Sistema Bioquímico SBQ

Este sistema foi concebido utilizando-se conjuntamente solo/plantas/micro-organismos com a finalidade de remover, degradar ou isolar substâncias tóxicas de efluentes (BELTRÃO et al., 2005; BELTRÃO, 2006). Nesse sistema, o processo de descontaminação ocorre de formas variadas e concomitantes, partindo dos princípios de técnicas de tratamento de efluentes já consolidadas: fitorremediação e barreira reativa. A primeira apresenta-se em forma de charco artificial; a segunda é representada por uma parede permeável de material reativo que retêm poluentes, quimicamente e/ou fisicamente, conforme se observa na Figura 2.6. O termo “bio” é uma alusão à contribuição dos organismos vivos que compõem o sistema (biofilme e macrófitas), assim como, o termo “químico” refere-se aos processos de remoção de poluentes através de reações químicas de troca de elétrons e complexação de metais, hidrólise, adsorção, etc., independentemente dos micro-organismos, tais como: reações de troca iônica.

Beltrão (2006) afirma ainda que os principais processos de remoção de poluentes atuantes no sistema são: 1) através de degradação de contaminantes por meio da biomassa aderida ao material suporte (biofilme); 2) os poluentes são retidos pelas raízes das taboas ou degradados por bactérias que nelas se alojam, onde, em seguida, os contaminantes são armazenados ou transportados e acumulados nas partes aéreas das plantas; 3) pela adsorção química dos contaminantes que percolam através da Barreira Reativa Permeável (BRP).

BRPs são normalmente utilizadas para interceptar pluma de contaminação em aqüíferos contaminados por indústrias. As propriedades dos materiais que a compõem, incluem o peso específico, tamanho, forma e mineralogia dos grãos, índice de plasticidade, permeabilidade, porosidade, composição química, etc, afetando o seu despenho. A escolha desses materiais deve ser feita de tal maneira que se garanta a sua reatividade por um prolongado período de tempo. Além disso, é necessário que o material constituinte da barreira não lance contaminantes adicionais ao sistema e que esteja disponível em larga escala por um preço viável (GAVASKAR et al, 1998 apud GUSMÃO, 1999).

Figura 2.6 - Desenho esquemático do SBQ (BELTRÃO et al., 2005).

Para a Environmental Protection Agency - EPA (2002), os meios reativos das barreiras reativas permeáveis podem ser compostos de uma variedade de materiais como: ferro de valência zero, mistura de Feº e areia, carvão ativado, zeólitas, micro-organismos (bio- barreiras), etc.

De acordo com Gusmão (1999), o único experimento de campo relatado com detalhes na literatura técnica pesquisada sobre barreiras reativas foi realizado no campo experimental de Canadian Forces Base Borden, no Canadá, por alguns pesquisadores (O’HANNESIN & GILLHAM, 1992; O’HANNESIN, 1993; GILLHAM et al., 1993 e 1994). Jefferis et al. (1997) e Jefferis & Norris (1998), que apresentaram os primeiros resultados do monitoramento da primeira aplicação de barreira reativa na Europa, executada em um sítio de uma indústria eletrônica em Belfast, Irlanda do Norte.

Beltrão (2006) através do seu estudo em campo, utilizando-se de barreiras reativas para tratar lixiviado utilizando solos argilosos do tipo caulinita ou ilita em conjunto ou não com o carvão de coco, concluiu que o Sistema Bioquímico (SBQ) é viável como alternativa de polimento do lixiviado, a medida em que foram obtidas eficiências superiores a 46% na remoção de DBO5 e eficiências média entre 14 e 23% na remoção

de DQO. Por sua vez, Lins (2008), através de estudos realizados em laboratório, utilizou-se da zeólita como material de preenchimento da barreira reativa para tratar

lixiviado. A autora obteve uma redução na condutividade elétrica, no nitrogênio amoniacal e a DQO.

As Barreiras Reativas Permeáveis (BRPs) foram concebidas e executadas com base nos resultados dos estudos laboratoriais de equilíbrio em lote e de coluna, utilizando os materiais reativos para avaliar a cinética de remoção dos contaminantes. Estes dados são utilizados em associação com as informações específicas, como: tipo de contaminante e concentração, fluxo de massa total do contaminante exigindo tratamento, entre outras (EPA, 1998).

Mackenzie et al. (1999) ressaltam que os principais problemas que afetam o desempenho e a vida útil das barreiras reativas são: o efeito de colmatação e a precipitação de minerais no reator, resultante tanto de processos químicos quanto biológicos, dependendo da natureza do meio reativo.

Nobre el at. (2007) sugerem um fluxograma, mostrado na Figura 2.7, com as principais etapas para implantação de barreiras reativas permeáveis para interceptação de pluma de contaminação no campo.

A presente pesquisa aborda os ensaios de laboratório para se verificar a eficiência do carvão ativado na remoção de contaminantes presentes no lixiviado de aterros sanitários, que de acordo com este fluxograma está incluso na Etapa 2. Nessa etapa, deve-se determinar quais os materiais e/ou misturas de materiais são mais adequados de acordo com as características do local e dos contaminantes, além dos ensaios de laboratório para avaliar os parâmetros de fluxo e de transporte das misturas pré- definidas.

Figura 2.7 - Fluxograma das etapas para implantação de BRP (NOBRE et al., 2007).

a) Ensaio de Equilíbrio em lote

Os estudos de equilíbrio em lote são mais indicados para analisar e escolher os componentes para compor a barreira reativa permeável. Com base nos resultados obtidos com vários materiais é possível escolher o(s) mais adequado(s) para posterior análise e/ou aplicação em campo. Os ensaios de equilíbrio em lote são geralmente mais rápidos, mais baratos e mais simples do que os testes de coluna e permitem uma rápida comparação dos vários parâmetros sobre os resultados experimentais (POWELL et al., 1995 apud US EPA, 1998).

O ensaio de equilíbrio em lote segue a norma técnica da EPA/530/SW-87/006-F. O método consiste em colocar em contato a superfície das partículas adsorventes com a solução do contaminante com diferentes concentrações em frascos distintos. A suspensão é agitada durante determinado tempo e em seguida a solução é separada do adsorvente e analisada quimicamente. A análise química do sobrenadante revela quanto do soluto foi adsorvido pelo adsorvente através da diferença entre a concentração inicial, antes do contato com o adsorvente, e a concentração medida após o período de agitação. Ressalta-se que para este ensaio, cada etapa de ensaios envolve a execução de ensaios com diferentes concentrações da grandeza estudada. Os frascos contendo o

lixiviado e o adsorvente são submetidos à agitação a temperatura constante durante um determinado período de tempo.

O modelo físico assumido nestas condições é de um sistema de partículas completamente disperso onde todas as superfícies estão expostas para interação com os contaminantes, representando assim uma situação limite superior, onde serão fornecidos valores máximos de capacidade de sorção do material reativo, com base no tempo de equilíbrio (ALVES, 2006).

A quantidade de soluto adsorvida é dada pela Equação 2:

q= (Co – Ce).V ( mg/g) (Equação 2) M

Onde:

q = Taxa de sorção (massa de soluto adsorvido/massa unitária do carvão seco); Co = Concentração inicial do soluto, antes do contato com o adsorvente (mg/L); Ce = Concentração de equilíbrio do soluto (mg/L);

M = Massa do carvão seco (g); V = Volume da solução (L).

Os valores de taxa de sorção (q) calculada para cada frasco versus a concentração de equilíbrio após a agitação (Ce) são plotados em um gráfico gerando as isotermas de sorção, a partir das quais os parâmetros de sorção podem ser ajustados de acordo com alguns modelos descritos a seguir.

b) Isotermas de Sorção

Alguns modelos têm sido utilizados para descrever as isotermas de sorção, dentre os mais citados na literatura encontram-se o linear, o de Freundlich e o de Langmuir (ALCÂNTARA & CAMARGO, 2001).

A isoterma de sorção pode ser considerada linear quando existe uma relação direta e linear entre a quantidade de soluto adsorvida pelo carvão (q) e a concentração de equilíbrio (Ce). O resultado da isoterma linear é descrito pela Equação 3, onde Kd é o

coeficiente de distribuição (L/g) (PAULA, 1999).

q = Kd Ce ( mg/g) (Equação 3)

Os modelos não lineares comumente utilizados para representar a relação entre a taxa de adsorção e a concentração de equilíbrio são os modelos de Freundlich e Langmuir.

A isoterma de Freundlich é definida pela Equação 4, onde o coeficiente de partição (Kp)

é proporcional à capacidade de sorção e N é a declividade da curva que reflete a intensidade de sorção com o aumento da concentração. Estes coeficientes dependem dos constituintes, natureza do carvão e mecanismos de interação com o contaminante.

q = Kp CeN ( mg/g) (Equação 4)

As isotermas de Freundlich e o modelo linear não apresentam um limite de taxa de sorção do soluto, não podendo, portanto, ser extrapoladas para faixas de concentração superiores aos dados experimentais. Já a isoterma de Langmuir, definida pela Equação 6, apresenta um limite máximo na capacidade de sorção do carvão com o aumento da concentração do soluto (ALVES, 2006).

q = [αβCe]/[1+αCe] ( mg/g) (Equação 5)

Onde α é uma constante de sorção (L/g) e β é a taxa de sorção máxima da espécie química de interesse (mg/g).

Na Figura 2.8 estão apresentados os modelos das isotermas (Linear, Freundlich e Langmuir), bem como a linearização dos modelos de Freundlich e Langmuir para obtenção dos parâmetros de sorção. A isoterma linear passa pela origem e a quantidade adsorvida é proporcional à concentração do fluido. Isotermas convexas são favoráveis,

pois grandes quantidades adsorvidas podem ser obtidas com baixas concentrações de soluto (BARROS, 1996).

Figura 2.8 - Modelos de isotermas: A) Linear; B) Freundlich; C) Langmuir (PAULA, 1999).