Universidade Federal do Rio de Janeiro

Escola Politcnica & Escola de Qumica

Programa de Engenharia Ambiental

Gustavo Carvalhaes Xavier Martins Pontual Machado

TRATAMENTO DE EFLUENTE DE SERVIO DE SADE POR PROCESSOS

OXIDATIVOS AVANADOS

Rio de Janeiro

2014

ii

UFRJ

Gustavo Carvalhaes Xavier Martins Pontual Machado

TRATAMENTO DE EFLUENTE DE SERVIO DE SADE POR PROCESSOS OXIDATIVOS

AVANADOS

Dissertao de Mestrado apresentada

ao Programa de Engenharia

Ambiental, Escola Politcnica &

Escola de Qumica, da Universidade

Federal do Rio de Janeiro, como parte

dos requisitos necessrios obteno

do ttulo de Mestre em Engenharia

Ambiental.

Orientador: Prof. D.Sc. Ldia Yokoyama

Rio de Janeiro

2014

iii

CATALOGAO NA FONTE

Machado, Gustavo Carvalhaes Xavier Martins Pontual.

Tratamento de efluente de servio de sade por

processos oxidativos avanados / Gustavo Carvalhaes

Xavier Martins Pontual Machado. 2014.

122 f. : il. Color.

Dissertao (mestrado) Universidade Federal do Rio de

Janeiro, Escola Politcnica e Escola de Qumica, Programa

de Engenharia Ambiental, Rio de Janeiro, 2014.

Orientadora: Ldia Yokoyama

1. Processos Oxidativos Avanados. 2. Reagente de

Fenton. 3. Efluente de Servio de Sade. I. Yokoyama, Ldia.

II. Universidade Federal do Rio de Janeiro. Escola

Politcnica e Escola de Qumica. III. Tratamento de efluente

de servio de sade por processos oxidativos avanados.

iv

v

Seja a mudana que deseja ver no mundo.

Mahatma Gandhi

vi

DEDICATRIA

minha me Beatriz, que sempre apoiou todas as minhas escolhas, meu pai

Maurcio, meus avs Nilza e Luiz Jader, meu tio Jader, tia Clia e Deth, por sempre me

incentivarem a prosseguir. Dedico a vocs a conquista de mais esse sonho .

A Ldia Yokoyama por acreditar e apoiar minhas escolhas, a Layla Freire por me

apoiar em cada passo dessa trajetria e ao Tatsuo Shubo, por sempre confiar no meu

potencial e assim me possibilitar alar vos maiores.

vii

AGRADECIMENTOS

minha orientadora, professora Ldia Yokoyama, pelo estmulo, fora, abertura, exemplo de

ser, entusiasmo, entrega, liberdade e disponibilidade em todos os momentos.

Ao corpo docente da UFRJ, pelo compartilhamento de conhecimento, com carinho especial

a Magali Cammarota, que sempre esteve presente, desde a graduao at este momento,

com uma assertividade amorosa e um entusiasmo pelo que faz, que me motivam a dar o meu

melhor.

Ao Laboratrio de Diagnstico, Ensino e Pesquisa (LADEP) da ENSP/FIOCRUZ e a Dayse

Figueira por acreditar no projeto e apoiar o estudo desde o incio de sua concepo.

Aos companheiros de estudo do PEA, em especial a Viviane Jensen, grande companheira

para todas as horas e atividades, que me acompanhou em cada momento, cada passo, cada

risada, cada celebrao, cada questionamento, fossem eles pessoais ou profissionais.

Aos amigos do Labtare, em especial Layla Freire, por todo apoio e pacincia em cada

momento, Leandro Matosinhos e Mariana Lemos, pelas risadas e momentos descontrados

que fizeram dos momentos mais estressantes uma constante alegria, a rica Barbosa, pela

disponibilidade e pelo auxlio e ao Andr Rodrigues por animar o dia com seu humor peculiar.

A Caroline Borges e Pedro Campos, com seu apoio na reta final, que me deram exatamente

a fora necessria para finalizar a dissertao e materializar esse estudo.

Aos profissionais do Departamento de Meio Ambiente/DIRAC da FIOCRUZ, que estiveram

ao meu lado, no crescimento contnuo e na troca de aprendizados, especialmente a equipe

de coleta de resduos qumicos, Tatsuo Shubo, Flvia Guimares e Renata Costa.

Aos meus amigos e familiares, os quais acreditam no meu potencial e me do fora quando

mais preciso.

Aos que me incentivaram e me acompanharam no desenvolvimento deste trabalho em fins

de semana, horas vagas e me deram foras para prosseguir nos momentos de dificuldade:

Adriana Mangabeira, Anne Mello, Ana Salac, Felipe Magalhes e Felippe Mousovich.

Deus, a Dimenso da Conscincia Crstica e sincronicidade da vida, por todos os

desafios e aprendizados fornecidos, os quais possibilitaram meu crescimento pessoal e

profissional.

viii

RESUMO

MACHADO, Gustavo Carvalhaes Xavier Martins Pontual. Tratamento de efluente de servio de sade por processos oxidativos avanados. Rio de Janeiro, 2013. Dissertao (Mestrado) Programa de Engenharia Ambiental, Escola Politcnica e Escola de Qumica, Universidade Federal do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro, 2013.

Entre os geradores de resduos qumicos esto as universidades e as instituies de pesquisa. Juntas geram cerca de 1% dos resduos perigosos no mundo. Dentre as unidades de pesquisa abordadas, muitas atuam na rea de sade. Para que estes resduos qumicos sejam tratados como efluente necessria a adequao s legislaes ambientais de disposio final de resduos de Servio de Sade e lanamento de efluentes. O objetivo geral deste estudo apresentar uma proposta de destinao final de efluente de laboratrio de assistncia sade, atravs de processos oxidativos avanados (POA). Utilizou-se para este estudo, efluente de equipamento de anlise, Labmax 240 Premium, o qual realiza testes bioqumicos e imunoqumicos de sangue e soro humano, oriundo do Laboratrio de Diagnstico, Ensino e Pesquisa, do Centro de Sade Escola Germano Sinval Faria, da Escola Nacional de Sade Pblica, da Fundao Oswaldo Cruz. Para tratamento deste efluente foram comparadas as seguintes alternativas de POA: perxido de hidrognio (H2O2), fotlise (UV), H2O2/UV, reagente de Fenton, foto-Fenton. Dentre todos os POA estudados, o reagente de Fenton apresentou os melhores resultados para tratamento deste efluente: concentrao molar de oxidante 3:1 (H2O2:DQO) com adio nica; razo mssica de catalisador 5:1 (H2O2:Fe

2+) e faixa de pH 2,0. Estas condies propiciaram eficincias de remoo de DQO de 73,4 %, de DBO de 46 %, de turbidez de 90,1 %, consumo total do oxidante (H2O2) e gerao de 2.126 mg/L de lodo. Tomando como referncia essas condies, o efluente final se adqua a legislao ambiental (CONAMA 430/11), por apresentar concentrao final de DBO de 100 mg/L. Atravs de anlise econmica verificou-se que a utilizao do reagente de Fenton tem custo de R$ 0,79 centavos para cada litro de efluente. A alterao da rota de tratamento de incinerao para reagente de Fenton propicia uma economia de 71,8% no custo total, o que viabiliza economicamente essa substituio de rotas. importante que o tratamento de efluentes de servio de sade seja difundido nos diversos geradores, de pequeno a grande porte, para que a partir de avaliao econmica e ambiental, seja possvel uma otimizao desses processos, obtendo-se menores impactos ambientais globais.

Palavras Chave: Processos Oxidativos Avanados, Reagente de Fenton, Efluente de Servio

de Sade.

ix

ABSTRACT

Among Chemical waste generators are universities and research institutions, with 1 % of the hazardous waste in the world. Many of the research units work in health area. The chemical waste generated in these units must attend environmental laws adequacy of waste disposal Health Service and effluent release. The aim of this study is to present a proposal to improve the disposal of effluent laboratory health care through advanced oxidation processes (AOP). It was used effluent analysis equipment , Labmax 240 Premium , which performs biochemical and immunochemical tests of blood and human serum, derived from the Laboratory Diagnosis , Education and Research , from the Center for Health Germano Sinval Faria , from the National School of Health public , from Oswaldo Cruz Foundation for this study . For treatment of this effluent were compared the following alternatives POA: hydrogen peroxide (H2O2), photolysis (UV), H2O2/UV, Fenton's reagent, photo - Fenton. Among all the studied AOP, Fenton's reagent showed the optimal conditions for this effluent : molar concentration of oxidant 3:1 (H2O2:COD) with unique addition; catalyst weight ratio of 5:1 (H2O2:Fe

2+) and pH range 2,0. These conditions propitiated removal efficiency of 73.4% COD, BOD of 46%, 90.1% turbidity, total consumption of the oxidant (H2O2) and generated 2.126 mg/L sludge. Referring these conditions, the wastewater fits environmental legislation (CONAMA 430/11), by presenting a final concentration of BOD of 100 mg/L. Economic analysis showed that the use of the Fenton's reagent cost is R$ 0.79 cents for every liter of effluent. Changing the route of treatment from incineration to Fenton reagent provides a savings of 71.8% in the total cost, which enables beyond the economic route. It is important that the wastewater treatment service health is widespread in many generators, from small to large, so that from an economic and environmental view, it is possible to optimize these processes, resulting in minor impacts environmental globally.

Keywords: Advanced Oxidation Processes, Fenton reagent, Effluent Health Service

x

LISTA DE FIGURAS

Figura 01 Classificao dos processos de oxidao ativada em funo das faixas de

comprimento de onda..............................................................................................................14

Figura 02 Reatores mais utilizados em POA.......................................................................18

Figura 03 Foto-reatores sem contato...................................................................................18

Figura 04 Esquema do reator para degradao fotoqumica..............................................31

Figura 05 Esquema da unidade de estao de tratamento por POA empregando reagente

de Fenton................................................................................................................................32

Figura 06 Esquema do reator fotocataltico utilizando irradiao artificial..........................34

Figura 07 Equipamento Labmax 240 Premium viso externa.........................................39

Figura 08 Equipamento Labmax 240 Premium viso interna..........................................40

Figura 09 Foto-reator utilizado experimentalmente.............................................................43

Figura 10 Jar-Test utilizado experimentalmente.................................................................49

Figura 11 Amostra de Efluente antes do tratamento...........................................................55

Figura 12 Experimento de Oxidao em Jar Test utilizando H2O2. Foram realizados

experimentos nas seguintes faixas de pH: 2, 4, 6, 8, 10, 12...................................................56

Figura 13 Oxidao em funo do pH na molaridade 1:1 (H2O2:DQO). Foram realizados

experimentos nas seguintes faixas de pH: 2, 4, 6, 8, 10, 12...................................................57

Figura 14 Oxidao de H2O2, na concentrao 3:1(H2O2:DQO). Foi realizado experimento

com controle dos parmetros em 60 e 120 minutos................................................................58

Figura 15 Oxidao H2O2/UV na concentrao 1:1(H2O2:DQO) e faixas de pH: 3,0 e 4,0,

com controle dos parmetros em 60 e 120 minutos................................................................60

Figura 16 Oxidao H2O2/UV na concentrao 1:1(H2O2:DQO) e pH 4,0. Comparao

efluente real (esquerda), efluente tratado (direita)...................................................................61

Figura 17 Oxidao H2O2/UV na concentrao 1:1(H2O2:DQO) e faixas de pH: 6,0 e 7,0,

com controle dos parmetros em 60 e 120 minutos................................................................61

xi

Figura 18 Oxidao H2O2/UV na concentrao 1:1(H2O2:DQO) e pH 7,0. Comparao

efluente real (esquerda), efluente tratado (direita)...................................................................62

Figura 19 Oxidao H2O2/UV na concentrao 1:1(H2O2:DQO) e faixas de pH: 8,0 10,0 e

12,0, com controle dos parmetros em 60 e 120 minutos.......................................................62

Figura 20 Oxidao H2O2/UV na concentrao 1:1(H2O2:DQO) e pH 8,0. Comparao

efluente real (esquerda), efluente tratado (direita)...................................................................63

Figura 21 Oxidao H2O2/UV na concentrao 1:1(H2O2:DQO) e pH 10,0. Comparao

efluente real (esquerda), efluente tratado (direita)...................................................................64

Figura 22 Oxidao H2O2/UV na concentrao 1:1(H2O2:DQO) e pH 10,0. Comparao

efluente real (esquerda), efluente tratado (direita)...................................................................64

Figura 23 Oxidao H2O2/UV na concentrao 1:1(H2O2:DQO) e faixas de pH: 4, 6, 7, 8,

10, 12.......................................................................................................................................65

Figura 24 Fotlise UV em funo da remoo de DQO e turbidez.....................................66

Figura 25 Fotlise UV. Comparao efluente (esquerda), tratado ( direita)....................... 66

Figura 26 Fenton em funo do pH, na molaridade 3:1 (H2O2:DQO) e catalisador na

molaridade 5:1 (H2O2:Fe2+). Foram realizados experimentos nas seguintes faixas de pH: 2, 3,

4.X............................................................................................................................................67

Figura 27 Reagente de Fenton pH 3,0. Etapa de oxidao.................................................69

Figura 28 Reagente de Fenton pH 3,0. Etapa de coagulao (pH 8,0)...............................69

Figura 29 Reagente de Fenton pH 3,0. Etapa Final efluente clarificado..........................70

Figura 30 Reagente de Fenton. Etapa de oxidao. Comparao efluente real (esquerda),

efluente na etapa de oxidao - pH 2,0 (meio), efluente na etapa de oxidao - pH 4,0

(direita).....................................................................................................................................71

Figura 31 Fenton em funo do Fe2+, nas concentraes de 1:3, 1:5, 1:10. Foram

realizados experimentos nas seguintes faixas: 60 e 120 minutos...........................................72

Figura 32 Variao de Lodo Lquido em funo do Fe2+, nas concentraes 1:3, 1:5,

1:10..........................................................................................................................................73

Figura 33 Reagente de Fenton em funo do Fe2+, nas concentraes de 1:3 (a), 1:10 (b),

1:5 (c) ......................................................................................................................................74

xii

Figura 34 Variao de molaridade em funo do H2O2, na concentrao 1:1, 1:2, 1:3, 1:4.

Foram realizados experimentos nas seguintes faixas: 60 e 120

minutos.....................................................................................................................................75

Figura 35 Variao de Lodo Lquido em funo do H2O2, nas concentraes 1:1, 2:1, 3:1,

4:1 (H2O2:DQO)......................................................................................................................76

Figura 36 Variao de Lodo Slido em funo do H2O2, nas concentraes 1:1, 2:1, 3:1,

4:1 (H2O2:DQO).......................................................................................................................77

Figura 37 Reagente de Fenton com adio fracionada do H2O2 em 3 etapas: 1,5:1

(H2O2:DQO) no incio, 0,75:1 (H2O2:DQO) em 30 minutos e 0,75:1 (H2O2:DQO) em 60

minutos.....................................................................................................................................78

Figura 38 Reagente de Fenton Variao de Lodo lquido em funo da adio fracionada

e da adio direta de H2O2.....................................................................................................79

Figura 39 Reagente de Fenton Variao de Lodo slido em funo da adio fracionada

e da adio direta de H2O2.....................................................................................................79

Figura 40 Reagente de Fenton Condio tima Determinao da Eficincia de

Remoo de DBO....................................................................................................................81

Figura 41 Foto-Fenton condies timas do reagente de Fenton. Foram realizados

experimentos nas seguintes faixas: 60 e 120 minutos............................................................82

Figura 42 Foto-Fenton Variao de Lodo (lquido e slido)..............................................83

xiii

LISTA DE TABELAS

Tabela 1 Tabela da DZ-215.R-4 a qual dispes sobre a eficincia de remoo para

dimensionamento da unidade de tratamento........................................................08

Tabela 2 Potencial de oxidao das substncias moleculares mais comuns e das espcies

radical....................................................................................................................10

Tabela 3 Classificao usual dos processos oxidativos avanados.....................................11

Tabela 4 Resultados dos estudos preliminares de tratamento para o processo UV/H2O2 e

sistema de adio contnua..................................................................................36

Tabela 5 Comparao dos processos oxidativos avanados no tratamento de chorume pr-

tratado...................................................................................................................37

Tabela 6 Reagentes utilizados no trabalho experimental.....................................................41

Tabela 7 Equipamentos utilizados no trabalho experimental................................................42

Tabela 8 Equipamentos utilizados em reator batelada de radiao UV ..............................43

Tabela 9 Tabela descritiva dos experimentos realizados neste trabalho.............................48

Tabela 10 Dados obtidos na caracterizao do efluente......................................................54

Tabela 11 Dados para classificao da biodegradabilidade do efluente..............................55

Tabela 12 Custo para tratamento em empresas licenciadas ambientalmente ....................84

Tabela 13 Custo dos reagentes atravs de consulta............................................................85

Tabela 14 Clculo do custo para tratamento de um litro de efluente....................................85

xiv

LISTA DE SIGLAS E ABREVIATURAS

- Comprimento de onda da Radiao

E - Energia absorvida ou emitida

DQO - Demanda Qumica de Oxignio

DBO - Demanda Bioqumica de Oxignio

COT - Carbono Orgnico Total

OH - Radicais Hidroxila

H2O2 - Perxido de Hidrognio

ANVISA - Agncia Nacional de Vigilncia Sanitria

CONAMA - Conselho Nacional do Meio Ambiente

DZ - Diretriz

FEEMA - Fundao Estadual de Engenharia do Meio Ambiente

FIOCRUZ - Fundao Oswaldo Cruz

ENSP - Escola Nacional de Sade Pblica

CSEGSF - Centro de Sade Escola Germano Sinval Faria

LADEP - Laboratrio de Diagnstico, Ensino e Pesquisa

Grupo B - Resduos qumicos

INEA - Instituto Estadual do Ambiente

NBR - Norma Brasileira Regulamentadora

NT - Norma Tcnica

POA - Processo de Oxidao Avanada

RDC - Resoluo da Diretoria Colegiada

UV - Ultravioleta

xv

SUMRIO

1 INTRODUO.............................................................................................. 01

2 OBJETIVO.................................................................................................... 04

3 REVISO BIBLIOGRFICA......................................................................... 05

3.1 Legislao Ambiental aplicada a resduos de servio de sade

(RSS).............................................................................................................

05

3.2 Processo de oxidao avanada POA................................................... 09

3.3 Perxido de hidrognio propriedades e uso como

oxidante........................................................................................................

11

3.4 Fotlise (UV)................................................................................................ 13

3.5 Fotlise de Perxido de hidrognio.......................................................... 15

3.6 Foto-reatores............................................................................................... 17

3.7 Reagente de Fenton.................................................................................... 19

3.8 Reaes envolvidas no processo Fenton................................................ 21

3.9 Influncia da Estequiometria e da Concentrao do Poluente.............. 22

3.10 Influncia da Concentrao de Perxido de Hidrognio......................... 23

3.11 Influncia da Concentrao de Ferro e Coagulao no Processo

Fenton..........................................................................................................

24

3.12 Influncia do pH.......................................................................................... 25

3.13 Foto-Fenton................................................................................................. 26

3.14 Parmetros que influenciam no processo foto-Fenton........................... 27

3.15 Estudos Comparativos (Fenton e foto-Fenton)........................................ 29

4 METODOLOGIA........................................................................................... 38

4.1 Efluente de estudo...................................................................................... 38

4.2 Caracterizao do efluente de estudo...................................................... 40

xvi

4.3 Reagentes e equipamentos....................................................................... 41

4.4 Equipamento de radiao UV.................................................................... 42

4.5 Metodologias Analticas............................................................................. 44

4.6 Procedimentos Experimentais.................................................................. 47

4.7 Oxidao com perxido de hidrognio (H2O2)........................................ 49

4.8 Oxidao com perxido de hidrognio + UV artificial............................ 50

4.9 Fotlise UV................................................................................................... 50

4.10 Reagente de Fenton.................................................................................... 50

4.11 Foto-Fenton................................................................................................. 51

4.12 Anlise Econmica..................................................................................... 52

5 RESULTADOS E DISCUSSO................................................................... 54

5.1

5.2

Caracterizao do efluente de estudo......................................................

Ensaios de oxidao usando Perxido de Hidrognio (H2O2)................

54

56

5.3 Ensaios de oxidao H2O2/UV.................................................................... 59

5.4 Ensaio de Fotlise (UV).............................................................................. 65

5.5 Ensaios com reagente de Fenton.............................................................. 67

5.6 Ensaio de oxidao foto-Fenton................................................................ 82

5.7 Anlise econmica...................................................................................... 84

6 CONCLUSO............................................................................................... 87

7 RECOMENDAES PARA FUTUROS TRABALHOS............................... 89

8 REFERNCIAS BIBLIOGRFICAS............................................................. 92

ANEXOS....................................................................................................... 97

ANEXO 1 - Dados coletados durante os experimentos (Tabela 11)....... 97

1

1. INTRODUO

As atividades realizadas pelo homem geram diferentes tipos de resduos, resultado do

consumo de matrias-primas e de insumos necessrios aos diversos processos produtivos. A

disposio desses resduos na natureza causa diversos impactos ao meio ambiente e,

consequentemente, ao homem. A capacidade de diluio dos ecossistemas naturais

limitada, e atingiu um patamar tal que a grande quantidade e complexidade dos resduos

gerados no pode mais ser assimilada integralmente pelo ambiente, resultando em impactos

significativos para a sade do homem (BAIRD, 2002). Atualmente, indispensvel a

implementao de sistemas de gesto dos resduos gerados nas diversas linhas de atuao

do homem visando mitigao desses impactos.

As universidades e instituies de pesquisa juntas geram cerca de 1% dos resduos

perigosos no mundo, o que pouco quando comparado com a gerao de outras unidades,

como indstrias. Por outro lado, o pequeno volume e a elevada diversidade dos resduos

gerados por instituies de ensino e pesquisa dificultam uma padronizao nas formas de

tratamento e disposio adequada. Alm disso, a cada nova pesquisa desenvolvida, novos

produtos so consumidos e, consequentemente, os mais diversos tipos de resduos so

produzidos (ALBERGUINI et al, 2005).

O gerenciamento de resduos pelas unidades de ensino e pesquisa assunto amplamente

discutido e muitas instituies j implantaram procedimentos para sua correta destinao.

No entanto, pela dificuldade na caracterizao de uma diversidade de resduos novos

gerados a cada pesquisa e pela falta de avaliao das especificidades de cada resduo,

muitas vezes a destinao final escolhida no a mais adequada, gerando um impacto

ambiental considerado aceitvel pela legislao, mas que deveria e poderia ser minimizado

(MACHADO, 2010).

Vrios mtodos convencionais de tratamento de efluentes utilizados nas indstrias e em

diversas atividades tm sido criticados por realizarem apenas separao de fases, causando

impacto ambiental secundrio (CAVALCANTE, 2005). Segundo Valle et al (2007), com base

nos estudos de outras instituies, como exemplo, a experincia no Laboratrio de Resduos

Qumicos de So Carlos (ALBERGUINI et al., 2005 ), uma Unidade de Tratamento de

Resduos Qumicos pode alcanar os nveis de reduo apresentados a seguir : (i) 40%

2

atravs da reciclagem, de forma que esta quantidade possa retornar aos laboratrios como

reagentes; (ii) 40% que podem ser tratados de maneira adequada, podendo ser descartados

sem oferecer maiores riscos sade ambiental e humana; (iii) os 20% restantes seriam

compostos por materiais que no oferecem condies de tratamento imediato e, portanto,

seriam destinados em aterros especficos ou seriam incinerados por empresas qualificadas,

possuidoras dos licenciamentos ambientais e autorizaes especficas.

Dentre as unidades de pesquisa abordadas, muitas atuam na rea de sade. Os resduos

qumicos so classificados como GRUPO B, segundo as regulamentaes nacionais para

Resduos de Servios de Sade (RSS), preconizadas pela Resoluo do Conselho Nacional do

Meio ambiente (CONAMA) 358/2005 e 430/2011 e a Resoluo de Diretoria Colegiada da

Agncia Nacional de Vigilncia Sanitria (RDC ANVISA) 306/2004.

Este grupo de resduos pode ser destinado para incinerao quando lquido ou aterro

industrial quando slido, devido ao pequeno volume de gerao e grande diversidade. A

incinerao uma destinao adequada legislao ambiental vigente, porm, muito

onerosa, tambm podendo gerar impactos ao meio ambiente. De acordo com estudo

elaborado por Machado (2010), concluiu-se que possvel minimizar custos econmicos e

ambientais atravs do tratamento de parte dos resduos qumicos gerados como efluente

nesse tipo de instituio.

Para nortear este estudo foi utilizado o trabalho Gesto de resduos perigosos na FIOCRUZ:

diagnstico e aperfeioamento (MACHADO, 2010). O mesmo define metodologia de

classificao dos resduos qumicos gerados nas atividades finalsticas da Fundao

Oswaldo Cruz (FIOCRUZ) e prope rotas alternativas de tratamento.

Tendo em vista a abrangncia do tema, o presente estudo adotou uma das classes de

resduos qumicos abordada no trabalho referenciado para aprofundamento prtico atravs

da aplicao de processos oxidativos avanados (POA) para tratamento como efluente. Para

que seja realizada a alterao de rota e estes resduos possam ser tratados como efluente

importante ressaltar a necessidade de adequao legislao CONAMA 430/2011, que

dispe sobre as condies e padres de lanamento de efluentes, as regulamentaes

nacionais e locais pertinentes a resduos de servio de sade (RSS).

3

O efluente oriundo de equipamento automtico de anlise bioqumica de soro e sangue

humano foi escolhido como o resduo qumico para comparao de diferentes tecnologias de

POA. Esse tipo de equipamento comumente utilizado em laboratrios de anlise

bioqumica para a realizao de testes com diversos reagentes qumicos em amostras

biolgicas e gerando um complexo efluente, composto por componentes qumicos

recalcitrantes e agentes biolgicos patognicos.

Foi utilizado resduo qumico/efluente oriundo do Laboratrio de Diagnstico, Ensino e

Pesquisa (LADEP), do Centro de Sade Escola Germano Sinval Faria, da Escola Nacional de

Sade Pblica Sergio Arouca (ENSP/FIOCRUZ). Este laboratrio utiliza o equipamento de

anlise Labmax 240 Premium o qual realiza testes bioqumicos e imunoqumicos de sangue

e soro humano.

O intuito deste trabalho realizar experimentos prticos e propor uma alternativa para

aperfeioar a rota de destinao final para esta tipologia de resduo, estabelecendo uma

correlao de parmetros de escala. Dessa forma, os resultados encontrados para

tratamento desta corrente podem ser utilizados em diversas realidades, de acordo com a

comparao da concentrao de contaminantes contida em cada efluente.

Diante do exposto, o presente trabalho se justifica pelo seu potencial em avaliar e comparar

diferentes tecnologias de POA para utilizao no prprio local de gerao do resduo em

substituio a incinerao, rota utilizada na instituio estudada, a qual apresenta um

custo elevado. Pretende-se, com os resultados obtidos, possibilitar a otimizao e

aperfeioamento dos processos de destinao final dos resduos qumicos gerados na

instituio estudada e contribuir com um modelo de tratamento que possa ser utilizado por

outros geradores de RSS.

Isso poder trazer benefcios de natureza econmico-financeira e de eficincia de

tratamento, contribuindo de forma eficaz para a criao de opes para o setor de pesquisa

e assistncia sade humana, para a reduo dos custos e a competitividade do setor.

4

2. OBJETIVOS

O objetivo geral deste estudo apresentar uma proposta de aperfeioamento do sistema de

tratamento e destinao final de efluente de laboratrio de assistncia sade atravs de

POA com o intuito de minimizar custos e impactos ambientais como alternativa ao processo

convencional de incinerao. Os objetivos especficos so:

Comparar, em escala de laboratrio, as seguintes alternativas de processos oxidativos

avanados, visando tratamento de efluente de servio de sade: perxido de

hidrognio, fotlise (UV), perxido de hidrognio/UV, Reagente de Fenton, foto-

Fenton;

Analisar economicamente a rota de tratamento eficaz para este tipo de efluente e

comparar com o processo convencional utilizado atualmente (incinerao);

Apresentar modelo de tratamento simplificado, eficiente e aplicvel a outros geradores

de RSS, oferecendo otimizao dos processos de tratamento desta tipologia de resduo

qumico.

5

3. REVISO BIBLIOGRFICA

3.1 Legislao Ambiental aplicada a resduos de servio de sade (RSS)

O gerenciamento de resduos em Instituies de Servio de Sade regulado pelas

Resolues: RDC ANVISA 306/2004 e a CONAMA 358/2005 e 430/2011, sendo os resduos

qumicos classificados como GRUPO B. Segundo a RDC ANVISA 306/2004, o GRUPO B

classificado como resduos contendo substncias qumicas que podem apresentar risco

sade pblica ou ao meio ambiente, dependendo de suas caractersticas de inflamabilidade,

corrosividade, reatividade e toxicidade. Dentre estes esto includos:

Produtos hormonais e produtos antimicrobianos; citostticos; antineoplsicos;

imunossupressores; digitlicos; imunomoduladores; anti-retrovirais, quando

descartados por servios de sade, farmcias, drogarias e distribuidores de

medicamentos ou apreendidos e os resduos e insumos farmacuticos dos

Medicamentos controlados pela Portaria MS 344/98 e suas atualizaes;

Resduos de saneantes, desinfetantes, desinfestantes; resduos contendo metais

pesados; reagentes para laboratrio, inclusive os recipientes contaminados por estes;

Efluentes de processadores de imagem (reveladores e fixadores);

Efluentes dos equipamentos automatizados utilizados em anlises clnicas;

Demais produtos considerados perigosos, conforme classificao da NBR 10.004 da

ABNT (txicos, corrosivos, inflamveis e reativos) (ANVISA, 2004).

No caso especfico dos resduos classe B h uma contradio pois os mesmos podem ser

tratados como resduos se adequando as resolues supracitadas ou como efluentes,

necessitando se adequar a outras legislaes federais e estaduais. Como o resduo/efluente

estudado proveniente do Estado do Rio de Janeiro, foram pesquisadas as legislaes

federais e estaduais pertinentes ao mesmo, como disposto a seguir:

6

Resoluo RDC no 306/2004 Dispe sobre o Regulamento Tcnico para o

gerenciamento de resduos de servios de sade.

Resoluo CONAMA no 358/2005 Dispe sobre o tratamento e a disposio final dos

resduos dos servios de sade e d outras providncias.

Resoluo CONAMA no 430 Dispe sobre as condies e padres de lanamento

de efluentes, complementa e altera a Resoluo no 357.

NT-202.R-10 Critrios e padres para lanamento de efluentes lquidos;

DZ-205.R-6 - diretriz de controle de carga orgnica em efluentes lquidos de origem

industrial

DZ-209.R-2 diretriz de controle de efluentes lquidos industriais;

DZ-215.R-4 diretriz de controle de carga orgnica biodegradvel em efluentes

lquidos de origem sanitria

De acordo com o artigo 11.2 da RDC 306/2004, os resduos qumicos que apresentam risco

sade ou ao meio ambiente, quando no forem submetidos a processo de reutilizao,

recuperao ou reciclagem, devem ser encaminhados ao tratamento ou disposio final

especficos. Ainda, de acordo com o tpico 11.2.2, os resduos qumicos lquidos devem ser

tratados especificamente, sendo vedada sua disposio final em aterros.

A partir da Resoluo CONAMA No. 430/2011 so dispostas as condies e padres de

lanamento federais para efluentes de servio de sade. No artigo 16, inciso 3, aponta-se

que esse tipo de efluente est sujeito s exigncias estabelecidas na Seo III da Resoluo,

podendo: ser lanados em rede coletora de esgotos sanitrios ligadas a estao de

tratamento, atendendo s normas e diretrizes da operadora do sistema de coleta e

tratamento de esgoto sanitrios; ou ser lanados diretamente aps tratamento especial. O

tratamento especial no definido.

De acordo com a seo III, os seguintes parmetros devem ser atendidos para descarte de

efluentes de servio de sade:

a) pH entre 5 e 9;

b) temperatura: inferior a 40C, sendo que a variao de temperatura do corpo receptor

7

no dever ultrapassar 3C no limite da zona de mistura;

c) materiais sedimentveis: Para o lanamento em lagos e lagoas, cuja velocidade de

circulao seja praticamente nula, os materiais sedimentveis devero estar virtualmente

ausentes; at 1 mL/L em teste de 1 hora em cone Inmhoff.

d) Demanda Bioqumica de Oxignio-DBO 5 dias, 20C: mximo de 120 mg/L, sendo

que este limite somente poder ser excedido no caso de efluente de sistema de tratamento

com eficincia de remoo mnima de 60% de DBO, ou mediante estudo de autodepurao

do corpo hdrico que comprove atendimento s metas do enquadramento do corpo receptor.

e) substncias solveis em hexano (leos e graxas) at 100 mg/L; e

f) ausncia de materiais flutuantes.

De acordo com as condies apontadas acima, o efluente de servio de sade deve

apresentar DBO mxima de 120 mg/L ou remoo mnima de 60%, aps tratamento

especial.

Como apontado na Resoluo CONAMA No. 430/2011 e no tpico 3.3 da NT-202.R-10, no

permitida diluio de efluentes industriais para atendimento aos padres constantes. Ainda,

na hiptese de fonte de poluio geradora de diferentes despejos ou lanamentos

individualizados, as concentraes mximas vigentes sero aplicadas a cada um deles ou ao

conjunto, aps a mistura, a critrio do rgo ambiental. Dessa forma, o efluente tratado

deve atender aos padres federais e estaduais para lanamento.

Efluentes de servio de sade so abrangidos como de ordem sanitria na legislao

estadual assim como na federal. Na DZ-215.R-4, estabelecimentos de servios de sade so

caracterizados como atividades no industriais. Na tabela 4 da referida Diretriz so

apresentados os nveis de remoo de acordo com a carga orgnica bruta.

8

Tabela 1: Tabela da DZ-215.R-4 que dispes sobre a eficincia de remoo para

dimensionamento da unidade de tratamento

CARGA ORGNICA BRUTA (C)

(kg DBO/dia) (1)

EFICINCIA MNIMA DE

REMOO de DBO (%) (2)

C 5 30 (3)

5 < C 25 65

25 < C 80 80

C > 80 85

Notas:

1 - Carga orgnica produzida por dia.

2 - Eficincias mnimas do sistema projetado, em termos de remoo de DBO e RNFT (ou

SST).

3 - Condio vlida supondo a possibilidade de infiltrao adequada do efluente da fossa

sptica no solo ou a existncia de rede coletora; caso contrrio, dever ser implantado

tratamento complementar atravs de filtro anaerbio, ou similar de eficincia equivalente.

No levantamento das legislaes para tratamento e disposio final de efluentes de servio

de sade, verifica-se ainda ausncia no estabelecimento de limites claros para os poluentes

envolvidos especificamente. Como verificado, os efluentes oriundos de estabelecimentos de

servio de sade so agrupados em efluentes sanitrios, trazendo apenas algumas

especificidades. Fica claro a importncia de uma maior regulamentao desta tipologia de

efluente, inclusive tomando como referncia os patognicos envolvidos, j que atualmente o

maior padro utilizado como parmetro a Demanda Bioqumica de Oxignio (DBO).

Levando em considerao a legislao vigente, como o propsito do presente estudo propor

um processo de tratamento do efluente gerado em pequenos laboratrios, a carga orgnica

pode e deve ser considerada abaixo de 5 kg DBO/dia. De acordo com a legislao estadual

(DZ-215.R-4), a eficincia de remoo de DBO pode ser da ordem de 30%. Todavia a

legislao federal (CONAMA No. 430/2011) aponta limite mximo de DBO de 120 mg/L ou

tratamento com eficincia de remoo mnima de 60% de DBO.

9

3.2 Processos de oxidao avanada POA

Existem muitos compostos em determinadas concentraes que so txicos ou que no so

biodegradveis, os quais so classificados como recalcitrantes. Os Processos Oxidativos

avanados (POA) se apresentam como alternativa para tratamento deste tipo de efluente. Os

POA tm objetivo de mineralizar ou diminuir a recalcitrncia dos compostos orgnicos mais

complexos, de modo a converte-los em substncias biodegradveis ou inertes, como dixido

de carbono, gua e compostos inorgnicos, diferentemente dos mtodos que envolvem

somente transferncia de fase (MARMITT et al., 2010).

Os POA so baseados na gerao do radical hidroxila (OH), altamente reativo devido ao seu

alto potencial de oxidao (2,8 V), o qual capaz de desencadear uma srie de reaes que

tm a capacidade de destruir completamente muitos poluentes orgnicos. Quando a

mineralizao dos compostos orgnicos no completa, o POA pode transformar compostos

altamente complexos em substncias que mais facilmente degradadas por processos

biolgicos (FREIRE, 2012).

Esta tecnologia tem sido amplamente estudada devido ao seu potencial como alternativa ou

complemento aos processos convencionais de tratamento. Sua utilizao abrange diversas

reas como a descolorao de corantes, a degradao de compostos orgnicos,

medicamentos e o tratamento de guas residurias (MARMITT et al., 2010).

Acredita-se que uma alternativa promissora para o tratamento de efluentes do setor de

sade inclua a utilizao dos POA (KIST et al., 2006). Dentre os efluentes e resduos

oriundos de servios de sade, cabe uma reflexo quanto aos pequenos geradores como

laboratrios e clnicas e o estudo de uma alternativa simples para estes geradores.

Podem ser utilizados como agentes oxidantes: oxignio, oznio, perxido de hidrognio

(H2O2), isoladamente ou combinados, em associao com catalisadores. Em todos os casos,

esses agentes oxidantes apresentam em comum a capacidade de gerar radicais hidroxila de

elevada reatividade que exibem, entretanto, uma baixa seletividade (MACHADO, 2010). Na

10

Tabela 2 verifica-se que o radical hidroxila, quando comparado a outros oxidantes, possui

um potencial de oxidao bastante elevado, sendo inferior somente ao do flor.

Tabela 2: Potencial de oxidao das substncias moleculares mais comuns e das espcies

radicais, em estado padro. Fonte: Eckenfelder, 1992

SUBSTNCIAS/ ESPCIES POTENCIAL DE OXIDAO (V)

Flor (F2) 3,03

Radical Hidroxila (HO) 2,80

Oznio (O3) 2,07

Perxido de Hidrognio (H2O2) 1,77

Radical Superxido (HO2) 1,70

Permanganato de Potssio (KMnO4) 1,67

cido Hipocloroso (HClO) 1,49

Cloro (Cl2) 1,36

As recentes investigaes cientficas tm buscado o desenvolvimento de catalisadores que

apresentem alta atividade na oxidao de contaminantes e elevada seletividade na gerao

de dixido de carbono e gua como produtos finais, tornando o processo reacional limpo. As

mais importantes so relacionadas a baixas temperaturas e presses, sendo realizadas

prximo das condies ambientais normais (MACHADO, 2010).

Com relao utilizao de catalisadores, os POA podem ser agrupados em duas classes:

processos heterogneos (uso de catalisadores slidos) e processos homogneos, ambos

podendo utilizar radiao ultravioleta (UV) (HUANG et al., 1993). A Tabela 3 apresenta os

principais POA encontrados na literatura.

11

Tabela 3: Classificao usual dos processos oxidativos avanados. Fonte: Huang et al. (1993)

PROCESSO

SEM IRRADIAO

COM IRRADIAO

HETEROGNEO

Eletro-Fenton

TiO2/O2/UV

TiO2/H2O2/UV

HOMOGNEO

H2O2/Fe2+ (Fenton)

O3/ H2O2

O3/ HO

H2O2/UV

Feixe de Eltrons

Ultra-Som (US)

H2O2/US

UV/US

O3/ UV

H2O2/Fe2+/ UV

A vantagem dessas tecnologias a possibilidade da ausncia de subprodutos, ou seja, por

se tratarem de processos destrutivos.

3.3 Perxido de hidrognio propriedades e uso como oxidante

A comercializao do perxido de hidrognio (H2O2) foi iniciada em 1800 e sua produo

mundial tem aumentado a cada ano, sendo atualmente utilizado, na forma isolada ou

combinada (principalmente) em diversas aplicaes. No entanto, a sua utilizao deve ser

conduzida com responsabilidade e segurana, para se evitar riscos de exploses e incndios.

O uso do perxido de hidrognio em tratamento de guas, esgotos, efluentes indstrias

uma prtica comum h pelo menos 20 anos em pases desenvolvidos (MATTOS et al, 2003).

O H2O2 um dos oxidantes mais versteis que existem. Alm disso, atravs de catlise pode

ser convertido em radicais hidroxila com poder oxidante inferior apenas ao flor. At ento,

considerado um oxidante limpo (no gera subprodutos txicos como o cloro), possui um

12

custo baixo quando comparado ao oznio (no precisa ser produzido no local) e facilidade de

operao (MACHADO, 2010).

Como abordado por Mattos et al. (2003), alm de agente oxidante (H2O2 + 2H+ + 2e- 2H2O,

1,77 V), o perxido de hidrognio tambm pode ser utilizado como agente redutor (H2O2 +

2OH- O2 + H2O + 2e-, -0,15 V).

O conhecimento das propriedades do H2O2 de grande importncia para a manipulao

segura deste reagente. Este reagente transparente, possui aparncia da gua e tem odor

caracterstico, no sendo inflamvel, miscvel com gua em todas as propores e

usualmente vendido como soluo aquosa com concentraes entre 20 e 60% (m/v). Sob

temperatura ambiente, o perxido de hidrognio estvel, se devidamente armazenado e

no considerado um explosivo, contudo, apresenta caractersticas extremamente reativas

quando misturado com substncias orgnicas sob determinadas concentraes, resultando

em exploses ou incndios. Deste modo necessrio conhecer as propriedades da

concentrao de H2O2 a ser utilizada (MATTOS et al., 2003).

As solues com concentrao entre 27,5 e 52% (m/v) so consideradas de classe 2, isto ,

quando expostas por pequeno intervalo de tempo podem causar srios danos residuais ou

temporrios, causando queimaduras na pele e tecido se colocadas em contato direto. So

solues que podem causar ignio espontnea quando em contato com outros

combustveis, outrossim, podem causar moderado incremento na taxa de queima dos

combustveis. Solues com concentraes entre 35 e 52% (m/v) so normalmente estveis,

porm se tornam bastante instveis com o aumento da temperatura (MATTOS et al, 2003).

As principais vantagens no uso de perxido de hidrognio so:

- Disponibilidade comercial

- Estabilidade trmica

- Armazenagem local

- Solubilidade infinita em gua

- Gerao de 2 radicais hidroxila para cada molcula de H2O2

13

- Procedimento simples de operao.

Entretanto, segundo Neyens e Bayens (2003), a oxidao utilizando apenas H2O2 no to

eficaz para altas concentraes de contaminantes refratrios devido s baixas taxas de

reao utilizando concentraes relativamente elevadas de H2O2. Para aumentar a eficincia

do processo so utilizados catalisadores para aumentar as taxas reacionais e formar

radicais hidroxila, como: metais de transio, oznio e luz ultravioleta (UV).

Segundo Shen & Wang (2002), os quais estudaram a degradao de corantes, a adio de

perxido de hidrognio utilizada isoladamente se mostrou muito lenta com dosagem entre

50 e 200 mg/L (proporo molar corante/H2O2 = 22-88). Nestas condies reacionais a

decomposio do corante foi inferior a 1%. Durante os experimentos comprovou-se que a

decomposio das molculas dos corantes foi efetiva atravs da adio da fotlise UV para

degradao do H2O2.

Ainda, como explanado por Gogate e Pandit (2004), at nas reaes de oxidao mais

simples necessria uma ativao como suporte ao H2O2, para que se alcance ndices de

converso satisfatrios, o que torna a sua utilizao isolada desaconselhvel.

3.4 Fotlise (UV)

O uso da radiao UV tem sido largamente estudado e empregado no tratamento de

resduos focado na desinfeco, e normalmente usado no tratamento de compostos

orgnicos volteis. A fotlise direta engloba a interao de luz com as molculas, tendo como

consequncia a sua dissociao em fragmentos (BRITTO & RANGEL, 2008).

Quando utilizada isoladamente decompe as molculas orgnicas pela clivagem das ligaes

e gerao de radicais, mas geralmente isto ocorre a uma taxa muito baixa. Foi verificado em

estudo que a deteriorao dos poluentes atravs da exposio de efluentes sintticos

radiao UV muito lenta (GOI & TRAPIDO, 2002).

14

A radiao UV dividida em trs faixas de comprimento de onda: UV-A (315-400 nm), UV-B

(280-315 nm) e UV-C (100-280 nm). Dentre essas faixas, UV-A e UV-C so normalmente

utilizadas em aplicaes ambientais. A radiao UV-A tambm chamada de radiao de

ondas longas, tendo lmpadas com mxima de emisso entre 365 nm e 350 nm. A radiao

UV-C, chamada de radiao de ondas curtas, utilizada para desinfeco de gua e

efluentes. O espectro da radiao emitida por lmpadas de mercrio de baixa presso tem

mxima de emisso em torno de 254 nm, quando usadas para fins de desinfeco

(CAVALCANTE, 2005).

Podem ser utilizados diferentes comprimentos de onda dependendo das espcies envolvidas

no processo de oxidao. Como exemplo, o H2O2, por ser incolor, no absorve a luz visvel,

tendo pequena absoro de radiao UV em comprimento acima de 280 nm. Para sua

ativao somente pode ser utilizado comprimento de onda curta, da faixa UV-C. J os

processos Foto-fenton podem ser ativados por luz visvel, sendo tambm possvel a

utilizao de luz natural. A radiao UV-C concebida artificialmente por meio de lmpadas

de vapor de mercrio, sob a forma de radiadores de baixa ou mdia presso. Grande parte

das lmpadas utilizadas em tratamento de efluentes emite UV com 254 nm. A lmpada

preenchida com vapor de mercrio a diferentes presses e a excitao dos tomos de

mercrio causa a emisso da radiao UV (KAMMRADT, 2004). A Figura 1 apresenta uma

classificao dos POA que utilizam a fotlise com as faixas de comprimento de onda ativas.

Figura 1 - Classificao dos processos de oxidao ativada em funo das faixas de

comprimento de onda. FONTE: OPPENLNDER, 2003.

15

3.5 Fotlise de Perxido de hidrognio

O processo combinado do perxido de hidrognio com a radiao UV denominado de

fotlise de perxido de hidrognio. Sob irradiao de raios UV ocorre o rompimento da

molcula de H2O2, podendo gerar dois radicais hidroxila. A eficincia quntica para a

produo de radicais hidroxila pela fotlise do perxido de hidrognio est em torno de 98%

no comprimento de onda de 254 nm, segundo a reao 1 (JONES, 1999; LEITE 2003;

BOLTON et al., 1997, apud FREIRE, 2012).

H2O2 + hv 2HO (1)

No processo UV/H2O2, inicialmente, o efluente a ser tratado misturado com o oxidante

para, em seguida, ser submetido radiao UV em equipamento especfico. Normalmente

so utilizadas lmpadas de vapor de mercrio de mdia ou baixa presso, as quais emitem a

um comprimento de onda de 254 nm.

No entanto, o perxido de hidrognio tem uma absortividade baixa nesta regio do espectro

(254 = 18,6 L mol-1 cm-1), tornando necessria a adio de oxidante em altas concentraes

para atingir resultados satisfatrios. Outra alternativa seria o uso de lmpadas de mercrio

dopadas com xennio, as quais lanam radiao na faixa entre 210 e 240 nm, o que

aumenta os custos do processo (MELO et al., 2009).

O espectro de absoro do perxido de hidrognio no se estende alm de 300 nm, alm de

apresentar um baixo coeficiente de absoro molar para valores de comprimento de onda

abaixo de 250 nm (JONES, 1999; LEITE 2003; BOLTON et al., 1997, apud FREIRE, 2012).

O processo UV/H2O2 dependente do pH, e em meio alcalino a dissociao do H2O2

favorecida formando o on HO2-, que apresenta maior absortividade molar. Todavia, ocorre o

aumento excessivo do pH no processo, graas ao seqestro de radicais hidroxila por ons

carbonato e bicarbonato (reaes 2 e 3). A ao competitiva desses ons constitui a principal

interferncia nos processos oxidativos baseados na produo de radicais HO (MELO et al.,

2009).

16

OH + HCO3- H2O + CO3- (2)

OH + CO32- HO- + CO3- (3)

Em elevadas concentraes de perxido de hidrognio, podem ocorrer reaes que absorvem

radicais HO (reaes 4 e 6), afetando negativamente o processo de degradao (MELO et al.,

2009).

H2O2 + HO H2O + HO2

(4)

HO2 + HO H2O + O2 (5)

OH + OH H2O2 (6)

Vrios parmetros influenciam no processo UV/H2O2. Dessa forma, importante otimizar as

condies de operao do sistema UV/H2O2 envolvendo tais parmetros, listados a seguir: o

pH do meio, a intensidade da agitao para homogeneizao, a composio do efluente em

geral, a transparncia ptica do efluente, a turbidez do meio, as propriedades e

concentraes dos poluentes. Nesse sentido importante realizar estudos preliminares, em

escala de laboratrio, para determinar a faixa de concentrao tima de oxidante a ser

estudada, de acordo com cada efluente em questo. A literatura especializada apresenta

diversos resultados indicando concentraes que vo de 0,01 a 0,1 M em geral, como

apontado por Gogate e Pandit (2004).

Como apontado por Kammradt (2004), normalmente a ativao do oxidante por UV

favorecida em pH de 3 a 5. Alaton, Balcioglu e Bahnemann (2003) analisaram a influncia

do pH e das dosagens de oxidantes sobre diversos POA, concluindo que valores de pH

prximos de 3 podem favorecer a remoo de COT em processos UV/H2O2. Quando se trata

de remoo de cor, entretanto, seus experimentos demonstraram que valores de pH

prximos neutralidade seriam mais indicados.

Pode ser efetiva sem a necessidade de utilizao de altas concentraes do oxidante a

aplicao da fotlise de H2O2 para degradao de frmacos encontrados em guas e

efluentes de ETE. Os frmacos como carbamazepina, diclofenaco e paracetamol foram

17

analisados, com concentraes entre 1,51 a 296 mg/L, atingindo total degradao e

remoo de carbono orgnico total (COT) da ordem de 40% entre 5 e 90 min (MELO et al.,

2009).

Na prtica, este processo simples em funo da infraestrutura de tratamento. Para

ativao e reao do oxidante apenas necessrio dosagem do H2O2, reator para ativao

atravs de raios UV e equipamento/unidade de ajuste de pH para aumentar a eficincia do

processo. As principais vantagens deste processo so a no gerao de lodos e reduo dos

maus odores.

Ainda, podem ser consideradas outras fontes de radiao UV, pois o custo desta tecnologia,

seja na implantao e na operao de uma planta, elevado. Este fato tem gerado o estudo

e uso de alternativas como a energia solar. Essa energia em um pas tropical como o Brasil,

vantajosa, por ser natural e abundante, aumentando a eficincia do processo e reduzindo

custos, de forma vantajosa para o meio ambiente.

3.6 Foto-reatores

Existem diversas tipologias de reatores para POA. Os sistemas de reatores mais utilizados

no tratamento de efluentes esto apresentados na Figura 2. Quando abordado o

tratamento de pequenos volumes de efluentes, geralmente so utilizados reatores em

batelada. No caso de efluentes com grande contaminao, utilizam-se reatores em batelada,

com recirculao para propiciar maior contato e degradao dos poluentes (OPPENLNDER,

2003).

18

Figura 2 Reatores mais utilizados em POA. Fonte: OPPENLNDER, 2003.

J em relao a reatores especficos para fotlise, quando a fonte de radiao UV artificial,

existem diversas configuraes. No entanto, existem dois arranjos de lmpadas possveis, os

quais levam a dois grupos de foto-reatores: cilndricos e sem contato. O primeiro grupo,

reatores cilndricos, normalmente utilizado para efluentes com grande volume de gerao,

podendo ser subdividido de acordo com caractersticas especficas. No tratamento de

efluentes com contato direto, as lmpadas so imersas diretamente no fluxo, gerando uma

interface na superfcie do bulbo de quartzo, na qual pode ocorrer gerao de filmes que

absorvem radiao direta, diminuindo o desempenho do tratamento.

Os reatores sem contato direto apresentados na Figura 3, que inclui o reator de filme

descendente vertical (Figura 3a) e o batelada (Figura. 3b). Nestes padres no h contato

lmpada/efluente, evitando problemas relacionados ao acmulo de filmes na interface.

Figura 3 Foto-reatores sem contato. Fonte: OPPENLNDER, 2003.

NOTA: L: lmpada; Q: bulbo de quartzo; R: refletor

19

difcil prever a eficincia de um processo sem testes experimentais com as caractersticas

de cada efluente e a diversidade de POA. Devido a este fato, faz-se necessrio desenvolver

testes em bancada e, posteriormente em escala piloto, para verificar a eficincia dos

processos. Ainda, em relao fotlise, devem ser realizados testes em escala piloto, pois o

dimensionamento de escala altera o contato de interface radiao/lquido, o que interfere

na absoro de radiao pelo efluente.

3.7 Reagente de Fenton

O reagente de Fenton uma combinao de perxido de hidrognio e sal de ferro. A

decomposio cataltica do perxido de hidrognio, em meio cido, pelo ferro constitui um

processo de grande potencialidade para tratamento de efluentes. O processo foi descoberto

por H.J.H. Fenton em 1894, no entanto, seu uso para oxidar matria orgnica recalcitrante

comeou apenas nos anos 60 (HUANG et al., 1993).

Estudos prvios mostram que efluentes farmacuticos e de cuidado pessoal no so

tratados adequadamente pelos processos de tratamento convencionais. J os POA degradam

eficientemente este tipo especfico de efluente. Dentre todos os POA, a oxidao por reao

de Fenton atrativa devido ao seu baixo custo, reagentes no txicos e tecnologia

relativamente simples (LI et al., 2012). No tratamento de efluentes de baixa

biodegradabilidade essa tecnologia oferece diversas vantagens apresentadas a seguir:

O processo aceito por sua alta eficincia no tratamento de grande variedade de

substncias (NEYENS e BAEYENS, 2003);

O ferro um metal abundante, de baixo custo e uma espcie de baixa toxicidade. A

decomposio cataltica, com uso de sulfato ferroso, apresenta uma soluo de baixo

custo, j que este resduo de indstria de produo de ao (MACHADO, 2010);

Em pequenas concentraes o H2O2 seguro para o meio ambiente, pois se decompe

espontaneamente em gua e oxignio;

20

A oxidao parcial gerando substncias secundrias pode aumentar a

biodegradabilidade dos contaminantes em soluo caso o processo no proporcionar

a oxidao total do poluente. (LIANG et al.; BURBANO et al., apud CAVALCANTE,

2005). No entanto, tambm podem ser gerados subprodutos txicos;

O reator a ser utilizado no pressurizado e a reao ocorre a temperaturas baixas,

prximas ambiente. Grande parte das aplicaes comerciais do reagente de Fenton

ocorre a temperaturas entre 20C 40C (MACHADO, 2010).

A simplicidade do aparato torna esta tecnologia possvel de ser transposta

diretamente da escala laboratorial para a industrial, pois no h necessidade de

dispositivos complexos para controle e otimizao do processo (KAVITHA e

PALANIVELU, 2004).

Por meio do processo Fenton, a formao de radicais hidroxila favorvel em meio cido.

Este pH tambm favorece a oxidao de ons ferrosos a ons frricos ocasionando pouca

precipitao de hidrxido frrico. Ao final da reao, necessrio aumentar o pH para a

faixa neutra para a precipitao do hidrxido frrico. Geralmente, o processo de oxidao

empregando o reagente de Fenton composto por quatro estgios (ARAUJO, 2008):

1- ajuste do pH entre 3 e 4.

2- reao de oxidao em um reator no pressurizado, sob agitao.

3- neutralizao e coagulao por meio do ajuste de pH na faixa de 6 a 9, para precipitar o

hidrxido de ferro.

4- precipitao e separao do lodo (precipitado/clarificado).

Dependendo da concentrao de ferro e do volume de efluente final, pode ser gerada uma

quantidade de lodo relativamente elevada, necessitando-se de uma etapa de separao de

slidos ao final do tratamento, uma das principais desvantagens deste processo

(CAVALCANTE, 2005). Normalmente, o lodo separado e enviado para leito de secagem ou

21

filtro prensa e o clarificado encaminhado para descarte, tratamento posterior ou reuso.

Esse processo tem sido usado para tratar efluentes lquidos recalcitrantes com o intuito de

reduzir a toxicidade do sistema.

3.8 Reaes envolvidas no processo Fenton

O mecanismo envolvido no processo Fenton consiste em um conjunto de reaes cclicas,

que empregam ons Fe2+ e Fe3+ como catalisadores da decomposio do H2O2, gerando

radicais hidroxila. Tais reaes (reaes de 7 a 14) so detalhadas a seguir, como proposto

por Neyens e Bayens (2003):

Fe2+ + H2O2 Fe3+ +HO + HO- k1 53-76 M-1s-1 (em meio cido) (7)

Fe2+ + HO Fe3+ + HO- k2 2,6-5,8 x 108 M-1s-1 (8)

Fe3+ + H2O2 Fe2+ + HO2+ H+ k3 1 2 x10-2M-1s-1 (9)

Fe-OOH2+ HO2+ Fe2+ (10)

Fe2+ + HO2 Fe3+ + HO2- k5 0,75-1,5 x 106 M-1s-1 (11)

Fe3+ + HO2 Fe2+ + O2 + H+ k6 0,33-2,1 x 106 M-1s-1 (12)

HO + H2O2 H2O +HO2 k7 1,7-4,5x 107 M-1s-1 (13)

RH + HO H2O + R Produtos oxidados (14)

As principais reaes correspondem ao consumo e regenerao do on ferroso como

apresentado na sequncia de reaes de 7 a 12. A decomposio do H2O2 e formao de

radicais livres (R) a partir dos compostos orgnicos presentes so apresentadas nas reaes

13 e 14 (FREIRE, 2012). Esses radicais provocam uma srie de reaes, conforme

apresentadas abaixo, capazes de decompor a matria orgnica do efluente (NEYENS e

BAYENS, 2003):

R + H2O2 ROH + HO (15)

R + O2 ROO (16)

R + Fe3+ Fe2++ R+ (17)

22

R + Fe2+ Fe3+ + R- (18)

2R R-R (19)

Com base nestas reaes qumicas, vrios parmetros influenciam a cintica destas reaes.

Deste modo, a eficcia do processo depende de variveis como dosagem das substncias

reagentes, concentrao do contaminante e pH do meio, os quais interferem diretamente, de

acordo com as particularidades de cada efluente. O trmino da oxidao depende da relao

entre o H2O2 e o substrato, enquanto que a taxa de oxidao determinada pela

concentrao inicial de ferro.

fundamental definir atravs de testes experimentais, a dosagem tima dos reagentes no

meio reacional, j que tanto o excesso como a escassez dos reagentes interfere na eficincia

do processo.

Em relao s reaes envolvidas no processo Fenton, diversos autores (CHU et al., 2004)

relataram a existncia de duas fases. A fase inicial (F1) altamente ativa e curta, onde a

maior parte do poluente oxidada e seus intermedirios so gerados. A fase subsequente

(F2) caracterizada por uma brusca queda na taxa de degradao e, como resultado,

contribui muito pouco para a degradao total.

A fase inicial (F1) diretamente atribuda reao de Fenton (reao 1) e nela, quase todo

radical hidroxila gerado, e uma grande frao do H2O2 e dos ons ferrosos so consumidos

(BURBANO et al., apud CAVALCANTE, 2005). Assim, atravs do tempo reacional e da

variao da eficincia, pode-se verificar tambm quando a reao j est na segunda fase,

identificada pela baixa eficincia.

3.9 Influncia da Estequiometria e da Concentrao do Contaminante

A reao de Fenton depende principalmente de trs fatores: pH, concentrao de H2O2 e

concentrao de Fe2+. A otimizao desses fatores fundamental para o bom desempenho

do processo. Alm disso importante cogitar outras caractersticas da reao, tais como,

23

concentrao e quantidade de constituintes orgnicos e inorgnicos no efluente. Esses

parmetros determinam a eficincia da reao global e a relao mtua entre eles define a

produo e o consumo de radicais hidroxila e, consequentemente, a eficincia do processo

em si (ARAUJO, 2008).

Em relao concentrao e os constituintes do contaminante, quanto maior as

quantidades de DQO, turbidez, cor e menor a biodegradabilidade do efluente (DBO/DQO),

mais complexo o tratamento e as concentraes de reagentes devem acompanhar a

elevao da concentrao de poluente proporcionalmente, mantendo o equilbrio

estequiomtrico.

Assim, importante estabelecer a dosagem tima de reagentes (Fe2+ e H2O2) no meio

reacional, j que o excesso de qualquer um dos dois pode causar efeitos negativos sobre a

eficincia do processo Fenton, j que ambos apresentam efeito de captura dos radicais

hidroxila (TANG e TASSOS, 1997).

3.10 Influncia da Concentrao de Perxido de Hidrognio

O prolongamento da oxidao determinado pela quantidade de H2O2 presente no sistema.

Muitos autores verificaram que a porcentagem de degradao do contaminante cresce com o

aumento da dosagem do reagente. Entretanto, quando em grande quantidade, o reagente

funciona como sequestrador do radical hidroxila, como mostrado na reao 7 (CHAMARRO

et al., 2001). Assim, para cada tipo de efluente necessrio testar experimentalmente a

concentrao adequada de H2O2.

Cavalcante (2005) relata que a lenta adio do reagente ao sistema, com excesso de ferro,

fornece condies que minimizam a captura do radical hidroxila, alm da possibilidade de

obter aumento da taxa de mineralizao (em torno de 12 vezes) quando o H2O2 no

totalmente adicionado no incio da reao.

24

3.11 Influncia da Concentrao de Ferro e Coagulao no Processo Fenton

A coagulao empregada para a remoo de materiais em suspenso ou partculas

coloidais que sedimentam muito lentamente. O processo de coagulao, geralmente

realizado com sais de ferro e alumnio, resulta de dois fenmenos: o primeiro,

fundamentalmente qumico, consiste nas reaes do coagulante com a gua e na formao

de espcies hidrolisadas com carga positiva; o segundo, essencialmente fsico, consiste no

transporte das espcies hidrolisadas para que haja ligao com as impurezas da gua

(ECKENFELDER, 1989).

No processo Fenton, os ons frricos podem atuar tanto nas reaes subsequentes do

processo Fenton como coagulantes. Segundo Neyens e Bayens (2003), geralmente quando a

concentrao de Fe2+ presente no meio reacional excede a de H2O2, o tratamento tende a

apresentar efeito de coagulao qumica. J quando o inverso ocorre, o tratamento ocorre

preferencialmente por oxidao qumica.

Diferentes mtodos tm sido usados para quantificar a remoo por coagulao e por

oxidao no processo Fenton. KANG et al. (2002) submeteram efluente txtil sinttico ao

processo Fenton e, paralelamente, realizaram tratamento por coagulao tendo o cloreto

frrico como reagente e polmero aninico como iniciador do processo de

coagulao/floculao. Assim, a remoo de DQO obtida na coagulao frrica foi

considerada igual remoo por coagulao no processo Fenton.

A etapa de coagulao qumica recomendada aps a etapa de oxidao com o objetivo de

diminuir a concentrao de ferro dissolvido no efluente clarificado abaixo dos limites

exigidos pela legislao para descarte.

Usualmente, a razo molar tima H2O2/Fe2+ recomendada para o Fenton de 10 a 40 (TANG

e HUANG, 1997; RUPPERT et al., 1993; apud ARAUJO, 2008). Lange et al. (2006) relatam

que a faixa tpica da relao H2O2/Fe2+ varia de 5:1 a 25:1 em massa; todavia, essa faixa de

dosagem varia de acordo com o tipo de efluente.

25

Alm disso, a reao de Fenton dependente da forma qumica do ferro presente no meio e

neste caso, o controle do pH do meio reacional passa a ser importante devido a relao das

espcies de ferro com o pH (MALATO et al., 2009).

3.12 Influncia do pH

O pH da soluo um critrio importante em POA no tratamento de efluentes,

principalmente pelo processo Fenton. O meio cido fundamental para essa reao, pois a

presena de ons H+ favorece a decomposio do H2O2 pelo Fe2+ catalisador e desloca o

equilbrio da reao para a gerao de HO- e de radical hidroxila (HO) (NEYENS &

BAEYENS, 2003).

O estgio de acidificao importante pela estabilidade dos radicais hidroxila concebidos e

por influenciar nas espcies de ferro presentes em soluo. Em valores de pH acima de 4, a

OH- funciona como sequestrante de radicais hidroxila ou favorece a desativao do

catalisador pela formao de seus hidrxidos, desfavorecendo a continuidade da reao de

Fenton. Apesar da grande diversidade de substncias testadas, na maioria dos estudos com

Fenton, o pH considerado timo encontra-se na faixa entre 2 e 4 (LANGE et al., 2006).

Em pH acima de 5, alm de aumentar a desestabilizao do H2O2, ocorre tambm a

desativao do catalisador ferroso atravs da formao de complexos de hidrxido frrico

(KANG & HWANG, 2000).

Em valores de pH maiores que 6 ocorre precipitao de hidrxido de ferro, removendo o

catalisador da soluo. Dessa forma, a remoo ocorre escassamente e, por isso, muitos

pesquisadores elevam o pH do meio reacional a fim de cessar instantaneamente a reao de

Fenton (CAVALCANTE, 2005; KAVITHA & PALANIVELU, 2004).

26

3.13 Foto-Fenton

Um meio de melhorar a eficincia do Fenton associar a adio de raios UV, para

regenerao dos ons ferrosos. Este processo denominado foto-Fenton. A fotlise de Fe3+,

atravs dos raios UV, contribui para a formao de Fe2+. Assim, a radiao solar ou artificial

atua como regeneradora do catalisador Fe2+ para que o mesmo possa atuar novamente na

reao de Fenton, favorecendo a produo de radicais hidroxila. Esse recurso pode ser

verificado nas reaes a seguir (FREIRE, 2012):

Fe3+ + H2O + h Fe2+ + H+ + OH (20)

Fe(OH)2+ + h Fe(OH)+ + OH (21)

Fe(OH)2+ + h Fe2+ + OH (22)

Fe(RCO2)2+ + h Fe2+ + CO2 +R (23)

H2O2 + h 2 OH (24)

A incidncia da radiao UV sobre os complexos frricos produz a regenerao de ons

ferrosos e a gerao de mais radical hidroxila, conforme observado nas reaes 22 a 24. Na

reao 23, tem-se a formao de complexo entre os ons frricos e substratos ou

intermedirios orgnicos da reao. Estes complexos so ativados fotoquimicamente

gerando ons ferrosos e mineralizando os componentes orgnicos. Este fato resulta em uma

eficincia de degradao de poluentes orgnicos (JONES, 1999; LEITE 2003; BOLTON et al.,

1997, apud FREIRE, 2012).

Alm de funcionar no ciclo cataltico do ferro, a radiao UV participa da fotlise do H2O2

gerando dois radicais hidroxila (reao 24). A eficincia quntica para a produo de

radicais hidroxila pela fotlise do H2O2 est em torno de 98% no comprimento de onda de

254 nm (JONES, 1999; LEITE 2003; BOLTON et al., 1997, apud FREIRE, 2012).

Outro ponto importante que o reagente de Fenton, sem adio de radiao, pode no

mineralizar os poluentes orgnicos completamente. O poluente inicial parcialmente

27

oxidado em produto intermedirio que pode ser resistente a oxidaes posteriores. A

extenso da mineralizao pode ser otimizada se o sistema for irradiado

(KAVITHA e PALANIVELU, 2004).

A vantagem deste processo que devido regenerao do Fe2+ durante a reao, o custo e

tempo da reao so reduzidos e a eficincia aumenta. Tem-se um maior aproveitamento do

reagente (H2O2) e do catalisador (Fe2+), atravs da simples adio de radiao UV. A

desvantagem que o fornecimento de radiao UV em escala industrial encarece

relevantemente o processo. No entanto, como o Brasil um pas tropical, a radiao UV

pode ser natural, atravs da radiao solar. Muitos estudos tm sido conduzidos nesse

sentido.

3.14 Parmetros que influenciam no processo foto-Fenton

O processo foto-Fenton depende principalmente de quatro fatores: pH, concentrao de

H2O2, concentrao de Fe2+, turbidez e intensidade da radiao. Neste processo, o H2O2

consumido mais rapidamente em sistemas irradiados pela regenerao do catalisador (Fe2+),

gerando radicais hidroxila com maior eficincia. Um fato decorrente o consumo

relativamente elevado de perxido de hidrognio devido a sua rpida degradao no meio.

Uma vez que este parmetro determina a espcie de ferro presente no meio reacional,

muitos autores apontam a sensibilidade do processo foto-Fenton ao pH. H uma faixa de

pH tima para a degradao de cada tipo de poluente e para isso necessrio realizar teste

experimental. No entanto, Mcginnis et al. (2000) citam a faixa de pH entre 2,8 e 3,0 como

tima para a produo de radicais hidroxila por meio deste processo.

Outra abordagem em relao ao pH que o processo foto-Fenton pode ser efetivo em pH

neutro, faixa na qual a oxidao por Fenton normalmente limitada, por haver necessidade

de pH cido (BANDALA et al., 2004; ROZAS et al., 2010, apud LI, 2012). Caso o processo

possa seja conduzido em pH neutro, no h necessidade de acidificar e posteriormente

neutralizar o efluente, fator importante na reduo de custos com reagente e processos.

28

A eficincia dos processos fotocatalticos prejudicada pela presena de quantidades

significativas de slidos suspensos, pois com a turbidez do efluente elevada, a absoro da

irradiao dificultada (CAVALCANTE, 2005). Sendo assim, importante o conhecimento

das caractersticas do efluente e minimizao da quantidade de catalisador, o qual pode

interferir na absoro da irradiao. Foi observado que elevadas concentraes de Fe2+

ocasionaram o aparecimento de turbidez, fator que limita a penetrao da radiao UV

(Ghaly et al., 2001).

Adicionalmente, a regenerao do Fe2+ atravs da fotlise, otimiza a utilizao do catalisador

propiciando quantidades menores de sal ferroso, quando comparado ao Fenton. Dessa

forma, as dosagens timas de ferro encontradas para sistemas irradiados so bem menores

do que no processo Fenton com eficincia similar, fato que reflete em reduo do volume de

lodo gerado quando se trabalha com sistemas irradiados. Este fato minimiza o uso de um

processo de separao do ferro aps o tratamento do efluente, o que importante para uso

industrial (RUPPERT et al., 1993).

De acordo com o espectro utilizado, o que afeta a eficincia do processo a intensidade da

luz incidente alm de ser um fator que afeta a gerao de radicais livres. Dependendo da

fonte de radiao utilizada, artificial ou solar, eficincia e custo podem variar

consideravelmente.

Como o comprimento de onda mnimo presente no espectro solar de 300 nm, a utilizao

de apenas 5% da luz total possvel (CAVALCANTE, 2005). Devido a este fato, normalmente

a radiao artificial tem maior eficincia do que a solar pela faixa de irradincia abrangida.

Kavitha e Palanivelu (2004) trataram fenol utilizando foto-Fenton artificial e solar e

obtiveram respectivamente 96% de mineralizao do fenol em 15 e 25 min. Embora o UV-

Fenton oferea uma eficcia levemente maior, o baixo custo integrado fonte solar mostra

que essa pode ser to eficiente quando a artificial e ainda mais sustentvel por utilizar uma

fonte inesgotvel de radiao. Assim, importante um estudo experimental de acordo com

as propriedades do efluente para avaliar a viabilidade tcnica e econmica de cada processo.

29

3.15 Estudos Comparativos (Fenton e foto-Fenton)

Kavitha et al. (2004) atestaram aumento da eficincia de degradao de fenol pela

regenerao do Fe2+ atravs da radiao UV, o qual participa na reao de Fenton de forma

cclica, gerando mais radicais hidroxila, acelerando o processo de oxidao comparado ao

processo Fenton. Neste estudo, os experimentos Fenton foram realizados em batelada com

soluo de fenol na concentrao 200 mg/L, ajuste de pH em 3,0 e uma quantidade

conhecida de FeSO4 e H2O2 foram adicionados a 500 ml de soluo, com agitao magntica

foi ligado para assegurar mistura completa. J os experimentos de Fenton-solar foram

realizados no campus Anna University, em Chennai, TamilNadu . A radiao solar, de

luminncia e temperatura durante o tempo experimental estavam na faixa gama de 400-595

W/m2, 98-100 klx e 30-33 C, respectivamente. Os experimentos foram realizados em

recipientes de borosilicato. Um foto-reator tipo imerso foi usado para experimentos UV-

Fenton . O vidro pirex exterior foi de 20 cm de altura e dimetro de 5,5 centmetros interno

constituindo a primeira parte. Utilizou-se lmpada de mercrio de mdia presso (150 W),

localizada no centro do reator de uma forma vertical. A gua foi circulada entre a lmpada e

o recipiente de vidro para reduzir o calor gerado durante a reao, com agitao magntica

externa ao equipamento montado.

Os parmetros envolvidos no reagente de Fenton, como o pH, a concentrao de H2O2 e a

concentrao de ons ferrosos foram examinados na faixa de 2,0-8,0, 4-60 mM e 0,4-6 mM,

respectivamente, para a degradao do fenol. O pH ptimo, concentrao de H2O2 e Fe2 +

foram encontradas concentraes de 3,0 0,2, 30 mM e 0,8 mM, respectivamente.

Degradao mxima de 82% foi alcanada em H2O2 relao de peso DQO de 2,2 e razo

molar Fe2+/H2O2 de 0,026.

Verificou-se que a reao de foto-Fenton aumenta a eficincia da degradao dos compostos

de fenol, apresentando uma eficincia de degradao de 9599%, contra 82% da reao de

Fenton (KAVITHA et al., 2004 ). Fica evidente a diferena no processo com a simples adio

de raios UV, caso seja vivel economicamente.

Ainda, a viabilidade do reagente de Fenton e solar-Fenton para o tratamento de efluente de -

fabricao de resina contendo 1,215 mg/L de fenol foi testada. As experincias foram

30

conduzidas em condies de ambiente de luz solar, e depois de se ajustar o pH do efluente

at 3,0 0,2 e a manuteno de uma relao de peso H2O2/DQO tima de 2,2 e Fe2+/H2O2

razo molar de 0,026 para Fenton e 0.013 para o processo Fenton solar. Em ambos os

processos de oxidao , o fenol foi removido de forma eficaz dentro de 5 minutos de tempo

de reao. No entanto, fica evidente que no processo de Fenton, a eficincia de degradao e

mineralizao foi de 82 % e 41 % respectivamente, enquanto que no solar-Fenton, a

degradao quase completa e 97 % mineralizao foram atingidas dentro de 120 minutos de

reao. Os resultados sugerem que o solar-Fenton na concentrao de ferro reduzida uma

tecnologia vivel para a mineralizao de fenis e outros compostos orgnicos.

Da Silva e colaboradores (2008) analisaram a degradao de corantes usando POA. Nos

ensaios foi utilizado efluente sinttico, a partir dos corantes vermelho Bordeaux e azul

brilhante, sem purificao prvia, em concentrao de 100 mg/L, utilizando gua

deionizada.

O reator de fotodegradao foi construdo como Da Silva, et al. (2008) citam em seu artigo e

formado por uma clula de acrlico e um tubo de quartzo (no interior do qual foi colocado o

filamento de uma lmpada) e uma bomba de recirculao submersa. Os ensaios foram

realizados por meio de irradiao UV na soluo contendo o corante por cinco horas. A

irradiao foi feita com filamento de uma lmpada de vapor de mercrio de 250 W, cuja

cobertura original foi previamente removida, conforme apresentado na figura 4.

31

Figura 4: Reator para degradao fotoqumica (DA SILVA et al., 2008)

Segundo a Figura 4, os componentes identificados so: (1) reator, (2) clula de acrlico, (3)

lmpada de vapor de mercrio 250W, (4) bomba de recirculao (entrada da soluo), (5)

tubo de quartzo e (6) sada da soluo.

A degradao fotoqumica foi acompanhada por espectrofotometria. A partir da anlise da

reduo de absorbncia durante o processo fotoqumico, verificou-se reduo de 99% da

colorao da soluo contendo o corante vermelho bordeaux.

Lange et al. (2006) analisaram o tratamento de lixiviado de aterro empregando reagente de

Fenton. As amostras de lixiviado utilizadas foram coletadas de aterro sanitrio de Belo

Horizonte localizado na BR-040. Os experimentos foram divididos em duas etapas: oxidao

e neutralizao/precipitao, como pode ser visualizado na Figura 5.

32

Figura 5: Esquema da unidade de estao de tratamento por POA empregando reagente de

Fenton (LANGE et al., 2006)

No incio do experimento, o pH da amostra foi ajustado com cido sulfrico para adequao

do pH e ento foram adicionados sulfato ferroso e perxido de hidrognio sob agitao. Aps

etapa de neutralizao, o sistema ficou em inrcia para que a sedimentao ocorresse e aps

sedimentao, desassociou-se o lodo. Foi visto que geralmente a remoo maior aps a

neutralizao, pois ocorre a insolubilizao de compostos nitrogenados em pH elevado.

Os fatores selecionados para investigao dos processos oxidativos foram: dosagem de

reagentes, tempo reacional e pH. As remoes de DQO foram superiores a 46%, com mdia

em torno de 61% e o melhor resultado foi 75% de remoo, o qual demandou a menor

quantidade de reagente, menor tempo de agitao e consequentemente menor custo

operacional.

Verificou-se que a melhor relao H2O2/Fe2+ foi 10, que em pH 5,0 foram obtidos melhores

resultados (valor mais prximo da neutralidade) e o tempo de 30 minutos apresentou

melhor eficincia alm de menor custo energtico. A remoo de nitrognio amoniacal

mais favorvel em dosagens maioes de H2O2 e menores de Fe2+, alcanando remoes de at

33

85% para as melhores condies e 10% para as piores. Foi observado tambm que

geralmente a remoo maior aps a neutralizao, provavelmente devido a insolubilizao

de compostos nitrogenados em pH elevado.

O tratamento foi conduzido baseado na engenharia econmica (depreciao, custos

envolvidos, equipamentos, obras, consumo de energia, reagentes, mo de obra) e mostrou-se

tecnicamente possvel como tratamento preliminar, apresentando grande eficcia de

remoo de carga orgnica e inorgnica, integrado a vantagens de facilidade operacional,

com flexibilidade no controle de variveis de processo, simplicidade de equipamento e

facilidade na mudana de escala de produo.

Nogueira e Mod (2002) avaliaram a eficincia de fotodegradao de substratos por processo

foto-Fenton utilizando ferrioxalato como mediador e avaliaram a influncia de parmetros

operacionais como agitao da soluo durante a irradiao solar e vazo de alimentao de

um fotoreator com irradiao artificial durante a fotodegradao de clorofenis (CF).

Os experimentos com irradiao solar foram realizados em batelada expondo diretamente ao

sol frasco aberto de vidro mbar de 80 mm de profundidade (h) e 90 mm de dimetro (d). O

volume de soluo irradiada foi de 500 mL. A intensidade luminosa solar (Imdia) foi medida

durante os experimentos utilizando um radimetro e a mdia foi calculada para cada

experimento. Nos experimentos realizados sob irradiao solar, o tempo de irradiao

corresponde ao tempo total de experimento, uma vez que todo o volume de amostra est

sendo irradiado simultaneamente.

Nos experimentos utilizando fonte de irradiao artificial, foi utilizada uma lmpada de luz

negra, de 15 W de potncia, 45 cm de comprimento e 23 mm de dimetro externo. A

intensidade luminosa da lmpada foi medida com valor de 27 W/m2. Esta medida foi feita

posicionando-se o sensor diretamente sobre a lmpada.

O esquema da Figura 6 mostra o sistema utilizado durante os experimentos com irradiao

artificial, onde a lmpada est inserida dentro do cilindro de vidro de 38 mm de dimetro

interno em posio vertical. O reator anular opera em fluxo ascendente, onde a soluo

../Projeto%20Final%20Mestrado/Bibliografia/bibliografia%20inicial%20-%20sem%20uso%20atual/artigo%20nogueira%20mod.htm#fig01#fig01

34

bombeada por uma bomba peristltica com entrada na base do reator e coleta de amostra

no topo. Foram feitos experimentos com passagem nica da soluo (nos experimentos em

que foi avaliada a influncia da vazo) e com recirculao da soluo pelo reator com

amostragens no reservatrio em tempos determinados. Os equipamentos so identificados a

seguir: 1- sistema com passagem nica; 2 - sistema com recirculao.

Figura 6: Esquema do reator fotocataltico utilizando irradiao artificial (NOGUEIRA &

MOD, 2002).

A concentrao inicial de fenol e clorofenis foi de 0,5 x 10-3 mol/L e de ferrioxalato (FeOx)

1,0 x 10-3 mol/L. O pH foi ajustado para o valor de 2,5 em todos os experimentos. As

solues de cada composto-alvo foram irradiadas independentemente. Alquotas de 20,0 mL

foram retiradas durante o experimento e subdivididas para as determinaes de COT (5,0

mL), de composto-alvo (5,0 mL) e de cloreto (10,0 mL) no caso de clorofenis, sendo que no

caso de fenol, alquotas de 10,0 mL foram retiradas e subdivididas para as determinaes de

COT (5,0 mL) e de composto-alvo (5,0 mL).

Foram constatadas algumas observaes, os quais so apontados a seguir:

Pequena variao nos percentuais de remoo de carbono orgnico total e de gerao

de ons cloreto nos experimentos de fotodegradao de CF sem agitao e com