5. CONCLUSÕES
5.1. Reagente de Fenton
Observa-se na Tabela 34 a composição química do lixiviado do aterro sanitário do Delta A utilizado no ensaio com o reagente de Fenton. O lixiviado pode ser classificado como estabilizado devido ao pH acima de 7,0 e baixa concentração de matéria orgânica (DQO). Uma desvantagem da aplicação do reagente de Fenton em LAS é a elevada alcalinidade, ou seja, será necessária uma grande quantidade de ácido para diminuir o pH para os valores adequados a esse processo. O lixiviado apresentou uma alcalinidade parcial e total, 4972,4 e 5921,4 mg CaCO3 L-1, respectivamente (Tabela 34).
Tabela 34: Caracterização química do lixiviado utilizado no ensaio com o reagente de Fenton (n = 6)
Parâmetro Média e desvio
DQO filtrada (mg O2 L-1) 1504,3 ± 70 DQO total (mg O2 L-1) 2071,6 ± 62 Alcalinidade parcial (mg CaCO3 L-1) 4972,4 ± 600
Alcalinidade Total (mg CaCO3 L-1) 5921,4 ± 770
AOV (mg HAc L-1) 340 ± 120 pH 8,2 ± 0,12 Condutividade filtrada (mS cm-1) 16,1 ± 2,65 Fe (mg L-1) 3,8 ± 1,5 Cor verdadeira (mg Pt - Co L-1) 1208 ± 38 Cor aparente (mg Pt - Co L-1) 1670 ± 55
Durante os ensaios com o processo Fenton foi observada a formação de espuma durante a etapa de acidificação do lixiviado, sendo que isso pode ter prejudicado a reação, causando assim redução da eficiência do processo. Um outro fato observado durante a redução do pH foi a formação de vapores. Segundo Deng e Englehardt (2006) isso pode ocorrer devido a formação de CO2 durante a acidificação do efluente devido à presença de carbonatos. Amor et al. (2015) observaram que a etapa de redução do pH no ensaio com reagente de Fenton também formou espuma, além da sedimentação de sólidos suspensos e consequentemente formação de lodo. Com essas alterações preliminares, Amor et al. (2015) observaram uma redução de 15% de DQO da amostra de lixiviado durante a etapa de acidificação. No entanto, essa redução DQO na etapa de oxidação não foi observada em outros trabalhos (GOI et al., 2010). Possivelmente esse fato observado
por Amor et al. (2015) pode estar relacionado com as características do lixiviado empregado.
O lixiviado do aterro Delta A apresentou uma concentração de DQO inferior ao observado no lixiviado da célula experimental (Tabela 07, Cap. III) e isso gerou uma demanda inferior de reagentes (H2O2 e Fe2+). A aplicação do processo Fenton no LAS apresentou uma eficiência superior a 70% na redução da DQO filtrada em todos os tratamentos (Figura 28). Essa alta eficiência pode estar correlacionada com o excesso estequiométrico de oxidante (H2O2) e catalisador (Fe2+) utilizado nos ensaios (Tabela 31) em relação a quantidade de matéria orgânica. Siciliano et al. (2013) observaram que o ajuste do pH do lixiviado para 5,5 e adição de 0,75g de peróxido para 1,0 g de DQO foi possível obter uma eficiência de 50% na redução da DQO, mostrando assim que a oxidação direta com o peróxido sem catalisador pode-se obter uma eficiência razoável com um tempo de reação elevado, 3,0 horas. Desta forma, o reagente de Fenton deve apresentar uma eficiência superior ao observado com a utilização dos reagentes separados. Wang et al. (2000) também avaliaram a oxidação direta dos compostos orgânicos com peróxido sem a adição do catalisador e observaram uma eficiência de somente 24%. Nessa pesquisa realizada por Wang et al. (2000) foi utilizado um tempo de reação de 10 minutos.
Figura 28: Eficiência de redução de DQO por processo Fenton aplicado no lixiviado de aterro sanitário (n = 6) 50 55 60 65 70 75 80 85 90 95 T1 T2 T3 T4 T5 T6 T7 T8 E ficiê n cia d e r em oç ão d e DQO (% )
Tratamentos
O reagente de Fenton pode ser definido como uma reação química entre o peróxido de hidrogênio (oxidante) com o catalisador ferro (Fe2+), formando assim um radical hidroxila (OH•) como produto (Equação 2). Esse radical irá oxidar a matéria orgânica do lixiviado. Desta forma, o processo Fenton apresenta um efeito sinérgico da interação entre seus reagentes, consequentemente, sua eficiência deve ser maior que a de seus reagentes empregados separadamente. Os resultados obtidos com o reagente Fenton (Figura 28) evidencia que essa técnica apresenta uma eficiência superior quando comparado com a oxidação direta da matéria orgânica pelo peróxido de hidrogênio e/ou ação de coagulação do ferro.
O tempo de reação é um fator essencial para a aceitação da técnica de tratamento de lixiviado e efluentes de um modo geral. Um tempo de reação elevado vai demandar um volume grande do reator. O tempo de oxidação e neutralização de 90 minutos utilizado nessa pesquisa parece adequado para o reagente Fenton. Em outras pesquisas foi observado um tempo maior de reação: 96 horas no tratamento de lixiviado em pH igual a 3,0, concentração de ferro (Fe3+) 20 mg L-1 e 113 mM de peróxido de hidrogênio com uma eficiência de 63% (DQO inicial de 5700 mg L-1) (AMOR et al., 2015); 100 minutos no tratamento por reagente de Fenton de um lixiviado pré-tratado por coagulação com (FeCl3) (MORANDI e GHANBARI, 2014); 120 minutos (pH = 3,0) com uma eficiência de redução da DQO de 55% (SALEM et al., 2012); 120 minutos com redução de 60% da DQO inicial (10540 mg L-1) (LOPEZ et al., 2004). Goi et al. (2010) observaram que um tempo de reação prolongado (24 horas) não influência a remoção de DQO quando comparado com um tempo menor, 3 horas.
O melhor tratamento na redução da variável DQO foi o T7 (1g DQO: 4g H2O2: 2g Fe2+) com uma eficiência superior a 80% e um residual de matéria orgânica de 294,0 mg O2 L-1 (Figura 29). Essa concentração final de DQO após o reagente de Fenton é inferior ao observado por Tonon et al. (2015) para esgoto sanitário, 982 ± 424 mg O2 L- 1. FAZZIO (2014) utilizou reagente de Fenton como pré-tratamento de lixiviado para a etapa subsequente em um processo biológico (biofiltro aerado submerso) e alcançou uma eficiência de 62% com uma relação H2O2/Fe2+ igual a 2:1. Guo et al. (2010) obtiveram uma eficiência de aproximadamente 61% na remoção de DQO de um lixiviado pré- tratado com remoção de amônia por stripping. Nessa pesquisa foi utilizado pH igual a 3,0 e dose de FeSO4 .7H2O (20 g L-1), H2O2 (20 mL L-1) (GUO et al., 2010).
Figura 29: Demanda química oxigênio final no efluente tratado por processo Fenton (n = 6)
O POA-Fenton apresentou uma ótima eficiência na redução no valor do parâmetro DQO e mostrou ser uma técnica simples e rápida (Figura 29). Assim é importante comparar os resultados obtidos com o reagente de Fenton com outros processos oxidativos avançados no tratamento de lixiviado. A utilização da oxidação úmida23 em lixiviado novo e estabilizado apresentou uma eficiência de redução da DQO de 60% e 37% respectivamente (OULEGO et al., 2016). A aplicação de foto-elétron oxidação em lixiviado de aterro sanitário apresentou uma eficiência de 53% na redução da amônia e 61% na remoção de DQO (MULHER et al., 2015). Essa técnica de foto- elétron oxidação alcançou essa eficiência com um elevado tempo de reação, 5 horas.
Em nenhum tratamento foi alcançado o padrão de 125 mg L-1 de DQO (Figuras 28 e 29) conforme estabelecido pela diretriz europeia (91/271/EEC). No entanto, quando é avaliada a eficiência mínima de 75% de redução DQO somente os tratamentos 6, 7 e 8 alcançaram essa eficiência. O Brasil deveria adotar como valor de referência para a matéria orgânica presente no LAS a demanda química de oxigênio como é realizado em outros países: Eslovênia 300 mg L-1 (KALČÍKOVÁ et al., 2015); México 100 mg L-1 (RAMÍREZ-SOSA et al., 2013); Iran24 100 mg L-1 (MOJIRI et al., 2016). Na Itália o limite permitido de DQO para lançamento em corpo hídrico é de 160 mg/L (IACONI et al., 2011).
23 Wet oxidation
24 Limite de lançamento para efluente de resíduos sólidos urbanos não perigosos.
0 200 400 600 800 1000 1200 1400 1600 1800 amostra T1 T2 T3 T4 T5 T6 T7 T8 De m an d a Qu ím ica d e Oxi gê n io (m g O2 L -1)
A resolução do Conselho Nacional de Meio Ambiente (Conama) n° 430 de 2011 estabelece como parâmetro de referência para a remoção de matéria orgânica a demanda biológica de oxigênio (DBO). A DBO não é um parâmetro adequado para avaliar o tratamento do lixiviado de aterro, pois a presença de materiais potencialmente tóxicos como a amônia e metais podem inibir o desenvolvimento dos microrganismos responsáveis pela determinação da matéria orgânica nesse ensaio. Assim, os valores determinados a partir desse ensaio podem não representar os valores reais. Um segundo motivo para não utilizar a DBO é que geralmente processos oxidativos avançados aumentam o valor da DBO após o tratamento. Isso pode ser observado na Figura 30, pois nos tratamentos 4, 5 e 6 houve um aumento da DBO após a aplicação do POA-Fenton. Os processos oxidativos de um modo geral, tendem a aumentar a DBO, pois podem oxidar a matéria orgânica parcialmente, ou seja, quebrando moléculas maiores em moléculas menores. Fazzio (2014) também observou um aumento na DBO após a aplicação de reagente de Fenton no tratamento de lixiviado do aterro sanitário da cidade de São Carlos- SP.
Figura 30: Demanda bioquímica de oxigênio final no efluente tratado por processo Fenton (n = 6)
A amostra de lixiviado (AM) in natura apresentou uma demanda biológica de oxigênio (80 mg O2 L -1) inferior ao observado no efluente de esgoto tratado em reator anaeróbio 113 mg O2 L-1(TONON et al., 2015). Assim é possível observar que essa variável não representa a matéria orgânica presente em uma amostra de lixiviado.
Apesar dos problemas observados com a utilização da DBO na determinação da matéria orgânica presente em lixiviado de aterro sanitário, esse ensaio tem sido adotado como um indicador de biodegradabilidade em diversos efluentes a partir da
0 20 40 60 80 100 120 140 T1 T2 T3 T4 T5 T6 T7 T8 AM D BO (m g O2 L -1)
relação DBO/DQO. Lixiviados produzidos no início de operação de um aterro geralmente apresentam uma relação DBO/DQO acima de 0,5, ou seja, são biodegradáveis. Contudo lixiviado estabilizados apresentam uma relação inferior a 0,1 e não são passíveis de tratamento biológicos. O lixiviado do aterro Delta A apresentou uma biodegradabilidade muito baixa, 0,05 (Figura 31). Esse aterro já tem uma vida útil acima de 20 anos.
Figura 31: Biodegradabilidade no efluente tratado por processo Fenton (n = 6)
Observa-se pelos dados apresentados Figura 31 que a aplicação de POA- Fenton aumentou biodegradabilidade em todos os tratamentos. O melhor tratamento foi o 5 com uma razão DBO/DQO igual à 0,22. Em outros trabalhos também foram verificados um aumento da biodegradabilidade com aplicação de processos oxidativos avançados. Moravia et al. (2011) observaram uma taxa de biodegradabilidade de 0,04 no LAS de Belo Horizonte e após o processo Fenton houve um aumento para, 0,20. O tratamento de lixiviado de aterro sanitário por processo Fenton melhorou a taxa de biodegradabilidade (DBO7/DQO) de 0,44 para 0,65 (GOI et al., 2010). Esse aumento da biodegradabilidade dos compostos presentes nessa matriz é um fator importante para a utilização de um processo biológico como pós-tratamento.
No tratamento de lixiviado com o reagente de Fenton é necessário adicionar sulfato ferroso, ácido e base, consequentemente como desvantagem desse tipo de tratamento é o aumento da condutividade elétrica no efluente. Houve um aumento na condutividade elétrica em todos os tratamentos (Figura 32). Esse aumento da condutividade elétrica pode ser considerado uma desvantagem pois pode causar um impacto ambiental em um rio de água doce.
0,00 0,05 0,10 0,15 0,20 0,25 0,30 T1 T2 T3 T4 T5 T6 T7 T8 AM DBO /DQO
Figura 32: Condutividade elétrica antes e após o tratamento por processo Fenton
Após o processo Fenton ocorreu uma redução na concentração de Ferro dissolvido (Figura 33). Essa redução na concentração de ferro era esperado, visto que o aumento do pH na etapa de neutralização leva a uma oxidação do íons Fe2+ para íons Fe3+, sendo que esse último é precipitado quando reage com hidróxido (OH-), formando o hidróxido férrico [Fe(OH)3(s)], cujo produto de solubilidade (Kps) é 2,79 x 10-39. A concentração máxima de ferro dissolvido para lançamento em um corpo hídrico segundo a resolução n° 430 é de 15,0 mg L-1 e todos os valores estão abaixo desse limite. Moravia et al. (2011) realizaram o tratamento de lixiviado com POA-Fenton sem a etapa de neutralização e foi observado uma concentração de ferro no sobrenadante de 269,91 mg L-1.
Figura 33: Ferro dissolvido após o tratamento por processo Fenton (n = 6)
Observa-se na Figura 34 a caracterização de sólidos no lodo do processo oxidativos avançado Fenton. Essa caracterização é importante para examinar se ocorreu a oxidação ou a precipitação da matéria orgânica após a aplicação do reagente de Fenton. A maior concentração de sólidos totais foi encontrada no tratamento 8 (37,9 g L-1). A
0,00 5,00 10,00 15,00 20,00 25,00 30,00 35,00 40,00 T1 T2 T3 T4 T5 T6 T7 T8 AM Co nd utiv ida de E lét rica ( m S cm -1) 0,00 0,50 1,00 1,50 2,00 2,50 T1 T2 T3 T4 T5 T6 T7 T8 Co n ce n traç ão d e F e (m g L -1)
concentração média obtida a partir de todos os tratamentos foi de 27,7 g L-1. Na Figura 35 é apresentada a relação entre os sólidos totais fixos (STF) e os sólidos totais (ST). Nos tratamentos 4, 5 e 7 essa relação foi menor que 0,5 e aparentemente pode ter ocorrido o predomínio do fenômeno da precipitação.
Figura 34: Caracterização do lodo formado após o processo Fenton
Figura 35: Relação sólidos Fixos e Sólidos totais
A redução no valor do parâmetro cor verdadeira no LAS foi superior a 75% em todos os tratamentos (Figuras 36). Os melhores tratamentos na redução da cor foram o T6 e T8. Moravia et al. (2011) também observaram uma elevada eficiência na redução de cor, 76,4% no tratamento de lixiviado com POA-Fenton.
0 5 10 15 20 25 30 35 40 T1 T2 T3 T4 T5 T6 T7 T8 T eor de Sóli dos (g L -1)
Quantidade de lodo gerado ST Quantidade de lodo gerado STF
Quantidade de lodo gerado STV
0,00 0,10 0,20 0,30 0,40 0,50 0,60 0,70 T1 T2 T3 T4 T5 T6 T7 T8
ST
F/
ST
Figura 36: Eficiência de redução de cor após o ensaio com o reagente Fenton (n = 6)
O tratamento de lixiviado de aterro sanitário com o reagente de Fenton apresentou uma elevada eficiência na remoção de cor e DQO. No entanto, ainda é preciso realizar análises complementares como ensaios de ecotoxicidade para avaliar possíveis efeitos danosos no ambiente. Observa-se na Figura 37 que após o tratamento por reagente Fenton houve uma redução na toxicidade quando avaliado com semente de alface (Lactuca sativa), como organismo teste. O lixiviado in natura apresentou uma UT = 17,8 e após o tratamento por reagente de Fenton houve uma redução de aproximadamente 71% (UT = 5,2). A toxicidade do lixiviado do aterro Delta A foi semelhante ao observado no lixiviado da célula experimental (UT = 17,4) (Figura 17). O ensaio de fitotoxicidade com semente de alface no lixiviado in natura apresentou uma inibição na germinação das sementes em diluições (v/v) acima de 10%. No ensaio com o efluente tratado por reagente Fenton o único tratamento que inibiu completamente a germinação foi o efluente sem diluição (100% lixiviado tratado). Brkanac et al. (2014) utilizaram bulbo de cebola (Allium cepa) para avaliar a toxicidade de lixiviado de aterro e observaram que em concentrações superiores a 5% de lixiviado houve uma grande redução no crescimento das raízes desse vegetal. Os ensaios com cebola são importantes uma vez que é possível observar dois parâmetros: toxicidade com o comprimento das raízes e genotoxicidade com o índice mitótico.
60,00 65,00 70,00 75,00 80,00 85,00 90,00 95,00 100,00 T1 T2 T3 T4 T5 T6 T7 T8 Ef iciê nc ia de re duç ão da C or ( % )
Figura 37: Teste de toxicidade com semente de alface antes e após o tratamento por processo Fenton
Nessa pesquisa a concentração que reduz em cinquenta por cento o crescimento das raízes foi determinado pelo método da regressão linear avaliando somente o comprimento das raízes. No entanto, na literatura também é utilizado o índice de germinação25. Morandi e Ghanbari (2014) utilizaram três espécies vegetais, rabanete (Raphanus sativus), tomate (Lycopersicum esculentum) e agrião (Lepidium sativum) para analisar a fitotoxicidade de lixiviado in natura. Os autores encontraram um índice de germinação (GI %) de 5,6 ± 2,3 para rabanete, 7,6 ± 3,6 para o tomate e < 1,0 para agrião. Utilizando esse método para o lixiviado do aterro Delta foi possível observar uma GI (%) de 5,49. Após a aplicação do reagente de Fenton foi observado uma GI (%) 21,21.
O lixiviado in natura pode ser classificado com toxicidade aguda alta e após o tratamento por reagente de Fenton houve uma redução no valor desse parâmetro passando para toxicidade aguda quando, analisado com ensaios com semente de alface. A análise da toxicidade do lixiviado do aterro Delta A também foi realizada com a bactéria marinha Aliivibrio fischeri. Com esse ensaio foi possível observar que o lixiviado apresentou uma toxicidade aguda (UT = 9,1). Após o tratamento com o reagente de
25 O índice de germinação (GI (%), em inglês, germination index) é determinado assim: 𝐺𝐼 (%) =
𝐺𝑠
𝐺𝑐×
𝐿𝑠
𝐿𝑐×100 onde Gs e Gc são respectivamente germinação na solução e no controle e Ls e Lc o
Fenton o lixiviado tratado não apresentou toxicidade, pois não houve uma inibição acima de 50% (Figura 38).
Figura 38: Screnning com bactéria marinha Aliivibrio fischeri
A ausência de toxicidade no lixiviado tratado com reagente de Fenton pode estar relacionado com o aumento da condutividade elétrica do efluente (Figura 32). O aumento da concentração de sais estimula o desenvolvimento dos organismos marinhos. Além disso a redução da cor também pode ter influenciado nos resultados observados.
Segunda Etapa
O tratamento do lixiviado com o processo Fenton não é eficiente para a remoção de nitrogênio amoniacal, portanto é necessário um tratamento complementar para remover esse composto. Desta forma, nesta etapa foi empregado o processo Fenton e em seguida a remoção da amônia por precipitação. Pode-se observar na Tabela 35 que o lixiviado coletado em dezembro de 2015 apresentou uma concentração de matéria orgânica e nitrogênio amoniacal aproximadamente 50% menor que o observado nos ensaios anteriores. Essa redução da concentração de matéria orgânica está relacionada com o elevado volume de chuva ocorrido nesse mês. Entretanto, houve um aumento da cor verdadeira e os parâmetros pH e DBO não apresentaram alterações significativas.
Tabela 35: Caracterização do lixiviado antes e após a sequência de tratamento (n = 5)
Lixiviado Fenton + MAP
Média Desvio Média Desvio
pH 8,1 0,06 8,5 1,5
Alc parcial (mg CaCO3 L-1) 5002,5 192,0 273,9 141,7 Alc total (mg CaCO3 L-1) 5498,7 676,6 397,2 140,5
AOV (mg Hac L-1) 54,0 23,5 113,3 45,4
DQOt (mg O2 L-1) 1090,7 10,7 335,7 8,02
N-NH3 (mg L-1) 1117,3 50,0 140,5 26,3
Cor Aparente (mg Pt-Co) 2930,0 100,0 - -
Cor verdadeira (mg Pt-Co) 2532,5 65,0 100,7 27,4
DBO (mg O2 L-1) 63,6 15,0- 100,7 12,0-
Condutividade (mS cm-1) 16,0 0,5 17,2 0,7
DBO/DQO 0,1 - 0,30 -
Após a sequência de tratamentos, processo Fenton e remoção da amônia por precipitação química, houve uma remoção de aproximadamente 70% da matéria orgânica (DQO total) e 90% do nitrogênio amoniacal (Figura 39). Contudo, não foi possível atingir o parâmetro nitrogênio amoniacal, 20,0 mg N-NH3 L-1. Possivelmente a utilização do processo Fenton no pré-tratamento tenha causado a redução a eficiência no processo de remoção da amônia. Yan e Shih (2016) observaram que os íons Fe3+ e Ca2+ inibem o processo de formação da estruvita, assim essa redução da eficiência pode estar relacionada com o residual de ferro. A presença de ferro residual do ensaio de Fenton pode ter reduzido a eficiência da remoção da amônia devido a precipitação do fosfato. Mamais et al. (1994) observaram que a adição de FeCl3 reduziu a formação de estruvita em efluente de digestor de lodo. Além disso foi observado a formação de vivianite (Fe3(PO4)28H2O) (MAMAIS et al., 1994). O fosfato também pode formar a Strengite (FePO4 2H2O) na presença de ferro (KOUTSOUKOS e KOFINA, 2010). Para comprovar se o ferro e o fosfato podem formar os compostos citados é importante verificar a cinética química.
Uma segunda hipótese para baixa eficiência na remoção da amônia pode ser a concentração residual de sulfato (SO42-) adicionado no ensaio de Fenton. A presença de
sulfato aumenta o tempo de indução (nascimento) dos cristais de estruvita (KABDASLI et al., 2006). Assim é possível que esse aníon tenha retardado a formação de estruvita, por conseguinte para remoção da amônia por precipitação deveria ter aumento o tempo de reação.
Segundo Mamais el al. (1994) um ambiente com uma alta concentração de cátions e aníons está propicio a ocorrer a precipitação, contudo é difícil prever qual será o composto formado.
Figura 39: Eficiência da sequência de tratamento do lixiviado de aterro sanitário
A concentração de material orgânica (DQO) e nitrogênio amoniacal no efluente foram respectivamente: 335,7 mg O2 L-1e 140,5 mg N-NH3 L-1. Houve uma remoção de cor de 96% (Figura 39). Após o tratamento com o reagente de Fenton e a precipitação química da amônia foi observado um aumento da DBO e na taxa de biodegradabilidade do efluente (Tabela 35). A concentração de DBO antes do tratamento foi de 63,6 mg O2 L-1 e após os tratamentos foi de 100,7 mg O2 L-1.
O efluente final não pode ser lançado em um corpo hídrico, pois não foram alcançados os valores orientadores da resolução Conama 430 (BRASIL, 2011). Desta forma, esse efluente precisa passar por um tratamento subsequente. Com base na eficiência alcançada, esse efluente poderia ser lançado na rede coletora de esgoto e o tratamento ser realizado em conjunto com esgoto sanitário. Uma segunda hipótese é a aplicação desse efluente em um filtro de carvão ativado para um polimento final.
O lixiviado do aterro sanitário delta A apresentou uma toxicidade aguda (UT = 9,0) (Figura 40 e Figura 88). Houve uma redução na toxicidade do lixiviado do aterro
DQO
Amônia
Cor
Ef
iciên
cia
Delta A devido a redução dos principais parâmetros. Na primeira amostragem a toxicidade foi 17,8 UT (Figura 37) e na segunda amostragem foi de 9,0 (Figura 40), consequentemente, a toxicidade pode estar relacionada com o nitrogênio amoniacal e a matéria orgânica. Após essa sequência de tratamento houve uma redução da toxicidade (UT = 2,93) (Figura 40). No entanto, é possível observar que não houve uma alteração de classe de toxicidade conforme a classificação de Persoone et al. (2003). Possivelmente o aumento da condutividade elétrica tenha contribuído para a não redução da toxicidade.
Figura 40: Ensaio de toxicidade com semente de alface no lixiviado e após a sequência de tratamento
O tratamento de remoção da amônia por precipitação produziu um material precipitado com característica diferente do observado nos outros experimentos. A primeira diferença observada foi a cor amarelada. Os compostos principais neste precipitado foram: nitrogênio, enxofre, fósforo, magnésio, potássio e cálcio respectivamente da maior para a menor concentração (Tabela 36). Uma hipótese para a cor observada seja a presença de enxofre (Tabela 36). Uma segunda hipótese para essa coloração da estruvita seja a presença do elemento ferro.
0,00 2,00 4,00 6,00 8,00 10,00
Lixiviado Bruto Fenton + MAP
Tabela 36: Composição química do material precipitado no ensaio de remoção da amônia
Parâmetro Material Precipitado Unidade
pH 7,7 -
Nitrogênio Kjeldahl 39,1 g/kg
Fósforo total 17,2 g/kg
Fósforo solúvel em CNA+
água 5,3 % de P2O5 Magnésio 12,6 g/kg Potássio 9,3 g/kg Relação C/N 0,06 Carbono Orgânico 2,3 g/kg Cálcio 3,0 g/kg Boro 21,5 mg/kg Ferro 374 mg/kg Enxofre 21,2 g/kg Cobre 0,6 mg/kg Manganês 18,2 mg/kg Zinco 22,8 mg/kg Umidade (% m/m) 7,7 -
A concentração de nitrogênio, fósforo e magnésio era esperada devido à formação de estruvita conforme observado nos ensaios anteriores. No entanto, a presença de enxofre, potássio e cálcio não era esperada. Para determinar a presença de compostos minerais foi realizado um ensaio de difração de raio X em todas as amostras obtidas. Em todos os difratogramas foi observado o mineral estruvita e nos difratogramas do segundo ensaio foi verificado também Thenardita (Na2SO4), Mohrita ((NH4)2 Fe(SO4)2·6(H2O)) e Niter (KNO3) (Figuras 85, 86 e 87). Como no ensaio com reagente de Fenton foi adicionado ácido sulfúrico (H2SO4), ferro e hidróxido de sódio pode ser formado a Thernardita (Na2SO4) e a Mohrita (NH4)2 Fe(SO4)2·6(H2O)).
O sulfato presente nestes minerais e confirmado na análise química na forma