Nenhum tipo de produto é adicionado a corrente líquida
resultando em processos simples, de baixo custo e com pouca exigência de preocupação e
manutenção (GONÇALVES, 2003; SPERLING, 2005).
Além da radiação UV natural presente na luz solar, pequenas frações de radiação UV
artificial podem ser emitidas por lâmpadas comuns, lâmpadas de halogênio, lâmpadas
fluorescentes, telas de computadores, entre outras. Para efeito de desinfecção de águas e
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21
esgotos, quantidades de radiações UV muito superiores a estas são necessárias, o que é obtido
utilizando lâmpadas a vapor de mercúrio como fonte geradora (GONÇALVES, 2003).
2.5 Aplicação de ozônio
O ozônio é um gás incolor de odor pungente e com alto poder oxidante (E
0
= 2,08 V).
Possui forma triatômica do oxigênio e, em fase aquosa, ele se decompõe rapidamente a
oxigênio e espécies radicalares. O ozônio também tem sido estudado há muitos anos e a sua
utilização tem sido citada em um número cada vez maior de trabalhos, pois é eficiente na
degradação de uma grande variedade de poluentes em fase líquida, bem como na remoção de
odores em fase gasosa (MAHMOUD; FREIRE, 2007).
O ozônio é parcialmente solúvel em água, instável e que evapora a temperatura de
-112°C, à pressão atmosférica. Possui cheiro penetrante e é facilmente detectável em
concentrações muito baixas (0,01 a 0,05 mg L
-1
). Pode ser produzido a partir de descargas
elétricas em meio gasoso. É o segundo oxidante mais poderoso, excedido em seu potencial de
oxidação somente pelo flúor. É poderoso contra germes e vírus. É um poderoso agente
oxidante, muito efetivo na destruição de vírus, bactérias, protozoários e outros parasitas, bem
como na oxidação de matéria orgânica. Sua aplicação de tratamento de esgotos é melhor
empregada em tratamentos com depuração biológica utilizando oxigênio puro, pelo fato de
reutilizar o oxigênio excedente da câmara de ozonização no reator biológico. Age nos
constituintes da membrana citoplasmática, nos sistemas enzimáticos e nos ácidos nucléicos
dos microrganismos. No vírus, o ozônio ataca tanto as proteínas das células como os ácidos
nucléicos (GONÇALVES, 2003; ALONSO et al. 2002).
O mecanismo de desinfecção do ozônio inclui destruição parcial ou total da parede
celular, levando ao rompimento das células; reações com radicais livres (peróxido de
hidrogênio ou íon hidroxila) da decomposição do ozônio; e danos constituintes do material
genético. O interesse na utilização do ozônio tem por principal motivo o impacto benéfico ao
meio ambiente, pois não há formação de trihalometanos. As etapas integrantes do fluxograma
de um sistema de ozonização incluem: armazenagem (oxigênio), geração do ozônio, dosagem,
tanque de contato, destruição do ozônio excedente e disposição final do efluente. A aplicação
do ozônio no tratamento de efluentes sempre é realizada pela dispersão do gás no mesmo
(GONÇALVES, 2003).
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
22
Segundo Jardim e Teixeira (2004) existem dois tipos de reações envolvendo ozônio:
direta, onde a molécula de ozônio reage diretamente com outras moléculas orgânicas ou
inorgânicas, via adição eletrofílica, e indireta, através de reações radicalares (principalmente
.
OH). Além disso, existem diversas formas do ozônio gerar radicais hidroxila, dependendo
dos coadjuvantes presentes no sistema reacional.
Em se tratando de desinfecção de efluentes, o ozônio é apresentado como excelente
neste tipo de processo devido à sua rapidez de ação, ao seu elevado potencial de oxidação-
redução, à sua eficiência na inativação de microorganismos e devido à baixa toxicidade
encontrada nos efluentes tratados. Além de desinfetar, a ozonização de efluentes secundários
reduz a concentração de sólidos suspensos totais pela flotação e pela solubilização. A ação
oxidante do ozônio atua sobre as moléculas orgânicas que causam cor. Assim, o efluente
desinfetado normalmente tem cor menor que o não desinfetado. Por conseqüência, ocorre
redução de DBO
5
, DQO, e absorbância em comprimento de onda de 254 nm
(CHERNICHARO, 2001).
Segundo Von Gurten (2003), dependendo da qualidade do meio em que se encontra, o
tempo de meia vida do ozônio varia de alguns segundos até horas. A estabilidade do ozônio
no meio depende de diversos fatores, dentre eles, o pH merece especial atenção, uma vez que
os íons hidroxilas iniciam o processo de decomposição do ozônio, como é mostrado na
equações 1 e 2:
O
3
+ OH
.
→ HO
2
-
+ O
2
(1)
O
3
+ HO
2
-
→
.
OH + O
2
-
.
+ O
2
(2)
De acordo com as equações 1 e 2, a decomposição do ozônio pode ser acelerada pelo
aumento do pH ou pela adição de peróxido de hidrogênio. Desta maneira, a oxidação de
compostos orgânicos e inorgânicos pode ocorrer via ozônio molecular (reação direta -
predominante em meio ácido) ou radical hidroxila ( reação indireta – predominante em meio
alcalino), embora na prática haja contribuição dos dois mecanismos. A reação direta (ataque
eletrofílico por ozônio molecular) é atribuída a compostos que tem ligação do tipo C=C,
grupos funcionais especificos (OH, CH
3
, OCH
3
) e átomo que apresentam densidades de
cargas negativas (N, P, O e S) (ALMEIDA et al. 2004).
Os recentes avanços nos sistemas de geração de ozônio tem diminuído a energia
requerida para sua produção, resultando numa considerável redução nos custos envolvidos
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23
para sua aplicação, o que vem tornando a utilização deste processo bastante atrativa (FREIRE
et al. 2000).
Além da ozonização via O
3
molecular ou via hidroxila outra possibilidades de
aplicação de ozônio na remediação de efluentes estão disponíveis na literatura. (CHITOSE et
al. 2003) Ozônio combinado com radiação ultravioleta, com peróxido de hidrogênio, ou uma
combinação destes (O
3
/UV/H
2
O
2
), além de O
3
/TiO
2
, apresentam resultados efetivos na
remediação de alguns efluentes industriais (WERT et al. 2009; ROSENFELDT et al. 2008;
ROSAL et al, 2009).
2.6 Aplicação da radiação ultravioleta/ozônio
O ozônio pode ser usado combinado com radiação UV. Em solução, o ozônio absorve
na faixa de comprimento de onda de radiação UV, em 254 nm. Nesta faixa de comprimento
de onda o ozônio se decompõe produzindo uma grande quantidade de radicais ·OH
(DEZOTTI, 2003).
Segundo Tiburtius et al (2004) e Shen et al (1999) quando o ozônio esta associado à
radiação ultravioleta, o poder oxidante de ozônio aumenta significativamente, em função da
geração do forte oxidante radical hidroxila conforme apresentado na equação 3 e 4.
O
3
+ hυ → O
.
+ O
2
(3)
O
.
+ H
2
O → 2
.
OH (4)
O radical hidroxila formado é um dos radicais livres mais reativos e um dos agentes
oxidantes mais fortes, com esta característica ele se torna eficiente para degradar compostos
poluentes. Além disso, esta espécie é bem menos seletiva que o ozônio, sendo capaz de oxidar
uma ampla gama de compostos. Devido a estas vantagens, o emprego do ozônio visando a
formação de radicais hidroxila é muito mais versátil e costuma ser a forma mais empregada,
principalmente por ser mais eficiente para promover a completa oxidação (mineralização) dos
compostos orgânicos poluentes (MAHMOUD e FREIRE, 2007).
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24
2.7 Reatores Fotoquímicos
Uma grande variedade de reatores fotoquímicos têm sido empregada nos estudos de
fotodegradação. A maioria dos experimentos em laboratório são com reatores do tipo batelada
completamente misturados. Entretanto, existem também reatores no forma de expiral em
torno da fonte luminosa, reatores cilíndricos empacotados, reatores de leito fixo, entre outros
(JARDIM e TEIXEIRA, 2004).
Em laboratório, os sistemas fotoquímicos são geralmente estudados em escala
experimental, com fontes de luz de baixa energia, com reatores de pequeno volume e com
concentrações e temperaturas muito bem controladas (JARDIM e TEIXEIRA, 2004; HONG
et al, 2007).
2.8 Estudos cinéticos em processos fotocatalíticos
A cinética dos POAs fotocatalíticos heterogêneos apresenta características especiais,
principalmente porque as investigações resultantes das combinações
semicondutor/radiação/oxidantes envolvem também sistemas homogêneos. Nestes casos, as
avaliações incluindo somente oxidantes, radiação e coadjuvantes (ultra-som, condição
supercrítica) e/ou suas combinações, vêm sendo definidas como reações de primeira ordem ou
pseudo-primeira ordem, sendo este termo também citado como primeira ordem aparente.
Expressões para a cinética de primeira ordem em sistemas homogêneos são apresentadas a
seguir.
V = - ∂C/∂t (1)
que integrando resulta em
C = C
0
e
- kt
(2)
e que por linearização via função logarítmica é expressa
ln C – ln C
0
= -kt (3)
onde,
V = velocidade ou taxa reacional (p. ex. mg L
-1
min
-1
);
C = concentração em um dado momento de degradação (p. ex. mg L
-1
);
C
0
= concentração inicial (p. ex. mg L
-1
);
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25
k = constante cinética (p. ex. min
-1
);
t = tempo (p. ex. min)
O procedimento de obtenção da constante cinética segue o método dos mínimos
quadrados, sendo que a regressão linear de ln (C/C
0
) versus tempo permite a obtenção da
constante cinética (LIMA et al. 2005).
Nos processos de fotocatálise heterogênea as considerações para estudos cinéticos são
mais complexas, pois são considerados também os efeitos adsorventes do semicondutor
(YANG, 2000; RIZZO et al. 2009).
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26
3 METODOLOGIA
3.1 Delineamento da Pesquisa
O efluente estudado foi coletado num hospital localizado no Vale do Rio Pardo, RS,
Brasil. É caracterizado como hospital regional e possui sistema de tratamento secundário do
tipo tanque séptico, o que é comum à maioria dos hospitais no Brasil. A Figura 2 apresenta
um diagrama do andamento do processo realizado com as amostras.
Figura 2. Fluxograma da metodologia utilizada para estudo da amostra aquosa de
glutaraldeído em meio aquoso e do efluente contendo glutaraldeído.
Efluente Hospitalar
Processos Oxidativos Avançados
O
3
UV
Alcalinidade Total
Surfactantes
Turbidez
DBO
5
DQO
Coliformes Termotolerantes
Glutaraldeído
Caracterização do Efluente
UV/O
3
Glutaraldeído
Efluente Real
Amostra Aquosa
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27
Para caracterizar e demonstrar a eficiência dos tratamentos propostos foram realizadas
determinações da demanda bioquímica de oxigênio (DBO
5
)
,
demanda química de oxigênio
(DQO),
coliformes termotolerantes, surfactantes, turbidez e glutaraldeído, conforme
apresentado na Figura 2. Todas as análises foram realizadas na Universidade de Santa Cruz do
Sul-UNISC. As análises de DBO
5,
DQO,
coliformes termotolerantes, surfactantes,
alcalinidade total e turbidez foram realizadas na Central Analítica. As análises de
glutaraldeído e os processos de tratamento com POAs (UV, O
3
e UV/O
3
) foram realizados no
Laboratório de Tecnologia de Tratamento de Águas e Efluentes.
Todas as análises foram realizadas de acordo com o APHA/AWWA-Standard
Methods for the Examination of Water and Wastewater (1998).
3.2 Metodologia Analítica
3.2.1 Determinação de GA
O método analítico selecionado para este estudo é baseado na determinação
espectrofotométrica de Glutaraldeído em solução aquosa (BORATYNSKI e ZAL, 1990;
JOLIBOIS et al, 2001).
As soluções padrão foram preparadas pela diluição de uma solução de Glutaraldeído
da Marca VETEC, 50% v/v para uma concentração de 10 mg L
-1
. O reagente que permite o
desenvolvimento da reação colorida é uma mistura da solução aquosa de 0,4 mL de fenol 5%
e 10 mL do ácido perclórico adicionadas a 1 mL de glutaraldeído.
Após 15 minutos para o desenvolvimento da cor, a absorbância é determinada em um
espectrofotômetro da marca Pró-Análise V-1100 no comprimento de onda de 480 nm.
As amostras sintéticas para a otimização dos métodos e para tratamento foram
preparadas em diferentes pH 4, 7 e 9, utilizando HCl 10% para acidificação e NaOH 10%
para alcalinização.
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28
3.2.2 Determinação de Ozônio – Método de Flamm
A determinação de ozônio em meio gasoso foi realizada através do borbulhamento
do ar ozonizado em solução absorvedora de H
3
BO
3
0,1 mol L
-1
/KI 10% m/v e posterior
medida da absorbância do íon triodeto formado em 420 nm. No comparativo com a curva de
calibração e cálculo estequiométrico foi feita a conversão da taxa de produção em mg L
-1
de
O
3
(FLAMM, 1977).
Já a determinação de ozônio dissolvido foi realizada através da mistura de 10 mL do
efluente ozonizado com 10 mL de solução absorvedora H
3
BO
3
1 mol L
-1
/KI 1% (m/v). Foi
utilizada uma curva analítica com misturas de solução padrão de Iodo em meio à solução
absorvente com determinação do íon triodeto formado em absorbância de 420 nm. A faixa de
concentração selecionada foi de 0 a 10 mg L
-1
de Iodo. Este procedimento consistiu numa
variação do método de Flamm (1977).
3.2.3 Configuração do Fotorreator Tipo Coluna
Para o estudo foi previamente construído um reator tipo coluna em acrílico que possui
um volume útil de 5 litros. Este reator é confeccionado em forma de um prisma quadrangular
com dimensões 12x12x42cm. Este sistema possui uma lâmpada germicida de 15 W situada no
centro do reator. Também possui quatro difusores na sua base, para entrada de ozônio. O
ozônio é transportado para o líquido através de uma bomba de vácuo. Este ozônio é gerado
através de um ozonizador (RADAST 2C – OzOxi – Ozônio). Este reator pode ser visualizado
nas Figuras 3 e 4.
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29
Figura 3. Configuração do reator teste: (1) Difusores para entrada de ozônio no sistema; (2)
Starter e reator para lâmpada; (3) Lâmpada germicida 30 W; (4) Saída de ozônio; (5) Trap de
segurança para com solução KI/H
3
BO
3
para retenção de ozônio.
Figura 4. Foto do reator tipo coluna em funcionamento.
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30
3.2.4 Configuração do Ozonizador
O ozonizador, acoplado ao fotorreator tipo coluna, consiste em uma fonte de ozônio a
ser utilizada durante o tratamento das amostras. Ele possui configurações que determinam à
quantidade de O
3
, utilizado principalmente durante os testes de otimização do melhor método
de tratamento, variando suas quantidades em 20, 40, 60, 80 e 100%.
O gerador de ozônio empregado (RADAST 2C) funciona com descarga elétrica,
possuindo capacidade de geração de até 2000 mg O
3
h
-1
, alimentado com corrente de ar
previamente seco com trap’s de CaCl
2
e SiO
2
gel. A compressão de ar foi feita com uso de
bomba de vácuo modelo Tecnal.
3.3 Ensaios de Tratamento
3.3.1 Estudos de degradação do GA
O estudo de degradação do glutaraldeído foi realizado através de POAs utilizando O
3
,
UV e a combinação O
3
/UV. O tempo de reação no fotorreator tipo coluna foi de 60 minutos,
sendo realizada a determinação espectrofotométrica de GA e de pH antes e após o tratamento.
Estudou-se o efeito do pH e da concentração inicial de GA no processo de degradação. Todos
os ensaios foram realizados à temperatura ambiente (± 25
o
C).
3.3.2 Estudos do efeito do pH na degradação do GA
Os estudos de degradação do glutaraldeído em diferentes pH foi realizado através de
POAs utilizando o O
3
, UV e a combinação O
3
/UV do seguinte modo: 100 mL de solução de
glutaraldeído 50% foram diluídos em 5 L de água, obtendo-se uma solução de concentração
10 mg L
-1
. O pH foi ajustado adicionado-se HCl 10%, para obter uma solução de pH 4 e
NaOH 10% para a obtenção dos pH 7 e 9. O tempo de reação no fotorreator tipo coluna foi de
60 minutos, sendo realizada a determinação espectrofotométrica da amostra de GA e de pH
antes e após o tratamento para verificar a ocorrência de variação.
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
31
3.3.3 Estudo do efeito da concentração inicial do GA
O efeito da concentração inicial de GA foi realizado empregando-se soluções de 5, 10
e 15 mg L
-1
em pH 7 e 9. O procedimento foi igual ao descrito no item anterior porém
utilizando-se apenas o método conjugado O
3
/UV.
3.3.4 Estudo cinético
Para determinar à cinética da reação de degradação do GA foram feitas ensaios de
degradação somente na presença do método conjugado O
3
/UV medindo-se a concentração de
GA em intervalos de 10 minutos até o tempo de 120 minutos. Empregou-se em ambos os
casos a concentração inicial de 10 mg L
-1
, pH 7 e 9 e determinação espectrofotométrica de
GA e de pH antes e após cada tratamento.
Através da lei de Beer, sabe-se que, ln(C/C
0
) equivale a ln(A/A
0
), onde A
0
é a
absorvância da solução no instante zero e A em um instante t qualquer, após o acionamento da
lâmpada e ozônio. Com base nesta relação foram construídos gráficos onde o valor de k foi
obtido através do coeficiente angular da reta (LIMA et al, 2005).
3.3.5 Estudo do método O
3
/UV no efluente real
Foram realizadas duas coletas no tanque de inspeção na saída da fossa séptica do
hospital em estudo e feita a caracterização do efluente através de parâmetros físico-químicos e
microbiológicos da amostra. O efluente foi coletado de acordo com as normas de higiene e
segurança e todas as análises realizadas em laboratório da Universidade de Santa Cruz do Sul,
de acordo com o APHA/AWWA-Standard Methods for the Examination of Water and
Wastewater (1998).
O estudo de degradação de GA na amostra real foi realizado através do método
conjugado O
3
/UV e da mesma maneira que para a degradação de amostra aquosa de GA.
Foram adicionados para a contaminação da amostra 100 mL de solução de glutaraldeído 50%
em 5 L do efluente bruto a ser tratado, obtendo-se assim uma solução de concentração de 10
mg L
-1
. O tempo de tratamento foi de 60 minutos sendo realizadas determinações
espectrofotométricas de GA e de pH antes e após o tratamento.
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
32
4. RESULTADOS E DISCUSSÕES
4.1 Parâmetros operacionais do Fotorreator Tipo Coluna utilizado
O fotorreator tipo coluna opera em sistema de batelada e possui as características
apresentadas na Tabela 2.
Tabela 2. Parâmetros controlados durante a utilização do fotorreator tipo coluna.
Parâmetro Valores
Consumo total de energia (WL
-1
) 3
Temperatura (°C) 20-25
Pressão da bomba (kgf cm
-3
) 1,05
Dosagem de radiação (W cm
-2
)
(254nm) 15
Capacidade de tratamento (L h
-1
) 5
Altura da coluna da água (cm) 36
Tempo de Tratamento (min) 60
A determinação da taxa de produção e transferência de ozônio no fotorreator tipo
coluna foi determinada através de estudos pelo Método de Flamm (FLAMM, 1977). A Tabela
3 apresenta os dados de geração de ozônio no fotorreator tipo coluna.
Tabela 3. Produção de ozônio gerada no fotorreator tipo coluna.
[O
3
]
(%)
O
3
produzido
(mg h
-1
)
Redução de GA
*
(%)
20 37,2 9,3
40 239,4 11,2
60 344,2 24,1
80 609,2 34,9
100 1335,8 49,0
*
Com base nos valores de absorbância.
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
33
Com base nos valores de absorbância os ensaios mostraram que equipamento
trabalhando no máximo de produção de ozônio fornece 1.335,84 mg O
3
h
-1
conforme
apresentado na Tabela 3, portanto, foi considerado para a realização dos ensaios de
degradação o máximo de ozônio produzido. Não foram realizados ensaios com outros
percentuais de ozonização.
Segundo Dambros (2008) que realizou um trabalho com o reator tipo coluna muito
semelhante ao proposto neste trabalho, variando apenas o tamanho do reator. Seu objetivo foi
à degradação de Rodamina B com ensaios de ozonização, onde os ensaios mostraram que a
transferência de ozônio de 100% de gerador de ozônio para o reator era de 1.141,08 mg O
3
h
-1
durante todo o período de tratamento. Seus ensaios mostraram que a transferência de ozônio
para o reator foi total durante todo o período de tratamento.
4.2 Otimização dos métodos de tratamento
A otimização do método para a análise de degradação do GA foi realizada conforme
os estudos de degradação do GA em diferentes pH com POAs utilizando o O
3
, UV e a
combinação O
3
/UV. Foram preparadas soluções diluíndo 100 mL de solução de glutaraldeído
50% em 5 L de água, obtendo-se uma solução 10 mg L
-1
. O pH foi ajustado adicionado-se
ácido HCl a 10% para obter uma solução de pH 4 e base NaOH a 10% para a obtenção dos
pH 7 e 9.
Na Tabela 4 e na Figura 5 apresentamos os resultados obtidos, incluindo também a
porcentagem de redução calculados a partir da média de absorbância A/A
0
para cada um dos
diferentes métodos e pH aplicados com um tratamento de 60 minutos.
Bacarim (2007) utilizou um reator tipo coluna com rampas e estudou o método O
3
,
UV e UV/O
3
com amostras sintéticas de formaldeído obtendo degradação de 12,56 % para
utilização de O
3
e para o método conjugado UV/O
3
de 31 % num tempo de 120 minutos.
Oserva-se assim que o método conjugado parece mais eficiente no processo de degradação,
embora que com percentual de degradação menor que os resultados aqui por nós
apresentados.
Trabalho realizado por Lima (2008) utilizando reator muito semelhante ao proposto
neste trabalho apresentou resultados onde se pode concluir que o processo que empregou a
O
3
/UV mostrou-se mais eficiente no descolorimento do efluente têxtil, porém com resultados
muito próximos dos obtidos no processo que empregou apenas ozonização.
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
34
Tabela 4. Relação pH versus porcentagem de redução de GA nos diferentes métodos com
concentração de GA 10 mg L
-1
.
Métodos
pH 4 7 9
Abs t=0
0,353(±0,019)
0,364(±0,005)
0,353(±0,023)
O
3
t=60
0,307(±0,014)
0,239(±0,016)
0,193(±0,029)
% Redução
12,98(±5,113)
34,22(±5,451)
45,52(±5,392)
pH
final
4 5 6
Abs t=0
0,367(±0,021)
0,385(±0,009)
0,363(±0,007)
UV t=60
0,325(±0,015)
0,336(±0,014)
0,335(±0,010)
% Redução
11,16(±5,59) 12,89(±1,916)
7,52(±2,635)
pH
final
4,5 6 8
Abs t=0
0,357(±0,017)
0,350(±0,023)
0,343(±0,009)
O
3
/UV t=60
0,099(±0,007)
0,093(±0,025)
0,086(±0,005)
% Redução
72,21(±3,369)
73,60(±6,208)
74,96(±1,632)
pH
final
4 6 6
O3/UV
O3
UV
9
7
4
0
10
20
30
40
50
60
70
80
% de degradação
Métodos
pH
Figura 5. Métodos oxidativos versus pH e percentual de degradação de GA.
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
35
No trabalho de Dambros (2008) com objetivo de degradação de Rodamina B com
ensaios de ozonização, foi observado a redução no pH de 9 para 6,5 por conseqüência da
geração de radical HO
-
produzido pela ação do O
3
, uma vez que o sistema O
3
/HO
-
atua com
os íons hidroxila como agente redutor. Para ensaios de fotoozonização não ocorreu à
esperada ação coadjuvante da radiação UV, pois as reduções de absorbância foram menores
na relação à redução de pH. A competição por sítios de ação entre os caminhos avançados de
ozonização O
3
/HO
-
e O
3
/UV pode explicar este fato.
Considerando-se o exposto na tabela 4 e na Figura 5 com os testes dos métodos
comparativos, conclui-se que no meio levemente alcalino o método conjugado O
3
/UV foi
mais eficiente para a degradação, sendo este selecionado para estudos de degradação do GA.
4.3 Estudos de degradação do glutaraldeído em diferentes pH
Para verificar a variação do pH ao longo de todo tempo de reação, foram feitas
determinações de GA e de pH a cada 10 minutos para um tempo de reação até 120 minutos
que são apresentadas na Tabela 5 utilizando o método conjugado O
3
/UV. As análises foram
feitas apenas nos pH 7 e 9 que obtiveram melhores resultados durante os testes de otimização
dos métodos. Todos os ensaios foram realizados à temperatura ambiente (± 25
o
C).
Tabela 5. Resultados das análises do tempo de exposição em função da absorbância (480
nm), GA 10 mg L
-1
em pH inicial 9 e 7.
Tempo Abs pH Abs pH
0 0,322 9 0,347 7
10 0,270 0,286
20 0,242 6,5 0,240 5,5
30 0,191 0,209
40 0,168 5,5 0,175 4
50 0,128 0,149
60 0,108 5,5 0,122 4
70 0,091 0,097
80 0,076 5 0,081 4
90 0,066 0,067
100 0,050 4 0,036 4
110 0,050 0,036
120 0,048 4 0,036 4
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
36
Observando-se os dados da Tabela 5 e as Figuras 6 e 7 pode-se afirmar que não há
variação na taxa de degradação com a variação do pH inicial pois com a adição de O
3
o pH
cai bruscamente nos dois casos e todo o processo se desenvolve em meio levemente ácido.
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
0,3
0,35
0 50 100 150
Tempo (min)
Abs
Figura 6. Degradação de GA 10 mg L
-1
em pH inicial 9.
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
0,3
0,35
0,4
0 20 40 60 80 100 120
Tempo (min)
Abs
Figura 7. Degradação de GA 10 mg L
-1
em pH inicial 7.
Segundo Assalin (2006), que trabalhou com remoção de formol através de ozonização
variando-se o pH no meio reacional, independente do processo utilizado, se ozonização ou
ozonização catalítica, sempre compostos ácidos serão formados principalmente nos minutos
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
37
iniciais do tratamento, o que também foi observado no nosso experimento conforme dados da
Tabela 5.
Através dos resultados, podemos supor que o processo de oxidação ocorre através de
reação direta (ozônio molecular) predominantemente em meio ácido. Mas, segundo Von
Guten (2003), o radical hidroxila (reação indireta no meio alcalino) também tem contribuição,
sendo assim, participam os dois mecanismos. Acredita-se que através da reação direta esteja
havendo um ataque eletrofílico pelo ozônio o que ocorre em compostos que contém ligações
do tipo C=C ou grupos funcionais específicos que contenham oxigênio (ALMEIDA et al,
2004).
Entretanto, acredita-se que cada espécie oxidante assume diferentes graus de
importância. Enquanto processos de desinfecção (uso da radiação UV) ocorrem
predominantemente via ozônio molecular, processos de oxidação podem ocorrer tanto no
meio de ozônio molecular como do radical hidroxila (Von GUTEN, 2003).
Neste trabalho sugere-se que ocorra formação de radicais hidroxila a partir da ação da
radiação UV com o ozônio e posteriormente estes radicais continuarão reagindo com o
ozônio. Nas equações 1 a 4 apresentamos uma sugestão baseado em trabalhos de Tiburtius et
al (2004), Shen et al (1999), Almeida et al (2004):
O
3
+ hυ → O
.
+ O
2
(1)
O
.
+ H
2
O → 2
.
OH (2)
O
3
+
.
OH → HO
2
-
+ O
2
(3)
O
3
+ HO
2
-
→
.
OH + O
2
-
.
+ O
2
(4)
Nas Figuras 8 e 9 são mostrados a linearização da cinética de degradação do GA. Em
ambos os casos observa-se um bom ajuste da reta e que o processo envolve uma reação de
primeira ordem com valores de constante de velocidade para pH inicial 9 de k = 0,0180 min
-1
e para pH inicial de 7 um valor de k = 0,0179 min
-1
, valores estes praticamente iguais.
Evidencia-se desta forma que a variação do pH inicial não causa nenhum efeito no processo
de degradação.
A única diferença observável foi que para pH inicial 9, após 120 minutos houve uma
degradação de 85 %, e para pH inicial de 7 a degradação atingiu 90%. Sendo assim, poder-se-
ia afirmar que o processo é mais efetivo em pH inicial 7. A conclusão, portanto é que o pH
inicial não tem efeito significativo sobre a degradação do glutaraldeído.
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
38
Ainda, Leung (2001) sugere que soluções de GA são estáveis a pH neutro para
levemente ácido e que em condições alcalinos são instáveis. Sendo assim, acredita-se que o
ideal seja trabalhar a pH= 7.
Segundo Mastroeni (2005) um problema apresentado por estas soluções de GA é a
polimerização. As soluções ácidas são estáveis por longos períodos, enquanto as soluções
ativadas alcalinas tendem a polimerizar rapidamente, com perda correspondente a atividade
microbiana, pois ocorre queda na concentração dialdeído livre que é essencial para a ação
biocida.
y = -0,018x
R
2
= 0,9943
-2
-1,8
-1,6
-1,4
-1,2
-1
-0,8
-0,6
-0,4
-0,2
0
0 20 40 60 80 100 120
Tempo (min)
Ln (C/Co)
Figura 8. Determinação da constante de velocidade da reação de degradação de GA 10 mg L
-
1
em pH inicial 9.
y = -0,0179x
R
2
= 0,9972
-1,8
-1,6
-1,4
-1,2
-1
-0,8
-0,6
-0,4
-0,2
0
0 20 40 60 80 100
Tempo (min)
Ln (C/Co)
Figura 9. Determinação da constante de velocidade da reação de degradação de GA 10 mg L
-
1
em pH inicial 7.
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
39
4.4 Efeito da concentração inicial na degradação do glutaraldeído
Para verificar a eficiência do método conjugado O
3
/UV em diferentes concentrações
iniciais foram realizados ensaios de degradação partindo-se de concentrações de GA de 5, 10
e 15 mg L
-1
. As analises foram realizadas nos pH iniciais 7 e 9 com um tempo de reação de 60
minutos e determinações espectrofotométricas de GA e pH antes e após cada tratamento. Os
resultados estão apresentados na Tabela 6.
Tabela 6. Degradação de GA em diferentes concentrações iniciais em um tempo de reação de
60 minutos.
pH 7 9
Abs t=0
0,260(±0,010) 0,271(±0,050)
5 mg L
-1
t=60
0,054(±0,019) 0,060(±0,041)
% Redução
79,23(±6,06) 77,86(±3,09)
pH
final
4 6
Abs t=0
0,350(±0,023) 0,344(±0,009)
10 mg L
-1
t=60
0,093(±0,026) 0,086(±0,005)
% Redução
73,60(±6,21) 74,96(±1,63)
pH
final
4 5,5
Abs t=0
0,453(±0,035) 0,481(±0,013)
15 mg L
-1
t=60
0,176(±0,022) 0,169(±0,016)
% Redução
60,80(±7,50) 64,83(±2,52)
pH
final
4 6
Os resultados apresentados na Tabela 6 podem ser comparados com Hong et al (2007)
em trabalho com degradação de formaldeído usando UV/TiO
2
/O
3
, UV/TiO
2
e TiO
2
/O
3
. Seus
resultados mostraram que com o aumento da concentração inicial de 1,84-24 mg m
-3
, a
degradação do formaldeído diminuiu de 72,0% para 43,0% no processo UV/TiO
2
, diminuiu
de 79,4% para 73,6% no processo UV/TiO
2
/O
3
e diminuiu de 19,8% para 16,6%
no processo O
3
/TiO
2
. Embora os resultados deste trabalho sejam com a presença de
catalisador TiO
2
, pode-se concluir que a concentrações menores o processo apresenta maior
eficiência.
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
40
Al Hamedi (2009), em estudos de descolorimento de Rodamina B usando o processo
de radiação UV e como agente oxidante o peróxido de hidrogênio apresentou mesmo
comportamento do que o apresentado na Tabela 6, confirmando que quanto menor a
concentração, mais eficiente o processo de degradação.
4.5 Caracterização do efluente
Quando se pretende implantar um sistema de melhoria de efluentes que vai chegar ao
esgoto urbano, torna-se importante conhecer as suas características, tanto em termos de
parâmetros físico-químicos convencionais de monitoramento (pH, DQO, DBO
5
, turbidez,
surfactantes, entre outros), como também, e principalmente, em relação aos parâmetros que
estão diretamente relacionados com este tipo de efluente como o glutaraldeído. Esta
caracterização do efluente é apresentada na Tabela 7 e foi realizada através de amostras
coletadas junto à fossa séptica do hospital regional em estudo.
Os valores apresentados na Tabela 7 para a DQO e DBO
5
estão acima aos parâmetros de
referência estabelecidos pela Resolução do CONSEMA N
o.
128/2006, no entanto realizando a
relação DQO/DBO
5
têm-se o valor de 2,2. Segundo JARDIM e CANELA(2004), quando a
relação DQO/DBO
5
< 2,5, o efluente é facilmente biodegradável. Sendo assim, o efluente
bruto estudado não apresenta problemas quanto à biodegradabilidade.
Mesmo que este efluente seja proveniente de uma fossa séptica e provavelmente
apresente insumos químicos com significativa carga de tensoativos e sanitizantes, estes
contribuem como contaminantes, sendo os surfactantes, conforme dados das Tabelas 7 um
problema segundo a Resolução do CONSEMA N
o.
128/2006.
Na Tabela 7, pode-se observar que o valor do pH está alcalino e no limite que propõe a
Resolução do CONSEMA N
o.
128/2006, cujos valores devem estar entre 6,0 e 9,0. Conforme
Litter (1999), para o estudo com os processos oxidativos avançados, o mais favorável à
geração de radical hidroxila é o meio alcalino, por este motivo não vamos modificar esta
condição do efluente bruto para posterior tratamento.
Para as medidas referentes ao parâmetro turbidez, apresentadas na Tabela 7, acredita-
se que é importante realizar um processo de tratamento para reduzir a cor, pois a cor
observada é de tom marrom. A redução da turbidez e cor são importantes para que o efluente
não confira mudança de coloração ao corpo receptor no ponto de lançamento. O tratamento
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
41
certamente deixará o efluente mais límpido, não mostrando nenhum problema quanto à
Resolução do CONSEMA N
o.
128/2006.
Tabela 7. Parâmetros físico-químicos e microbiológicos da amostra de efluente bruto.
Parâmetros de caracterização Valores obtidos Valores de Referência
CONSEMA No. 128/2006
DQO (mg L
-1
O
2
) 1218
330*
DBO
5
(mg L
-1
O
2
) 512
110*
Turbidez (NTU) 230
Não conferir cor ao meio
receptor
Alcalinidade total (mg L
-1
) 137 -
Glutaraldeído (mg L
-1
) L.D. -
Surfactantes (mg L
-1
) 4,08 2,0
Coliformes Termotolerantes
(NMP/100mL)
16 x 10
6
10
4
pH 7,3 Entre 6,0 e 9,0
L.D.: Limite de Detecção
* 100≤Q<500 m
3
/dia
Na Tabela 7, observa-se a inexistência do valor referente ao GA na amostra real, onde
foram realizados análises experimentais que apresentaram valores de absorbância entre 0,023
a 0,028. Estes resultados não são confiáveis por apresentarem medidas de absorbâncias muito
abaixo de 0,1, faixa onde o erro experimental é elevado, segundo Skoog et al (2006). Sendo
assim, não se sabe se inexiste GA no efluente ou se a quantidade presente não é detectada
pelo método de determinação espectrofotométrica aqui utilizado e descrito por Boratynski e
Zal (1990).
Embora não se tenha resultados pertinentes ao GA, acredita-se que seja importante a
realização do trabalho com amostra de GA em meio aquoso e posterior contaminação da
amostra real.
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
42
Independente disso, o efluente real deve ser tratado pelos valores de todos os outros
parâmetros apresentados e por o glutaraldeído ser extremamente tóxicos ao meio ambiente,
tóxicos ao homem, aos organismos aquáticos e aos microrganismos que tomam parte nos
sistemas de tratamento de esgotos sanitários e de efluentes industriais.
Para minimizar ou resolver este problema de poluição ambiental, no nosso trabalho
utilizamos processos a base de oxidação química a fim de adequar o efluente as concentrações
máximas permitidas na Resolução do CONSEMA N
o.
128/2006.
4.6 Método O
3
/UV aplicado à amostra real
Ao testar os métodos individuais UV e O
3
, observou-se que os resultados apresentaram
pouca eficiência quanto à detoxificação, pois acredita-se que o método conjugado seja mais
eficiente, assim que aqui apresentamos somente os valores do método conjugado para
tratamento da amostra real.
Na Tabela 8 são apresentados os resultados da combinação O
3
/UV com tratamento de
60 minutos. Através dos dados apresentados, calculou-se os valores percentuais de redução.
Verifica-se que para os valores de remoção de DQO e DBO
5
caracterizam-se por redução
muito significativa, pois com estes valores se encontram no limite que propõe a Resolução do
CONSEMA N
o.
128/2006.
Na Tabela 8, observando as reduções nos valores percentuais de surfactantes, pH,
coliformes termotolerantes e turbidez, deixa claro que o método conjugado com O
3
/UV é
eficiente para reduzir carga poluente, deixando os valores dentro do limite que propõe a
Resolução do CONSEMA N
o.
128/2006.
A opção do tratamento dos efluentes deste hospital através de POAs é justificada
especialmente pela necessidade de detoxificação pela presença do composto glutaraldeído.
Observa-se na Tabela 8 que a redução de glutaraldeído é de 23,3 %. Este valor, mesmo após o
tratamento não pode ser comparado, pois não consta seu valor limite na Resolução do
CONSEMA N
o.
128/2006. Mesmo assim, esperaríamos que se tornasse ausente.
Boillot e Perrodin(2008) publicaram estudos onde mostram que GA e tensoativos são
amplamente utilizados em hospitais e estas substâncias foram detectadas em zonas urbanas e
nas redes de esgoto de águas superficiais, isto confirma a necessidade de trabalhos onde se
reduza no efluente hospitalar tanto o GA quanto os surfactantes. O nosso processo mostra-se
efetivo para este tipo de tratamento.
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
43
Tabela 8. Eficiência para a detoxificação utilizando o método UV/O
3
.
Parâmetros de
caracterização
Valores da
amostra bruta
Valores da amostra
tratada
UV/O
3
Porcentual de
redução
(%)
DQO (mg L
-1
O
2
) 1218 307 74,8
DBO
5
(mg L
-1
O
2
) 552 102 81,5
Turbidez (NTU) 230 74 67,8
Coliformes
Termotolerantes
(NMP/100mL)
16 x 10
6
< 18
99,9
Glutaraldeído (mg L
-1
) L.D.* 7,67* 23,3*
Surfactantes (mg L
-1
) 4,08 1,22 70,1
pH 7,0 7,0 -
* L.D.: Limite de Detecção
* Valor de 10 mg L
-1
que foi adicionado à amostra a titulo de contaminação para posterior tratamento.
Na literatura, Lage Filho (2008) estudou efluentes hospitalar com características
semelhantes ao nosso, e o tratamento proposto foi utilização de diferentes dosagens de ozônio
em um sistema de ozonização como planta piloto. Seus resultados apresentaram eficiência de
desinfecção de coliformes termotolerantes de até 99 % quando utilizado 31,6 mg L
-1
para
tratamento de 16 minutos. Estes resultados mostram que a ozonização é importante para
questões de inativação de microorganismos conferindo com o que é apresentado no nosso
trabalho.
O princípio da fotocatálise utilizada neste trabalho envolve a luz artificial e o ozônio e
consequentemente haverá formação de radicais hidroxila (HO
.
), que é um agente altamente
oxidante devido a sua alta reatividade com potencial redox de 2,8 V. Estes radicais hidroxila
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
44
formados vão reagir com as moléculas promovendo a total mineralização de compostos
presentes para compostos inócuos como CO
2
e água. Mas, sabe-se que em processos baseados
no ozônio, a presença de moléculas seqüestrantes de radicais livres tem um efeito
significativo no desempenho da oxidação (BRITTO e RANGEL, 2008). Este resultado
requerer um elevado consumo de ozônio para alcançar os níveis padrões de descarte do
efluente contaminado, além de poderem levar a formação de co-produtos orgânicos. Outro
problema que pode ocorrer é a limitação por tranferência de massa que é um fator relevante a
ser considerado no processo de oxidação por ozônio. Este sistema requer a tranferência das
moléculas de ozônio da fase gasosa para a fase líquida, onde vai ocorrer o ataque às moléculas
orgânicas. Quando se trata o efluente real, parece que há interferentes que não permitem o
ozônio agir efetivamente sobre a molécula de GA mostrando uma degradação de apenas 23,3
% como apresentado na Tabela 8 ao invéz do 75,0 % como apresentado para a amostra de
GA em solução aquosa na Tabela 6.
Segundo Leung (2001) o GA é facilmente biodegradável no ambiente marinho e,
sugere que no metabolismo aquatico, sob condições aeróbicas é metabolizado a CO
2
através
do ácido glutárico como intermediário. Sob condições anaeróbicas, o GA é metabolizado para
1,5-pentanodiol. Deste autor vem a sugestão que poderia ser realizado um pré-tratamento com
bisulfito de sódio para inativação do GA antes da eliminação para o sistema de tratamento.
Acredita-se que talvez um pré-tratamento poderia ser auxiliar no processo de degradação do
GA.
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
45
5 CONSIDERAÇÕES FINAIS
A grande deficiência no saneamento básico em várias regiões brasileiras, em especial
de esgotamento sanitário, impõem a pessoas riscos inaceitáveis de exposição direta e indireta
a esgotos sanitários. Hoje, esgotos sanitários são misturados a efluentes hospitalares que são
lançados no solo ou em corpos d’água, em estado bruto ou insuficientemente tratado, este fato
constitui expressiva carga de poluentes no meio ambiente e problemas para a saúde publica.
De acordo com estudos realizados neste trabalho, o processo fotocatalítico homogêneo
desenvolvido através de um reator tipo coluna apresentou-se como uma adequada
metodologia com utilização de radiações ultravioleta e ozonização, especialmente quando
utilizado o método conjugado O
3
/UV para degradação de glutaraldeído presente em efluentes
hospitalares.
Os resultados obtidos em laboratório mostraram que melhor método entre os testados
foi o conjugado O
3
/UV, com degradação de 72,0 a 75,0% no intervalo de pH 4 e 9, através da
cinética ficou claro que a degradação do glutaraldeído independe do pH e que quanto menor a
concentrações aumenta-se o percentual de degradação chegando a 79,2% para 5 mg L
-1
.
Nos ensaios com a amostra real que foi contaminada com concentração de 10 mg L
-1
de glutaraldeído e após um tratamento de 60 minutos houve uma degradação de 23,3% do
glutaraldeído, este valor de degradação é menor que o da amostra de GA em solução aquosa,
mas isso é explicado, pois o efluente hospitalar é uma mistura complexa e deve haver
interferentes na amostra bruta. Mesmo assim, salienta-se que a utilização do método é efetivo
para reduções importantes em outros parâmetros e principalmente na desinfecção deste tipo
de efluente.
Apesar de a fotocatálise ter se mostrado ser um processo altamente eficiente em nível
de bancada, acredita-se que o grande problema para implantação de processos fotocatalíticos
para tratamento de efluentes como os hospitalares, seja o desenvolvimento e otimização de
reatores em escala industrial.
Estudos posteriores sobre degradação de glutaraldeído em meio aquoso utilizando
POAs podem ser feitos levando-se em consideração a possibilidade de avaliar a influência do
pH na determinação de GA, verificar a influência da variável tempo e analisar amostras reais
de diferentes hospitais, pois de acordo com o estudo e resultados obtidos neste trabalho,
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
46
podemos observar que o processo de degradação do glutaraldeído apresentou-se bastante
eficiente para o tratamento deste tipo de produto químico.
Dissertação de Ellen Rosa -Mestrado em Tecnologia Ambiental- UNISC
47
6 REFERÊNCIAS
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ALHAMEDI, F. H.; RAUF, M. A; ASHRAF, S. Degradation studies of rhodamine B in
presence of UV/H
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ALONSO, M. D. H. et al. Ozone enhanced activity of aqueous titanium dioxide suspension
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p. 257-267, 2002.
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BACARIM, Gisele. Degradação de Formaldeído em Efluentes de Laboratório de Anatomia
Humana através do Método UV/O
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/TiO
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