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PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM TECNOLOGIA AMBIENTAL
– MESTRADO
ÁREA DE CONCENTRAÇÃO EM GESTÃO E TECNOLOGIA
AMBIENTAL
Carlos Alexandre Lutterbeck
EFICIÊNCIA DA DETOXIFICAÇÃO DE EFLUENTES DA LAVANDERIA
HOSPITALAR ATRAVÉS DO USO DE MÉTODOS ELETROQUÍMICOS
Santa Cruz do Sul, fevereiro de 2010.
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I
Carlos Alexandre Lutterbeck
EFICIÊNCIA DA DETOXIFICAÇÃO DE EFLUENTES DA LAVANDERIA
HOSPITALAR ATRAVÉS DO USO DE MÉTODOS ELETROQUÍMICOS
Dissertação apresentada ao Programa de Pós-
Graduação em Tecnologia Ambiental – Mestrado,
Área de Concentração em Gestão e Tecnologia
Ambiental, Universidade de Santa Cruz do Sul –
UNISC, como requisito parcial para obtenção do
título de Mestre em Tecnologia Ambiental.
Orientador: Prof. Dr. Ênio Leandro Machado
Co-orientadora: Profª. Drª. Lourdes Teresinha Kist
Santa Cruz do Sul, fevereiro de 2010.
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II
Carlos Alexandre Lutterbeck
EFICIÊNCIA DA DETOXIFICAÇÃO DE EFLUENTES DA LAVANDERIA
HOSPITALAR ATRAVÉS DO USO DE MÉTODOS ELETROQUÍMICOS
Esta Dissertação foi submetida ao Programa de
Pós-Graduação em Tecnologia Ambiental –
Mestrado, Área de Concentração Gestão e
Tecnologia Ambiental, Universidade de Santa
Cruz do Sul – UNISC, como requisito parcial
para obtenção do título de Mestre em Tecnologia
Ambiental.
Dr. Luiz Olinto Monteggia
Universidade Federal do Rio Grande do Sul – UFRGS
Dr. Eduardo Alexis Lobo Alcayaga
Universidade de Santa Cruz do Sul - UNISC
Drª. Lourdes Teresinha Kist
Universidade de Santa Cruz do Sul - UNISC
Co-orientadora
Dr. Ênio Leandro Machado
Universidade de Santa Cruz do Sul - UNISC
Orientador
III
RESUMO
Em função dos grandes volumes de efluentes gerados na lavanderia e das características que
conferem a estes efluentes um alto índice de impacto ambiental, a lavanderia hospitalar
constitui-se num setor de grande relevância quanto à necessidade de gerenciamento
ambiental. Assim sendo, o presente trabalho visou realizar a caracterização analítica dos
efluentes gerados em uma lavanderia hospitalar, bem como o tratamento destes efluentes. A
caracterização analítica identificou a presença de duas frações mais críticas nas etapas do
processo de lavagem de roupas hospitalares: enxágüe inicial das compressas e lavagem, as
quais foram submetidas aos ensaios de tratamento. Os ensaios de tratamento empregados na
presente pesquisa envolveram três métodos: eletroflotação (EF), eletroflotação combinada
com o processo de ozonização (EF/O
3
) e eletroflotação seguida do processo de ozonização
(EF+O
3
). Estes ensaios ocorreram em um reator eletroquímico bipolar do tipo coluna, com
capacidade para 10L, em acrílico, dotado de difusor de ar com pedras porosas, quatro
eletrodos de aço SAE 1045 conectados em série, de amostrador e saída de gás. O cátodo do
reator foi conectado ao multímetro, enquanto que o ânodo foi conectado a uma fonte de
alimentação externa. O processo de ozonização ocorreu com o auxílio de um gerador de
ozônio por descarga elétrica, com capacidade de geração de até 2.000 mg O
3
h
-1
alimentado
com corrente de ar previamente seco com trap’s de CaCl
2
e SiO
2
gel. Devido à baixa
condutividade, ocorreram ensaios onde foram adicionados 1000mg L
-1
de NaCl aos efluentes.
Foram realizadas análises de parâmetros de carga (DBO
5
e DQO), e análises ecotoxicológicas
utilizando o organismo-teste Daphnia magna antes e após a realização de cada ensaio. Desta
forma buscou-se avaliar a eficiência dos métodos empregados na redução dos parâmetros de
carga e na detoxificação dos efluentes da lavanderia hospitalar em questão. Os ensaios
envolvendo o processo de EF com condutividade induzida através da adição de NaCl
realizados durante 60 minutos obtiveram os melhores desempenhos. O efluente gerado no
enxágüe inicial das compressas passou da condição de extremamente tóxico (12,58%) para
moderadamente tóxico (61,59%), enquanto que as reduções de DBO
5
e DQO foram de,
respectivamente, 32% e 9%. Com relação ao efluente oriundo da etapa da lavagem, a DQO
apresentou uma redução de 41%, enquanto que a toxicidade foi reduzida consideravelmente,
passando da condição de extremamente tóxico (6,89%) para pouco tóxico (76,65%). Com
base nos resultados obtidos, verificou-se que o processo de EF constitui-se em uma alternativa
IV
interessante para o tratamento dos efluentes de lavanderia hospitalar, apresentando
principalmente potencial detoxificante, podendo ser integrado a outros processos como pré ou
pós-tratamento.
Palavras-chave: lavanderia hospitalar, efluentes, eletroflotação, ozonização, detoxificação.
V
ABSTRACT
Due to the large volumes of wastewater generated in the laundry and the characteristics that
make these effluents a high level of environmental impact, the hospital laundry is in an area of
great importance in relation to the need of environmental management. Therefore, the present
study aimed to carry out the analytical characterization of wastewater generated in a hospital
laundry, as well as the treatment. The analytical characterization identified the presence of
two most critical fractions in the stages of the hospital laundry process: initial rinse from the
compresses and the washing stage, which were submitted to the treatment assays. The
treatment assays employed in this research involved three methods: electroflotation (EF),
electroflotation combined with the process of ozonation (EF/O
3
) electroflotation and then the
process of ozonation (EF + O
3
). These assays occurred in a bipolar electrochemical reactor
column type with a capacity of 10L, in acrylic, equipped with air diffuser with porous stones,
four electrodes SAE 1045 connected in series, sampler and gas outlet. The cathode of the
reactor was connected to the meter, while the anode was connected to an external power
supply. The ozonation process occurred with the help of an ozone generator for electrical
discharge, with a generation capacity of up to 2,000 mg O
3
h
-1
- fed stream of air has been
dried with CaCl
2
trap's and SiO
2
gel. Due to the low conductivity, occurred assays where were
added 1000mg L
-1
NaCl to the wastewater. Were performed analyzes of load parameters
(BOD
5
and COD), and ecotoxicological tests using the test organism Daphnia magna before
and after the each every assay. Thus we sought to evaluate the efficiency of the methods
employed in reducing the loading parameters and the detoxification of wastewaters from the
hospital laundry in question. The tests involving the process of EF with conductivity induced
by the addition of NaCl performed for 60 minutes got the best performance. The wastewater
generated in the initial rinse of the swabs passed from the condition of extremely toxic
(12,58%) to moderately toxic (61,59%), while reductions of BOD
5
and COD are respectively
32% and 9%. With respect to the wastewater coming from the washing stage, the COD was
reduced by 41%, while toxicity was reduced considerably from the condition of extremely
toxic (6.89%) for low toxicity (76.65%). Based on these results, it appears that the EF process
constitutes an interesting alternative for the treatment of wastewaters from hospital laundry,
VI
showing detoxication potential and can be integrated with other processes such as pre-or post-
treatment
Keywords: hospital laundry, effluent, electroflotation, ozonation, detoxification.
VII
Dedico essa dissertação aos meus pais Lira
e Bruno, e, principalmente à minha esposa
Paula, por todo amor, carinho e incentivo
transmitidos durante a realização deste
trabalho.
VIII
AGRADECIMENTOS
Agradeço primeiramente a Deus pelas oportunidades concedidas.
A minha família, e, acima de tudo a minha esposa, pelas palavras de apoio, pela compreensão
e, principalmente pelo companheirismo e cumplicidade durante a realização desta jornada.
Ao meu Orientador Ênio, pelos ensinamentos transmitidos, apoio, incentivo e, acima de tudo,
pela amizade. Foi muito gratificante ter atuado junto a um profissional tão qualificado e
convivido ao lado de um ser humano tão exemplar.
A Professora Lourdes, minha co-orientadora pela amizade e pelo empenho e dedicação junto
aos alunos e ao curso.
Aos Professores do Programa de Pós Graduação em Tecnologia Ambiental, em especial a
Profª Rosana, Prof. Diosnel, Profª Adriane e Prof. Lobo.
As secretárias do Mestrado, especialmente a sempre eficiente e prestativa Raquel.
Aos colegas de curso, principalmente a Maria Fernanda, Mariéli, Luciano, Marquion,
Marcelo, Potrick e Daniele pelo companheirismo.
A toda equipe do Laboratório de Ecotoxicologia, principalmente a Geani e Daiana.
Aos colegas do LATTAE, em especial a Felipe e Tamara pela colaboração durante a execução
dos ensaios.
A equipe da lavanderia do Hospital Santa Cruz, especialmente a Juliana por todo o auxílio,
fundamental a realização deste trabalho.
A todos os amigos do Laboratório da Engenharia Ambiental, especialmente a Daniela,
Liliana, Leonardo e Tiago.
Aos colegas de apartamento, Fabiano, Fábio e João pelos bons momentos de convivência.
A todos os amigos que fui conquistando ao longo destes dois anos.
A Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior - CAPES, pela concessão
da bolsa de mestrado.
Obrigado, de coração, a todos que de alguma forma contribuíram para a realização deste
trabalho.
IX
LISTA DE FIGURAS
Figura 1: Valores de DQO e DBO indicativos da tratabilidade de um efluente. (JARDIM e
CANELA, 2004) ............................................................................................................... 30
Figura 2: Equação geral para as reações envolvendo POA’s .................................................. 32
Figura 3: Tecnologias Eletroquímicas. Fonte: Autor (adaptado de HUITLE et al., 2008). .... 36
Figura 4: Esquema simplificado do processo eletroquímico. Fonte: MONEGO (2007) ........ 39
Figura 5: Predominância de zonas de diagramas para espécies químicas em solução aquosa
(a) Fe (II) e (b) Fe (III). As retas representam o equilíbrio de solubilidade para os
insolúveis Fe (OH)
2
e Fe (OH)
3
, respectivamente, e as linhas pontilhadas representam os
limites de predominância entre as espécies químicas solúveis. (c) Diagrama de
solubilidade do Al (III) das espécies em função do pH. ................................................... 44
Figura 6: Interações dentro de um reator de eletrocoagulação (Adaptado de HOLT et al.,
2002). ................................................................................................................................ 45
Figura 7: Células de eletroflotação (CHEN, 2004). ................................................................ 47
Figura 8: (a) Reator em batelada com eletrodos monopolares conectados em série. (b)
Diagrama elétrico do arranjo monopolar em série. (KOBYA et al., 2007) ...................... 48
Figura 9: (a) Reator em batelada com eletrodos monopolares conectados em paralelo. (b)
Diagrama elétrico do arranjo monopolar em paralelo. (KOBYA et al., 2007) ................ 48
Figura 10: (a) Reator em batelada com eletrodos bipolares conectados em paralelo, (b)
Diagrama elétrico do arranjo bipolar em paralelo. (KOBYA et al. (2007)) ..................... 49
Figura 11: Organismo-teste Daphnia magna com 24h de idade (40X) (BRENTANO, 2006).
.......................................................................................................................................... 63
Figura 12: Local de coleta das amostras na máquina manual. Fonte: Autor .......................... 69
Figura 13: Fluxograma da metodologia analítica empregada na caracterização do efluente. . 70
Figura 14: Lote de cultivo composto de copo de Becker de 2 L com meio M4 contendo de 25
a 30 indivíduos. Fonte: Autor ........................................................................................... 71
Figura 15: Incubadora modificada de DBO utilizado no cultivo de dáfnias. Fonte: Autor .... 72
Figura 16: Esquema do teste de toxicidade aguda. Fonte: BRENTANO, (2006). .................. 73
Figura 17: Realização de teste de toxicidade com Daphnia magna no laboratório de
Ecotoxicologia da UNISC. Fonte: Autor .......................................................................... 74
Figura 18: Reator tipo coluna empregado nos ensaios de tratamento. (a) eletrodos de SAE
1045;(b) reator em acrílico; (c) amostrador; (d) saída de gás. Fonte: Autor. ................... 76
X
Figura 19: Configuração do processo de EF/O
3
(a) ozonizador; (b) reator eletroquímico; (c)
mulímetro; (d) fonte de alimentação; (e) bomba peristáltica. Fonte: Autor ..................... 77
Figura 20: Vista interna da lavanderia hospitalar. Fonte: Autor ............................................. 79
Figura 21: Fluxograma das etapas do processo de lavagem de roupas hospitalares ............... 81
Figura 22: Histograma das médias da CE (I) 50 48h (%) obtidas a partir de ensaios de EF .. 85
Figura 23: Histograma das médias de DBO
5
e DQO obtidas através dos ensaios de EF ....... 86
Figura 24: Histograma das médias da CE (I) 50 48h (%) obtidas a partir de ensaios de EF/O
3
.......................................................................................................................................... 88
Figura 25: Histograma das médias de DBO
5
e DQO obtidas através dos ensaios de EF/O
3
.. 88
Figura 26: Histograma das médias da CE (I) 50 48h (%) obtidas a partir de ensaios de EF +
O
3
...................................................................................................................................... 89
Figura 27: Histograma das médias de DBO
5
e DQO obtidas através dos ensaios de EF + O
3
.......................................................................................................................................... 90
Figura 28: Histograma das médias da CE (I) 50 48h (%) obtidas a partir de ensaios de EF .. 91
Figura 29: Histograma das médias de DBO
5
e DQO obtidas através dos ensaios de EF ....... 91
Figura 30: Histograma das médias da CE (I) 50 48h (%) obtidas a partir de ensaios de EF/O
3
.......................................................................................................................................... 92
Figura 31: Histograma das médias de DBO
5
e DQO obtidas através dos ensaios de EF/O
3
.. 93
Figura 32: Histograma das médias da CE (I) 50 48h (%) obtidas a partir de ensaios de EF +
O
3
...................................................................................................................................... 94
Figura 33: Médias de DQO obtidas através dos ensaios de EF + O
3
...................................... 94
XI
LISTA DE TABELAS
Tabela 1.
Concentração média de poluentes presentes em efluentes domésticos e
hospitalares...................................................................................................
22
Tabela 2.
Potencial redox de alguns oxidantes............................................................ 32
Tabela 3.
Diferentes métodos para sistemas de catálise homogênea e heterogênea.... 33
Tabela 4.
Principais organismos utilizados nos testes ecotoxicológicos..................... 58
Tabela 5.
Métodos analíticos utilizados na caracterização dos efluentes da
lavanderia.....................................................................................................
70
Tabela 6.
Escala de toxicidade relativa para CE(I)50 48h (%) com Daphnia magna. 73
Tabela 7.
Parâmetros operacionais utilizados nos ensaios de tratamento.................... 78
Tabela 8.
Quantidade de água e insumos consumidos em cada ciclo de lavagem.......
83
Tabela 9.
Caracterização analítica das frações do efluente da lavanderia hospitalar
...
84
Tabela 10.
Valores médios de parâmetros complementares do processo de EF............ 87
Tabela 11.
Valores médios de parâmetros complementares do processo de EF/O
3
...... 88
Tabela 12.
Valores médios de parâmetros complementares do processo de EF............ 92
Tabela 13.
Valores médios de parâmetros complementares do processo de EF/O
3
...... 93
Tabela 14.
Valores médios de parâmetros complementares do processo de EF + O
3
... 95
XII
LISTA DE SIGLAS E ABREVIATURAS
A
ABNT
Amperes
Associação Brasileira de Normas Técnicas
ANA Agência Nacional das Águas
ANVISA
AOP’s
AOX
APHA/AWWA
ºC
CaCO
3
CAS
CE50
CENO
CEO
CESAN
CETESB
Cl
ClO
-
ClO
2
-
ClO
3
-
ClO
4
-
ClO
2
CO
2
Agência Nacional de Vigilância Sanitária
Adavanced Oxidation Processes
Adsorbable Organic Halogens
Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater
Celsius
Carbonato de Cálcio
Chemical Abstracts Service
Concentração Efetiva Mediana
Concentração de Efeito Não Observado
Concentração de Efeito Observado
Companhia Espírito Santense de Saneamento
Companhia Ambiental do Estado de São Paulo
Cloro
Hipoclorito
Clorito
Clorato
Perclorato
Dióxido de Cloro
Dióxido de Carbono
CONAMA Conselho Nacional do Meio Ambiente
CONSEMA Conselho Estadual do Meio Ambiente
COT
C.V.
Carbono Orgânico Total
Coeficiente de Variação
DBO
5
DIN
ddp
Demanda Bioquímica de Oxigênio incubada por 5 dias
Deutsches Institut für Normung
Diferença de potencial
DQO
E
0
EC
Demanda Química de Oxigênio
Potencial Redox
Eletrocoagulação
XIII
EF
EO
Eletroflotação
Eletrooxidação
EPA
ETE’s
Environmental Protection Agency
Estações de Tratamento de Efluentes
F
FH
H
2
O
2
HClO
HO•
HPLC
ICWE
ISO
K
Flúor
Fotocatálise Heterogênea
Peróxido de Hidrogênio
Ácido Hipocloroso
Radical hidroxila
Cromatografia Líquida de Alta Performance
International Conference on Water and the Environment
International Standardization Organisation
Potássio
kHz
MnO
-
4
MS
N
NBR
nm
NTU
Quilohertz
Permanganato
Espectrometria de Massa
Nitrogênio
Norma Brasileira
nanômetros
Unidade turbidimétrica
NTK
O
O
2
O
3
OD
Nitrogênio Total Kjedahl
Oxigênio atômico
Molécula de Oxigênio
Ozônio
Oxigênio Dissolvido
P
PCB’s
Fósforo
Bifenilas Policloradas
pH
POA’s
Potencial Hidrogeniônico
Processos Oxidativos Avançados
RDC
ROS
SAE
SETAC
SP
Resolução da Diretoria Colegiada
Espécies Reativas de Oxigênio
Society of Automotive Engineers
Sociedade Brasileira de Ecotoxicologia
São Paulo
XIV
SST
TiO
2
Sólidos Suspensos Totais
Dióxido de Titânio
THM’s Trialometanos
UASB
UNEP
UNICAMP
UNISC
US
UTI’s
UVA
UVB
UVC
UV
ZnO
Digestor Anaeróbio de Fluxo Ascendente
United Nations Environment Programme
Universidade de Campinas
Universidade de Santa Cruz do Sul
Ultra-som
Unidades de Tratamento Intensivo
Ultravioleta A
Ultravioleta B
Ultravioleta C
Ultravioleta
Óxido de Zinco
15
SUMÁRIO
1. INTRODUÇÃO .................................................................................................................. 18
2 FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA ...................................................................................... 20
2.1
G
ERAÇÃO DE EFLUENTES NAS UNIDADES DE SERVIÇOS DE SAÚDE
. .................................. 20
2.2
L
AVANDERIA DAS
U
NIDADES DE
S
ERVIÇOS DE
S
AÚDE
..................................................... 23
2.2.1
S
EPARAÇÃO DA
R
OUPA
..................................................................................................... 23
2.2.2
P
ROCESSO DE
L
AVAGEM
................................................................................................... 24
2.2.2.1Umectação ..................................................................................................................... 25
2.4.2.2 Pré-lavagem .................................................................................................................. 25
2.2.2.3 Lavagem ....................................................................................................................... 26
2.2.2.4 Alvejamento ................................................................................................................. 26
2.2.2.5 Enxágüe ........................................................................................................................ 26
2.2.2.6 Neutralização ou Acidulação ........................................................................................ 26
2.2.2.7Amaciamento ................................................................................................................. 27
2.2.3
C
ONSUMO DE
I
NSUMOS
Q
UÍMICOS
,
Á
GUA E
G
ERAÇÃO DE
E
FLUENTES
............................. 27
2.3
M
ÉTODOS
C
ONVENCIONAIS DE
T
RATAMENTO DE
E
FLUENTES
........................................ 28
2.3.1
M
ÉTODOS ENVOLVENDO TRANSFERÊNCIA DE FASE
.......................................................... 28
2.3.2.
M
ÉTODOS OXIDATIVOS CONVENCIONAIS
......................................................................... 29
2.4
P
ROCESSOS
O
XIDATIVOS
A
VANÇADOS
.............................................................................. 31
2.4.1
O
S SISTEMAS TÍPICOS DE
POA’
S
....................................................................................... 32
2.4.1.1 Sistemas homogêneos ................................................................................................... 33
2.4.1.2 Sistemas heterogêneos .................................................................................................. 34
2.4.2
V
ANTAGENS DOS
POA’
S
.................................................................................................. 34
2.4.3
M
ONITORAMENTO DOS PROCESSOS OXIDATIVOS AVANÇADOS
.......................................... 34
2.5
T
ECNOLOGIAS ELETROQUÍMICAS EMPREGADAS NO TRATAMENTO DE EFLUENTES
........ 35
2.5.1
H
ISTÓRICO DA
E
LETROQUÍMICA
....................................................................................... 36
2.5.2
P
ROCESSO
E
LETROQUÍMICO
.............................................................................................. 38
2.5.3
E
LETROOXIDAÇÃO
............................................................................................................ 39
2.5.4
E
LETRO
-
OXIDAÇÃO INDIRETA COM OXIDANTES FORTES
................................................... 40
16
2.5.5
E
LETROREDUÇÃO
............................................................................................................. 42
2.5.6
M
ÉTODOS ELETROQUÍMICOS FOTOASSISTIDOS
.................................................................. 42
2.5.7
E
LETROFLOTAÇÃO
/E
LETROCOAGULAÇÃO
........................................................................ 43
2.5.7.1 Tipos de reações envolvidas no processo de Eletroflotação......................................... 45
2.5.7.2 Principais configurações dos reatores........................................................................... 47
2.5.7.3 Fatores que afetam o processo de eletrocoagulação ..................................................... 49
2.5.7.4 Vantagens e Desvantagens da Eletrocoagulação. ......................................................... 52
2.6
E
COTOXICOLOGIA
.............................................................................................................. 54
2.6.1
P
RINCIPAIS ORGANISMOS UTILIZADOS NOS TESTES ECOTOXICOLÓGICOS
.......................... 56
2.6.2A
PLICAÇÕES DOS TESTES ECOTOXICOLÓGICOS
.................................................................. 58
2.6.3
V
ANTAGENS DA UTILIZAÇÃO DO MONITORAMENTO ECOTOXICOLÓGICO
........................... 59
2.6.4
M
ÉTODOS ECOTOXICOLÓGICOS
......................................................................................... 61
2.6.5
E
NSAIOS
E
COTOXICOLÓGICOS COM
D
APHNIA MAGNA
...................................................... 62
2.6.6
L
EGISLAÇÃO RELACIONADA À TOXICIDADE
...................................................................... 64
2.6.7
E
NSAIOS ECOTOXICOLÓGICOS RELACIONADOS AOS EFLUENTES HOSPITALARES
............... 65
3. METODOLOGIA ............................................................................................................... 68
3.1
D
ESCRIÇÃO DA ÁREA DE ESTUDO
....................................................................................... 68
3.2
F
ONTE E COLETA DE DADOS
............................................................................................... 68
3.3
C
OLETA DAS
A
MOSTRAS
.................................................................................................... 68
3.4
M
ETODOLOGIA
A
NALÍTICA
............................................................................................... 69
3.4.1
C
ARACTERIZAÇÃO DO
E
FLUENTE
..................................................................................... 69
3.4.1.1 Ensaio de Toxicidade Aguda com o organismo Daphnia magna ................................. 71
3.
5
E
NSAIOS DE TRATAMENTO
................................................................................................ 75
3.5.1
C
ONSTRUÇÃO E CONFIGURAÇÃO DO REATOR ELETROQUÍMICO
......................................... 75
3.5.2
E
NSAIOS DE
EF ................................................................................................................. 76
3.5.3
E
NSAIOS DE
EF/O
3
............................................................................................................ 77
3.5.4
E
NSAIOS DE
EF
+
O
3
......................................................................................................... 77
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO ........................................................................................ 79
4.1
C
ARACTERIZAÇÃO DA ÁREA DE ESTUDO
........................................................................... 79
4.2
A
TIVIDADES DESENVOLVIDAS NA LAVANDERIA
. ............................................................... 80
17
4.3
C
ONSUMO DE ÁGUA
,
INSUMOS QUÍMICOS E GERAÇÃO DE EFLUENTES
............................. 81
4.4
C
ARACTERIZAÇÃO ANALÍTICA DOS EFLUENTES
. .............................................................. 83
4.5
E
NSAIOS DE TRATAMENTO
. ................................................................................................ 84
4.5.1
EF
“E
NXÁGÜE DAS
C
OMPRESSAS
” ................................................................................... 85
4.5.2
EF/O
3
“E
NXÁGÜE DAS
C
OMPRESSAS
” .............................................................................. 87
4.5.3
EF
+
O
3
“E
NXÁGÜE DAS
C
OMPRESSAS
” ........................................................................... 89
4.5.4
EF
DOS
E
FLUENTES DA
“L
AVAGEM
” ................................................................................ 90
4.5.5
EF/O
3
DOS
E
FLUENTES DA
“L
AVAGEM
” ........................................................................... 92
4.5.6.
EF
+
O
3
DOS
E
FLUENTES DA
“L
AVAGEM
” ....................................................................... 93
5. CONSIDERAÇÕES FINAIS ............................................................................................. 96
6. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ............................................................................. 98
7. ANEXOS ........................................................................................................................... 108
7.1
R
ESULTADOS DOS
E
NSAIOS DE
T
RATAMENTO
................................................................ 108
7.2
L
AUDOS DA
C
ARACTERIZAÇÃO
A
NALÍTICA
.................................................................... 116
18
1. INTRODUÇÃO
O contato dos efluentes hospitalares com o ecossistema aquático leva a um risco
diretamente relacionado com a existência de substâncias perigosas, as quais podem ter
potenciais efeitos negativos sobre o balanço biológico dos ambientes naturais (KÜMMERER,
et al., 2002). A complexidade dos poluentes presentes nestes efluentes hospitalares pode
integrar amplo grupo de contaminantes, tais como microorganismos patogênicos, surfactantes,
residuais de medicamentos e seus metabólitos, desinfetantes, radionuclídeos entre outros,
associando-se sempre o potencial de toxicidade destes descartes (EMMANUEL, et al., 2005).
Os hospitais são instituições que consomem uma quantidade significativa de água
diariamente, na faixa entre 400 a 1200 litros/leito/dia e geram igualmente significativas
quantidades de efluentes (EMMANUEL et al., 2005). Dependendo das atividades
desenvolvidas em cada estabelecimento, os efluentes podem ser gerados nos mais variados
setores: laboratórios de análises clínicas, setores de radio e quimioterapia, lavanderias, UTI’s
e leitos de diversas classes de acomodação.
Embora uma grande variedade de estudos direcionados ao tratamento dos constituintes
dos efluentes hospitalares tenha sido publicada, (KAJITVICHYANUKUL &
SUNTRONVIPART, 2006; GAUTMAN et al., 2007; JARA et al., 2007), poucos hospitais
tratam de uma maneira eficiente os seus efluentes, e, dessa forma, os mesmos são descartados
em águas superficiais ou em sistemas de tratamento do esgoto doméstico (HEBERER, 2002).
Uma vez que os chamados processos convencionais de tratamento (anaerobiose, sistemas
aeróbios com membranas, sistemas óxicos/anóxicos) têm se mostrado apenas parcialmente
efetivos para este propósito, os mesmos deverão ser integrados a outros processos capazes de
obterem melhorias significativas no tratamento destes efluentes.
Dentro deste contexto, um crescente número de pesquisas tem sido destinado à
utilização de processos oxidativos avançados (POA’s), os quais mostram-se efetivos na
degradação dos principais compostos responsáveis pela toxicidade destes efluentes. Tais
processos apresentam como grande vantagem em relação aos processos convencionais de
tratamento de efluentes a alta sua eficiência em oxidar compostos orgânicos complexos a
moléculas simples, mais facilmente biodegradáveis, ou até mesmo mineralizando totalmente a
matéria orgânica, formando dióxido de carbono e água.
19
Estudos mostram que utilização conjunta dos processos geralmente é benéfica e leva a
melhoria da eficiência do tratamento. Dependendo das propriedades do efluente tratado e do
objetivo do tratamento, os POA’s podem ser empregados como pré-tratamento, por exemplo,
para converter compostos inicialmente biorecalcitrantes em compostos intermediários
prontamente biodegradáveis, seguidos por um pós-tratamento biológico, ou, como pós-
tratamento (KLAVARIOTI et al., 2008).
Certamente, dentre os diversos setores hospitalares, um dos que apresenta maior
relevância quanto à geração de efluentes é a lavanderia hospitalar. Segundo dados do
Ministério da Saúde, cerca de metade da água utilizada no hospital é destinada ao consumo da
lavanderia. Estima-se que sejam necessários entre 35 a 40 litros de água para cada quilo de
roupa seca nas máquinas de lavagem, em cargas individuais, considerando-se uma previsão de
250litros/leito/dia (MINISTÉRIO DA SAÚDE, 1986).
Os efluentes da lavanderia hospitalar constituem uma das causas mais significativas de
danos ambientais entre os vários setores das unidades de cuidados de saúde típicas, em virtude
de suas características refratárias, devido à presença de sanitizantes, desinfetantes,
antibióticos, agentes de limpeza e outros surfactantes (EMMANUEL et al., 2005;
KÜMMERER, 2001).
Dessa forma observa-se que há uma necessidade emergencial na adoção de medidas de
planejamento e gerenciamento ambiental dos efluentes gerados nas lavanderias hospitalares.
O presente trabalho buscou realizar a caracterização do efluente bruto de uma lavanderia
hospitalar localizada no Vale do Rio Pardo bem como efetuar o tratamento deste efluente
visando mitigar os impactos ambientais decorrentes do seu descarte inadequado e adequá-lo
as legislações vigentes no Estado do Rio Grande do Sul – Resolução CONSEMA nº 128/2006
e Resolução CONSEMA nº 129/2006.
Os principais objetivos decorrentes deste estudo foram à redução dos parâmetros de
carga (Demanda Bioquímica de Oxigênio – DBO
5
– e Demanda Química de Oxigênio – DQO
– ), bem como a detoxificação dos efluentes oriundos das lavanderias hospitalares. Para tanto
foram realizados ensaios de tratamento utilizando os processos oxidativos avançados, dentre
os quais as tecnologias eletroquímicas e a ozonização. Os ensaios foram desenvolvidos
através de reatores concebidos e configurados no grupo de pesquisa em ciência e tecnologia
ambiental da Universidade de Santa Cruz do Sul – UNISC.
20
2 FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA
2.1 Geração de efluentes nas unidades de serviços de saúde.
Todas as atividades desenvolvidas nos serviços de saúde resultam na geração de diferentes
tipos de resíduos sólidos e líquidos. O impacto que estes resíduos vão causar no meio
ambiente depende, basicamente, da forma como os mesmos são gerenciados intra e extra
instituição.
Os efluentes oriundos de sistemas de saúde dispõem de normas e legislações para o seu
lançamento, como no caso da Resolução do CONSEMA 128/2006, que dispõe sobre a fixação
de Padrões de Emissão de Efluentes Líquidos para fontes de emissão que lancem seus
efluentes em águas superficiais no Estado do Rio Grande do Sul. Embora nos últimos anos
tenha aumentado a preocupação com relação à problemática dos resíduos líquidos, constata-se
que a bibliografia que aborda a avaliação de efluentes e suas formas de tratamento está
particularmente relacionada aos efluentes de origem doméstica e industrial (MARQUES,
1993). Portanto, ainda há pouca preocupação com os efluentes gerados pelos serviços de
saúde, e em especial, os dos hospitais.
Segundo Emmanuel et al. (2005), os hospitais consomem um importante volume de
água por dia. O consumo mínimo doméstico é de 100L/pessoa/dia, visto que a demanda do
valor para os hospitais varia geralmente de 400 a 1200L/leito/dia. Nos países em
desenvolvimento, este consumo apresenta-se em torno de 500L/leito/dia. Certamente é
importante ressaltar o grande consumo de água em hospitais, pois são gerados, em
decorrência do elevado gasto deste recurso natural, significativos volumes de águas
residuárias.
No Brasil, e, especialmente nos demais países em desenvolvimento, constata-se uma
necessidade de tratamento e disposição adequados. Na maioria dos casos estes efluentes são
lançados diretamente nos corpos receptores sem um tratamento prévio, podendo ocasionar a
contaminação das redes pluviais, bem como das águas subterrâneas em função da sobrecarga
orgânica e da presença de substâncias potencialmente tóxicas (CASTELLI et al., 2003).
Corroborando com esta posição, Gautman et al. (2007) afirma que um dos principais
problemas dos efluentes hospitalares está relacionado ao seu descarte direto nas redes de
21
esgoto urbano sem nenhum tipo de tratamento preliminar. Segundo ele, a presença de diversas
substâncias como fármacos, produtos químicos, corantes, pigmentos, desinfetantes e outras
substâncias potencialmente tóxicas e não biodegradáveis podem atingir os corpos d’ água
superficiais e as águas subterrâneas quando os esgotos são utilizados com fertilizantes.
Ainda segundo Gautamn et al. (2007), o tratamento dos efluentes hospitalares deve ser
realizado no próprio local da geração. A utilização de métodos físico-químicos visando ao
tratamento destes efluentes, através da sedimentação/coagulação, filtração e posterior
desinfecção obteve reduções de 98% em relação aos índices de DQO e 98,5% em relação aos
microorganismos patogênicos (GAUTMAN et al., 2007).
Suarez et. al (2009), também realizou estudos relativos ao pré-tratamento de efluentes
hospitalares utilizando o processo de coagulação/floculação. Segundo eles, os resultados mais
satisfatórios foram obtidos com relação à redução no teor de sólidos suspensos e DQO e a
redução de compostos lipofílicos, como perfumes, que podem ser removidos antes de entrar
nas ETE’s municipais, evitando a sua acumulação nos lodos primários e secundários .
Kajitvichyanukul e Suntronvipart (2006), utilizaram o processo de Foto-Fenton como
um método de pré-tratamento para aumentar a biodegradabilidade e reduzir a toxicidade dos
efluentes hospitalares antes do processo de tratamento biológico.
Liu et al. (2010), investigaram a utilização de membranas de bioreatores em hospitais
chineses. De acordo com os autores, a utilização desta técnica obtém resultados satisfatórios
na redução DBO
5
, DQO, turbidez, sólidos suspensos totais, além de altos índices de
desinfecção e uma diminuição nos níveis de toxicidade aguda devido ao menor uso de
desinfetantes.
Berto et al. (2009), utilizaram uma combinação de um tanque séptico e do processo de
Fenton buscando realizar o tratamento de efluentes hospitalares. Neste estudo foram obtidos
consideráveis reduções de DBO
5
, DQO da ordem de 90,6% e 91%, respectivamente. Além
disso, a redução bacteriológica atingiu 100%, e houve uma notória na redução dos níveis de
toxicidade aguda sobre os organismos-teste Scenedesmus subspicatus e Daphnia magna.
De acordo com Kümmerer et al. (1999), apesar de diferirem apenas ligeiramente dos
efluentes domésticos com respeito a concentração de matéria orgânica, pH ou metais
presentes, os efluentes hospitalares podem apresentar muitas vezes a presença de substâncias
como drogas, desinfetantes, fármacos e cepas de bactérias multiresistentes. A Tabela 1
apresenta valores comparativos relativos aos principais poluentes presentes nos efluentes
domésticos e hospitalares.
22
Tabela 1: Concentração média de poluentes presentes em efluentes domésticos e hospitalares
Adaptado de Emmanuel et al., (2001)
Poluentes (mg L
-
1
) Concentrações nos
Efluentes Domésticos
Concentrações nos
Efluentes Hospitalares
SST
300 225
DBO
5
220 623
COT
160 211
DQO
500 855
P total
8 8,80
Cl
50 188
Emmanuel et al. (2005) afirma que, sob um ponto de vista qualitativo, os efluentes
hospitalares podem ser classificados em duas categorias principais. Na primeira estariam
inseridos os de natureza doméstica, tais como os gerados nas cozinhas, lavanderias, e na
higiene de empregados e de pacientes. A segunda categoria incluiria os efluentes específicos
das unidades hospitalares. Estes seriam gerados em atividades de tratamento, análises e
pesquisas. Estes efluentes podem conter desinfetantes, fezes/excreções contaminadas, líquidos
biológicos, resíduos de medicamentos, metais pesados (agentes fixadores de radiografias),
radioelementos, ácidos, álcalis, solventes, benzenos, hidrocarbonos, corantes, entre outros.
Nesse sentido, em virtude das complexas matrizes que compõe os efluentes
hospitalares, a sua caracterização não deve ser baseada apenas em parâmetros globais (DBO,
DQO, NTK, SST) visto que suas características específicas (presença de patógenos, drogas
não metabolizadas, metais pesados, toxicidade, etc) também devem ser levadas em conta.
A caracterização físico-química dos efluentes hospitalares apresenta quase que
sistematicamente a presença de altas concentrações de compostos clorados, e pontualmente a
presença de metais pesados. (EMMANUEL et. al., 2005). Tais efluentes também possuem
concentrações muito altas de AOX.
Kümmerer et al. (1998), mediram
concentrações de AOX maiores que 10mg L
-1
no
efluente de um hospital universitário da Alemanha. Geralmente a carga de desinfetantes pode
variar de 2 a 200mg L
-1
de acordo com o tamanho do hospital e o seu consumo de
desinfetantes (HARTEMANN et al., 2005). Concentrações de glutaraldeído da faixa de 0,5 a
3.72 mg L
-1
têm sido medidas em efluentes hospitalares (EMMANUEL et. al., 2005).
23
Manssotte e Jestin (2000), também revelaram concentrações anormalmente altas de
detergentes.
De acordo com Emmanuel et al. (2005), ao nível microbiológico, os efluentes
descartados por hospitais e clínicas são menos carregados que os efluentes urbanos. Porém,
Boilot et al.(2008) encontraram a presença de certas bactérias multiresistentes a antibióticos.
Segundo Fijan et. al (2007), os efluentes hospitalares podem conter a presença de várias
bactérias patogênicas, tais como Enterococcus faecium, Staphylococcus aureus,
Mycobacterium terrae, Enterobacter aerogenes, e Pseudomonas aeruginosa, além da
presença de algumas espécies de fungos e vírus.
Segundo Emmanuel et al. (2005), sob o ponto de vista toxicológico, os efluentes
hospitalares possuem compostos que conferem a eles características tóxicas. Testes de
toxicidade realizados com dáfnias e bactérias bioluminescentes mostraram que os efluentes
hospitalares apresentam uma alta toxicidade (EMMANUEL et al., 2001).
2.2 Lavanderia das Unidades de Serviços de Saúde (Segundo Manual da ANVISA, 2007)
A unidade de processamento da roupa de serviços de saúde é considerada um setor de
apoio que tem como finalidade coletar, pesar, separar, processar, confeccionar, reparar, e
distribuir roupas em condições de uso, higiene, quantidade, qualidade e conservação a todas
as unidades do serviço de saúde. Exerce uma atividade especializada que pode ser própria ou
terceirizada, intra ou extra-serviço de saúde, devendo garantir o atendimento à demanda e a
continuidade da assistência.
Este setor deve possuir normas e rotinas padronizadas e atualizadas de todas as
atividades desenvolvidas, as quais devem estar registradas e acessíveis aos profissionais
envolvidos.
O processamento da roupa consiste em todos os passos requeridos para a coleta,
transporte e separação da roupa suja, bem como a aqueles relacionados aos processos de
lavagem, secagem, calandragem, armazenamento e distribuição.
2.2.1 Separação da Roupa
A qualidade da lavagem começa na separação da roupa suja, quando esta é classificada
de acordo com o grau de sujidade, tipo de tecido e cor. A separação da roupa suja tem como
objetivos:
24
* Agrupar as roupas que podem ser lavadas em conjunto, de acordo com o grau de sujidade e
as suas características;
* Localizar e retirar objetos estranhos que possam estar presentes junto com a roupa. Esses
objetos podem, além de aumentar a exposição ocupacional a injúrias e infecção, danificar os
equipamentos e tecidos.
A ANVISA (2007) estabelece parâmetros para a classificação das roupas geradas
nestas unidades. As roupas são classificadas quanto:
a) Grau de sujidade
* Sujidade pesada – roupa com sangue, fezes, vômitos e outras sujidades protéicas;
* Sujidade leve – roupa sem presença de fluidos corpóreos, sangue e/ou produtos químicos
b) Coloração da roupa
A classificação por cor tem como objetivo evitar as manchas. Sugere-se a seguinte divisão:
* Roupa branca e cores claras;
* Roupa de cores firmes;
* Roupa de cores desbotáveis.
c) Tipo de Fibra Têxtil
O processo de lavagem não é o mesmo para todos os tipos de tecido, variando conforme sua
origem e composição. Portanto deve-se considerar o tipo de tecido ao classificar a roupa.
d) Tecido, Formato, Tamanho e/ou Tipo de Peça
Esse tipo de classificação, além de determinar o processo de lavagem a ser escolhido, facilita
o trabalho na área limpa e no setor de acabamento. As roupas podem ser classificadas como:
* lisas: lençóis, fronhas, colchas, etc.;
* tecidos felpudos: toalhas, roupões, etc.;
* roupas cirúrgicas: campos operatórios, aventais, etc.;
* uniformes e paramentos: camisas, camisolas, calças, pijamas, etc.;
* roupas especiais: cobertores, etc.;
* absorventes: compressas cirúrgicas, fraldas, etc.
2.2.2 Processo de Lavagem
Após pesagem e classificação da roupa suja, a mesma é colocada dentro da lavadora
na área suja e no final do processo de lavagem, é retirada por meio da abertura voltada para a
área limpa.
25
Os objetivos precípuos do processo de lavagem consistem na eliminação da sujeira,
proporcionando um aspecto agradável de limpeza, além da redução do nível de contaminação
bacteriológica. Segundo Fijan et al. (2005), é essencial que a lavagem tenha um efeito não
apenas sobre a limpeza e sobre o branqueamento das roupas, mas principalmente seja eficaz
contra a eliminação dos microrganismos patogênicos, uma vez que a maioria dos usuários dos
hospitais são pacientes com o sistema imunológico debilitado e, portanto, suscetíveis a
infecções causadas por roupas hospitalares contaminadas com patógenos.
A roupa é desinfetada durante o processo de lavagem, tornando-se livre de patógenos
vegetativos, mas não torna-se estéril. A lavagem consiste numa seqüência de operações
ordenadas, que leva em consideração o tipo e a dosagem dos produtos químicos, a ação
mecânica produzida pelo batimento e esfregação das roupas nas lavadoras, a temperatura e o
tempo de contato entre essas variáveis. O perfeito balanceamento desses fatores é que define o
resultado final do processo de lavagem.
Não existe um processo único e ideal para a lavagem de todas as roupas do serviço de
saúde. As fases de um ciclo completo de lavagem são: umectação, enxágües, pré-lavagem,
lavagem, alvejamento, enxágües, acidulação e amaciamento (MINISTÉRIO DA SAÚDE,
1986).
Um ciclo completo de lavagem geralmente é aplicado para roupas com sujidade
pesada. Para roupas com sujidade leve, dispensam-se as etapas de umectação, primeiros
enxágües e pré-lavagem, sendo que o ciclo inicia-se na etapa de lavagem (MINISTÉRIO DA
SAÚDE, 1986).
2.2.2.1Umectação
Consiste no uso de produtos que dilatam as fibras e reduzem a tensão superficial da
água, facilitando a penetração da solução e a remoção de sujidades, como sangue, albuminas,
dentre outras.
2.4.2.2 Pré-lavagem
A pré-lavagem tem como função emulsionar as gorduras ácidas, dilatar as fibras dos
tecidos, preparando-os para as operações seguintes e, conseqüentemente, diminuir o uso de
produtos químicos.
Nesta fase são usados detergentes que têm propriedades de remoção, suspensão e
emulsão da sujidade. O consumo de produtos químicos é menor usando-se a pré-lavagem, que
26
remove grande parte da sujidade presente na roupa, enquanto que o restante será eliminado
nas demais etapas.
2.2.2.3 Lavagem
Os princípios associados no processo de lavagem são de ordem física (mecânica,
temperatura e tempo) e química (detergência, alvejamento, desinfecção, acidulação e
amaciamento) (MINISTÉRIO DA SAÚDE, 1986). Na fase da lavagem, a combinação das
ações mecânica, da temperatura, do tempo e da detergência tem a finalidade de remover o
restante da sujidade.
2.2.2.4 Alvejamento
O alvejamento reestabelece a tonalidade natural do tecido e colabora com a redução da
contaminação microbiana. Esta é uma fase complementar da lavagem e nunca deve substituir
a mesma. Pode ser realizado por alvejantes químicos, sendo que os mais eficientes são
aqueles a base de cloro, ou por meio de branqueador ótico. Além desses, os mais utilizados
são: peróxido de hidrogênio, perborato de sódio, ácido peracético e ozônio. (MINISTÉRIO
DA SAÚDE, 1986).
2.2.2.5 Enxágüe
O enxágüe é uma ação mecânica destinada a remoção por diluição da sujidade e dos
produtos químicos presentes nas roupas. O risco de dano ao tecido pode ser minimizado
porum adequado enxágüe e neutralização.
2.2.2.6 Neutralização ou Acidulação
As etapas de lavagem são normalmente efetuadas em pH alcalino com o objetivo de
favorecer a dilatação das fibras, emulsão de gorduras e neutralização de sujeiras ácidas.
O processo de acidulação tem como finalidade a remoção da alcalinidade residual por
meio da adição de um produto ácido ao último enxágüe, o que promove a redução do pH e a
neutralização dos resíduos alcalinos da roupa (MINISTÉRIO DA SAÚDE, 1986). Na
acidulação, o pH do tecido é reduzido de 12 para 5, ou seja, semelhante ao pH da pele. Essa
queda de pH também contribui para a redução microbiana.
27
2.2.2.7Amaciamento
É uma operação que consiste em adicionar, no último enxágüe, um produto que
contém ácidos graxos em sua composição para realinhar as fibras, lubrificá-las e eliminar a
carga estática. É realizado juntamente com a neutralização
2.2.3 Consumo de Insumos Químicos, Água e Geração de Efluentes
O objetivo primordial da unidade de processamento de roupas é fornecer ao serviço de
saúde uma roupa higienizada e pronta para o uso. Para alcançar esse objetivo é necessário o
uso de diversos saneantes, com diferentes funções, adequadamente combinados e em
concentrações equilibradas que atuarão eliminando a sujeira fixada na roupa, preservando as
fibras e cores e mantendo a maciez e elasticidade do tecido.
O Sanitizante/Desinfetante para roupas hospitalares – produto destinado à eliminação
ou redução de microorganismos em roupas utilizadas em hospitais e estabelecimentos
relacionados à saúde – pode ser utilizado para pré-tratamento ou para o emprego durante o
ciclo de lavagem.
Dentre os principais insumos químicos utilizados no processo de lavagem estão os
sabões, detergentes, alvejantes, acidulantes/neutralizantes e amaciantes. As lavanderias
hospitalares possuem rotinas de lavagem pré-estabelecidas, sendo que o maior ou menor
consumo destes insumos ocorre em função da classificação quanto ao grau de sujidade das
roupas.
Devido ao grande consumo de água e, conseqüentemente, a grande geração de
efluentes, um dos setores hospitalares de maior relevância no que tange as questões
ambientais é a lavanderia hospitalar. O Ministério da Saúde (1986) estima que cerca de
metade da água utilizada no hospital é destinada ao consumo da lavanderia. Segundo dados do
Em média, são necessários de 35 a 40 litros de água para cada quilo de roupa seca nas
máquinas de lavagem, em cargas individuais, considerando-se uma previsão de
250litros/leito/dia (MINISTÉRIO DA SAÚDE, 1986).
A presença de substâncias tais como, sanitizantes, desinfetantes, antibióticos,
umectantes e outros tensoativos, (EMMANUEL et al., 2005; KÜMMERER et al., 2000;
KÜMMERER et al., 2001 e WEN et al., 2004) confere aos efluentes gerados na lavanderia
hospitalar um alto grau de refratariedade. Em virtude disso, a nocividade ambiental dos
efluentes da lavanderia hospitalar torna-se uma das mais acentuadas dentre os diversos setores
28
de uma unidade de saúde, devido à presença dos poluentes em maior concentração e dos
produtos químicos inseridos durante a lavagem das roupas.
Dessa forma, verifica-se a necessidade de um tratamento e de uma disposição
adequada de tais efluentes. Porém, quase que na totalidade das instituições hospitalares
brasileiras observa-se um quadro de descaso com relação aos efluentes gerados, inclusive no
processo de lavagem de roupas.
Na maioria dos casos, o tratamento dos efluentes é inexistente ou não é satisfatório,
sendo realizada apenas a remoção do excesso de gorduras, dos materiais sólidos decorrentes
da quebra das fibras e o ajuste do pH para a faixa estabelecida (usualmente entre 4,5 e 10,5),
de acordo com a Resolução CONAMA 357/2005, para posterior lançamento na rede de
esgoto municipal. Não obstante, há ainda os casos dos hospitais localizados em lugares onde
não há rede de esgoto. Tais instituições lançam seus efluentes em fossas sépticas ou
diretamente nos corpos hídricos.
Nesse sentido, levando em conta a importância da lavanderia dentro do contexto das
unidades dos serviços de saúde, contudo observando-se os impactos ambientais decorrentes
do seu funcionamento, considera-se necessário o tratamento adequado dos efluentes gerados
durante o processo de lavagem, visando principalmente à redução dos parâmetros de carga, e
a detoxificação.
2.3 Métodos Convencionais de Tratamento de Efluentes (Segundo JARDIM e
TEIXEIRA, 2004)
Os métodos de tratamento de efluentes convencionais podem ser divididos,
basicamente, em dois grupos: métodos baseados na transferência de fase e outros, chamados
processos oxidativos, baseados na destruição dos poluentes.
2.3.1 Métodos envolvendo transferência de fase
Estes processos têm o seu mérito, pois reduzem significativamente o volume do meio
contaminado, entretanto, baseiam-se somente na transferência de fase do contaminante, sem
que ele seja de fato destruído. Nesses casos são obtidas duas fases: uma composta pela água
limpa e outra pelo resíduo contaminante concentrado. Entre esses processos, pode-se citar:
precipitação, coagulação, floculação, sedimentação, flotação, filtração, ultrafiltração, uso de
membranas, adsorção de orgânicos e inorgânicos, "air-stripping", centrifugação, osmose
29
reversa, extração, destilação, evaporação. Embora de grande aplicabilidade, essas tecnologias
apresentam certas desvantagens.
2.3.2. Métodos oxidativos convencionais
A destruição de poluentes orgânicos por processos oxidativos tem como vantagem o
fato de destruí-los e não somente transferí-los de fase. A mineralização do poluente pode
ocorrer por métodos físicos, biológicos ou químicos. Entre os mais utilizados, pode-se citar a
incineração e o tratamento biológico.
A incineração baseia-se na mineralização dos compostos orgânicos, submetendo-os a
altas temperaturas e tem como vantagem o fato de ser o método oxidativo mais antigo e
conhecido e, por isso, é utilizado no tratamento de resíduos em geral. A incineração,
entretanto, apresenta como desvantagens o custo e a dificuldade de operação, pois estão
envolvidas temperaturas geralmente maiores que 850°C. Além disso, requer alta energia para
vaporizar resíduos aquosos, não se mostrando como o processo mais adequado para tratar
soluções aquosas contaminadas. Apresenta também a desvantagem de incinerar todo o
material e não apenas o contaminado, além de possibilitar a formação de compostos mais
tóxicos, pois transforma bifenilas policloradas (PCBs) em dioxinas.
O tratamento biológico, por sua vez, é a técnica mais utilizada devido ao seu baixo
custo e à sua versatilidade na oxidação de um grande número de poluentes orgânicos. Neste
tipo de tratamento, microorganismos, principalmente bactérias, promovem a conversão da
matéria orgânica presente em constituintes inorgânicos inóquos. Os principais processos
biológicos estão fundamentados na oxidação aeróbia (sistemas de lodo ativado, filtros
biológicos e lagoas de estabilização), anaeróbia (reatores anaeróbios de fluxo ascendente) e
mista (digestão de lodo e fossas sépticas).
Os processos biológicos apresentam uma série de atrativos, como a facilidade de
implementação em sistemas de grande escala, o baixo custo, e, no caso de solos, permitir o
tratamento in-situ, esses processos podem apresentar alguns inconvenientes, como a grande
susceptibilidade à composição do efluente e às condições ambientais (toxicidade e
refratariedade do efluente)
A tratabilidade biológica de um efluente é avaliada por um parâmetro operacional
denominado DBO
5
. Quanto maior o valor da DBO
5
, maior a labilidade biológica dos
compostos orgânicos presentes num dado efluente. Por outro lado, a recalcitrância desta
mesma carga orgânica pode ser avaliada por outro parâmetro denominado Demanda Química
30
de Oxigênio (DQO), a qual é obtida após uma oxidação drástica da matéria orgânica. Assim,
para um
mesmo efluente, a relação DQO/DBO
5
(Figura 1) nos diz muito sobre que tipo de
oxidação será efetiva na destruição da carga orgânica presente.
(JARDIM E CANELA, 2004).
Figura 1: Valores de DQO e DBO
5
indicativos da tratabilidade de um efluente. (JARDIM e CANELA, 2004)
Para um dado efluente, se a relação DQO/DBO
5
<2,5 o mesmo é facilmente
biodegradável. Se a relação 5,0<DQO/ DBO
5
> 2,5 este efluente irá exigir cuidados na escolha
do processo biológico para que se tenha uma remoção desejável de carga orgânica, e se DQO/
DBO
5
> 5, então o processo biológico tem muito pouca chance de sucesso, e a oxidação
química aparece como um processo alternativo. Algumas vezes, como no caso de remediação
de solos contaminados por derivados de petróleo, muito embora a oxidação biológica possa
ser viável em muitos casos, a cinética da reação é geralmente muito lenta, e a oxidação
química novamente aparece como a opção mais atrativa sob os aspectos risco/benefício e
custo/benefício.
Outras desvantagens relacionadas ao processo biológico são a grande quantidade de
biomassa gerada, o longo tempo envolvido para a total oxidação da matéria orgânica, a
dificuldade de disposição do lodo e a faixa pequena de pH e temperatura na qual o sistema
biológico é ativo.
Cabe acrescentar que, embora os processos oxidativos sejam, geralmente, os
preferidos no que se refere à proteção do meio ambiente, estudos têm demonstrado que esses
processos podem, sob certas condições, produzir substâncias recalcitrantes e/ou mais tóxicas
que o composto inicial. Um exemplo deste inconveniente é o uso de cloro como oxidante,
31
pois pode converter contaminantes hidrocarbonetos em derivados mais prejudiciais, os
Trihalometanos (THM’s).
2.4 Processos Oxidativos Avançados
Entre os novos processos de descontaminação ambiental que estão sendo
desenvolvidos, e que possuem potencial de detoxificação e desinfecção de efluentes
hospitalares estão os chamados “Processos Oxidativos Avançados” (POA’s) se destacam nos
últimos anos como uma tecnologia alternativa ao tratamento de várias matrizes ambientais
(RODRÍGUEZ et al, 2002). Nesses processos, os contaminantes não são simplesmente
transferidos de fase, como na separação com carvão ativo, filtração, injeção de vapor e
dessorção térmica, mas sim, degradados através de uma série de reações químicas (FREIRE et
al., 1999; NOGUEIRA et al., 1998; PULGARIN et al., 2001; TOMPKINS et al., 1988; von
SPERLING, 2005; von SPERLING, 1997; JARDIM et al., 2004; BARRIE, 1994; WIST et
al., 2002; WATTS et al., 1995; LITTER, 1999; RODRIGUEZ et al., 2002; PIRKANNIEMI
et al., 2002).
A grande vantagem dos POA’s, em relação aos processos convencionais de tratamento
de efluentes reside no fato de conseguirem oxidar compostos orgânicos complexos a
moléculas simples, mais facilmente biodegradáveis, ou até mesmo resultando na total
mineralização da matéria orgânica, formando dióxido de carbono e água. Esses processos são
baseados na geração de radical hidroxila (HO•), espécie altamente oxidante e não seletiva,
capaz de oxidar uma grande variedade de poluentes orgânicos, apresentando potencial redox
de oxidação de 2,80 eV (NOGUEIRA, 1998; DANIEL, 2001; FERREIRA, 2004) menor
apenas do que o do flúor, que é de 3,03 V, como é apresentado na Tabela 2.
Estes processos vêm sendo aplicados com sucesso na descontaminação in situ de
solos, na desinfecção de águas, na remoção de cor e contaminantes orgânicos em efluentes
industriais, na remediação de águas subterrâneas, no tratamento de efluentes municipais ou
efluentes contendo surfactantes, água para consumo humano, lixiviado de aterros e águas
superficiais.
32
Tabela 2: Potencial redox de alguns oxidantes
Espécie Potencial redox (eV)
F 3,03
HO• 2,80
O 2,42
O
3
2,07
H
2
O
2
1,78
MnO
-
4
1,68
ClO
2
1,57
Cl 1,36
I 0,54
2.4.1 Os sistemas típicos de POA’s
Os processos oxidativos avançados podem detoxificar, desinfetar, descolorir,
desodorizar e aumentar a biodegradabilidade de vários efluentes, melhorando assim, a
eficiência dos processos biológicos subseqüentes com ótimos resultados no tratamento de
efluentes considerados recalcitrantes. Seu alto poder oxidativo pode conduzir a oxidação
parcial ou a completa mineralização e/ou oxidação de compostos orgânicos e inorgânicos,
como apresentado na Figura 2. (ALATON et al., 2002; BALCIOGLU & ÖTKER, 2003;
BANDALA et al., 2004; FREIRE et al., 2000; RODRIGUEZ et al., 2002; SARRIA et al.,
2002; SARRIA et al., 2003; WU et al., 2004).
+ O
2
/O
3
/H
2
O
2
/H
2
O/HO
-
CO
2
+ H
2
O + X
+
+ Y
-
Figura 2: Equação geral para as reações envolvendo POA’s
Os radicais hidroxila podem ser gerados através de reações envolvendo oxidantes
fortes, como ozônio (O
3
) e peróxido de hidrogênio (H
2
O
2
), semicondutores, como dióxido de
titânio (TiO
2
) e óxido de zinco (ZnO) e irradiação ultravioleta (UV).
Os processos que contam com a presença de catalisadores sólidos são chamados
heterogêneos, enquanto que os demais são chamados homogêneos. Os principais sistemas de
POA são apresentados na tabela abaixo.
Coadjuvantes e auxiliares
de oxi-redução
Poluentes
orgânicos e
inorgânicos
Oxidantes
precursores
33
Tabela 3. Diferentes métodos para sistemas de catálise homogênea e heterogênea.
Sistemas Homogêneos Sistemas Heterogêneos
Com irradiação Sem irradiação Com irradiação Sem irradiação
O
3
/UV O
3
/OH
-
a/O
3
/UV Eletro-Fenton
H
2
O
2
/UV O
3
/H
2
O
2
a/H
2
O
2
/UV Fenton Anódico
H
2
O
2
/ Fe
2
+
/UV (Vis)
H
2
O
2
/ Fe
2
+
Eletrooxidação
2.4.1.1 Sistemas homogêneos
Nos sistemas homogêneos, onde não existe a presença de catalisadores na forma
sólida, a degradação do poluente orgânico pode ser efetuada por dois mecanismos distintos:
* Fotólise direta com ultravioleta (UV), onde a luz é a única fonte capaz de produzir a
destruição do poluente. A fotólise direta, em comparação com processos envolvendo geração
de radicais hidroxila, tem, geralmente, uma eficiência mais baixa. Assim, a maioria dos
estudos é feita para quantificar a contribuição da fotólise da matéria orgânica em processos de
oxidação em que ela atua de forma conjunta, por exemplo: H
2
O
2
/UV, O
3
/UV e H
2
O
2
/O
3
/UV.
Além da aplicabilidade na degradação de poluentes, a irradiação pode ser utilizada para outros
fins. Por exemplo, estudos demonstram que irradiação em comprimentos de onda de 253,7
nm, embora não remova compostos orgânicos da água, é eficiente na desinfecção da mesma .
* Geração de radical hidroxila, que tem alto poder oxidante, vida curta e é o responsável
pela oxidação dos compostos orgânicos. A sua geração pode ocorrer devido à presença de
oxidantes fortes, como H
2
O
2
e O
3
, combinados ou não com irradiação. Além disso, radicais
hidroxila também podem ser gerados pela oxidação eletroquímica, radiólise, feixe de elétrons,
ultra-som e plasma.
A oxidação eletroquímica baseia-se na aplicação de corrente elétrica (de 2 a 20A), em
solução aquosa, entre dois eletrodos. Numa modificação deste processo, denominado Eletro-
Fenton, é utilizado um ânodo de sacrifício de Fe, o que acarreta maior eficiência. Na radiólise
e feixe de elétrons, são geradas espécies altamente reativas quando essas ondas
eletromagnéticas, penetrando na água, perdem energia pelas colisões.
O plasma pode ser gerado por uma descarga elétrica ou bombardeio de um gás com
um feixe de elétrons com alta energia. A energia dos elétrons no plasma é de 10 eV, o que
equivale a temperaturas elevadas.
34
O ultrassom (US) de alta potência (15 kHz a 1 MHz), promove o crescimento e
rompimento de bolhas de gás, que alcançam temperaturas e pressões muito altas (4.000 a
10.000o C e 1.000 a 10.000 atm). Neste caso as reações podem ocorrer por 3 mecanismos:
pela água supercrítica, pela pirólise direta, com os radicais gerados pelo processo térmico e
pelas reações radicalares, que formam o radical hidroxila e o peróxido de hidrogênio.
2.4.1.2 Sistemas heterogêneos
Os sistemas heterogêneos se diferenciam dos homogêneos devido à presença dos
catalisadores semi-condutores, substâncias que aumentam a velocidade da reação para se
atingir o equilíbrio químico sem sofrerem alteração química; as reações feitas na presença de
tais substâncias são chamadas reações catalíticas.
2.4.2 Vantagens dos POA’s
Os POA’s apresentam uma série de vantagens em relação aos processos convencionais
de tratamento de efluentes: mineralizam o poluente e não somente transferem-no de fase; são
muito usados para compostos refratários a outros tratamentos; transformam produtos
refratários em compostos biodegradáveis; podem ser usados com outros processos (pré e pós-
tratamento); tem forte poder oxidante, com cinética de reação elevada; geralmente não
necessitam um pós-tratamento ou disposição final, tendo sido usado oxidante suficiente,
mineralizam o contaminante e não forma subprodutos; geralmente melhoram as qualidades
organolépticas da água tratada; em muitos casos, consomem menos energia, acarretando
menor custo; possibilitam tratamento in situ.
2.4.3 Monitoramento dos processos oxidativos avançados
Um fator importante nas reações de degradação envolvidas é, não apenas o
desaparecimento dos contaminantes principais, mas a conversão de carbono orgânico em
carbono inorgânico na forma de CO
2
para que seja assegurado que tanto o contaminante
quanto quaisquer subprodutos formados tenham sido degradados. A degradação parcial é
aceita se o produto final for inócuo. Assim, o seu monitoramento pode ser feito através de
várias análises, conforme o objetivo, a necessidade e até mesmo a estrutura disponível. As
mais importantes são:
* DQO e DBO
5
, quem medem o oxigênio necessário para oxidar a matéria orgânica e
inorgânica contida numa amostra química e biologicamente, respectivamente.
35
* COT, que é definido como a soma de todos os carbonos ligados organicamente em espécies
orgânicas dissolvidas e não dissolvidas. As medidas de DBO
5
, DQO e COT são
complementares, pois, enquanto COT é a que mais diretamente fornece a quantidade de
matéria orgânica presente, sua combinação com a DQO e DBO
5
pode dar uma idéia da
evolução dos produtos formados.
* OD, que mede o oxigênio dissolvido presente.
* Produtos inorgânicos, pela medida do pH e das concentrações de íons inorgânicos, como
cloreto, nitrato, nitrito, fosfato, sulfato, entre outros, que resultam da eliminação ou oxidação
dos heteroátomos presentes na amostra.
* Toxicidade, que mede a eficiência do tratamento em relação aos efeitos nocivos do produto
que foi produzido com a degradação.
* Sub produtos - determina os compostos que estão sendo formados como sub produtos da
reação.
2.5 Tecnologias eletroquímicas empregadas no tratamento de efluentes
A disponibilização de tecnologias inovadoras e de custo compatíveis com a
necessidade de redução do passivo ambiental produzido por efluentes produzidos pelos mais
diversos setores é tarefa fundamental.
Atualmente, existe uma série de técnicas muito promissoras, baseadas em tecnologias
eletroquímicas que estão sendo desenvolvidas e melhoradas, para não necessitarem da adição
de produtos químicos (MOLLAH, 2001).
Ao longo dos últimos 10 anos a tecnologia eletroquímica tem sido amplamente
desenvolvida para seu uso alternativo na remediação das águas residuárias. A aplicação da
eletroquímica para a diminuição da poluição ambiental tem sido tópico de diversos livros e
revisões. A maior vantagem desta tecnologia é a sua compatibilidade ambiental, devido ao
fato de que seu principal reagente, o elétron, é um reagente limpo. Outras vantagens estão
relacionadas à sua versatilidade, alta eficiência energética, receptividade de automação e
segurança, porque operam em condições brandas. As estratégias eletroquímicas incluem tanto
o tratamento de efluentes e resíduos, quanto o desenvolvimento de novos processos ou
produtos, com efeitos menos nocivos, muitas vezes denotados com processos integrados de
proteção ambiental
(
HUITLE et al., 2008).
36
As principais tecnologias eletroquímicas atualmente disponíveis para o tratamento de
efluentes podem ser visualizadas na Figura 3 e serão brevemente abordadas neste trabalho.
Figura 3: Tecnologias Eletroquímicas. Fonte: Autor (adaptado de HUITLE et al., 2008).
2.5.1 Histórico da Eletroquímica
Os primeiros estudos em eletroquímica foram realizados por Galvani, em 1786.
Observou que ao aplicar uma diferença de potencial elétrico em uma perna de rã (um dos
pólos do elemento de descarga era fixado no nervo e o outro no músculo) a mesma movia-se.
Imaginou que o sistema formava um capacitor, descarregando a sua eletricidade na perna. Em
1796, Volta reconhecendo a existência do condutor eletrolítico (o que formava o tecido da
perna da rã, permitindo a passagem de eletricidade), descobre as pilhas voltaicas, formadas
por chumbo e prata imersos em um eletrólito. Em 1800, Nicholson e Carlisle descobrem a
eletrólise da água, envolvendo a liberação de hidrogênio e oxigênio (TICIANELLI e
GONZALEZ, 1998).
Os primeiro relatos que se tem notícia sobre o tratamento eletrolítico de efluentes
datam de 1870, quando C. V. Kirkham propôs um processo de filtração de esgotos, sugerindo
que antes dos filtros o efluente deveria passar por uma câmara contendo eletrodos de cobre e
Eletrocoagulação/Eletroflotação
Oxidação Eletroquímica
Eletrooxidação indireta com oxidantes fortes
-eletooxidação com cloro ativo
-eletro-fenton
Métodos eletroquímicos foto-assistidos
-fotoeletro-fenton
-fotoeletrocatálise
Redução Eletroquímica
Tecnologias
Eletroquímicas
37
zinco, onde a passagem de uma corrente contínua depuraria os contaminantes presentes no
líquido (CETESB, 1988).
Segundo Angelis et al. (1998), o uso da eletrólise para o tratamento de efluentes, foi
mencionado pela primeira vez em 1887, quando Eugene Hermite patenteou um processo
eletroquímico. O processo consistia da eletrólise da mistura de água com o esgoto puro
gerando cloro no ânodo, que atuava como agente oxidante e bactericida. No cátodo, hidróxido
de magnésio funcionava como agente floculante.
Outro processo foi utilizado por Willian Webster, em Crossness, Londres, conhecido
como processo de Webster, empregava eletrodos de ferro, entretanto no processo havia a
formação de hidróxido de ferro que gerava corpo de fundo e desodorização do líquido
sobrenadante (MILLER e KNIPE, 1965). O processo Webster foi utilizado em 1908 na
estação de tratamento de esgotos de Santa Mônica, na Califórnia, com capacidade para
atender a uma população de 34.000 habitantes.
A aplicação da eletrólise para o beneficiamento mineral foi patenteada por Elmore em
1904. Em 1909, foi patenteado nos Estados Unidos a eletrocoagulação usando eletrodos de
alumínio e ferro. A aplicação desta técnica para o tratamento de água para consumo humano
ocorreu pela primeira vez em larga escala nos Estados Unidos em 1946. Devido ao relativo
alto investimento de capital e as fontes de eletricidade caras, as tecnologias eletroquímicas
para a água e efluentes não encontraram larga aplicação mundial então.
Em 1932, segundo Wiendl (1985), o processo Webster foi utilizado no rio Niers e na
estação de tratamento de esgotos de Rhein (Alemanha), alcançando eficiência de remoção da
ordem de 60% de DBO. Porém, durante a década de 30 do século passado, os processos
eletrolíticos foram sendo gradativamente substituídos pelos processos biológicos. Isso se deu,
provavelmente, em razão das restrições de energia inerentes à época, e ao crescente
desenvolvimento dos processos de tratamento biológico dos efluentes, iniciados com o
advento do tanque Imhof (tratamento anaeróbico), ficando assim a tecnologia eletrolítica
relegada ao segundo plano.
No Brasil, o processo eletrolítico surgiu quando o patriarca da engenharia sanitária
nacional, Francisco Rodrigues Saturnino de Brito, apresentou no IV Congresso Médico
Latino-Americano, em 1909, no Rio de Janeiro, o estudo “Depuração das Águas dos
Esgotos”, no qual demonstrou interesse em utilizar esta modalidade de tratamento na
agricultura, como irrigação e fertilização, via reuso agrícola dos recursos minerais (N, P, K)
com o conhecimento adquirido durante os estudos da estação de Santa Mônica, Califórnia,
Estados Unidos, que em 1912, era uma das poucas unidades de tratamento que ainda
38
permaneciam em funcionamento no país, porém, foi desativada em 1930 com alegação de ter
alto custo operacional e eficiência duvidosa, argumentos estes bastante comuns na época.
Posteriormente, o estudo do tratamento eletrolítico só foi reiniciado no Brasil com o
engenheiro da CESAN João Batista Pereira Netto, que em 1978 iniciou uma pesquisa sobre a
eletrólise da água, ao idealizar uma estação de tratamento sem decantadores e sem a
necessidade de adição de produtos químicos.
Em 1985, Wiendl retomou o uso do processo eletrolítico no Brasil, ao implantar uma
estação de tratamento em Iracemápolis – SP. De acordo com Leitão e Pires (1991), nos anos
80, a eletrofloculação foi adotada em alguns municípios paulistas e no Hospital das Clínicas
da UNICAMP.
A partir da década de 1990, a eletroflotação vem presenciando uma freqüência de
pesquisa mais constante e sustentável, com o intuito de esclarecer definitivamente a
viabilidade ou não de sua implantação.
A realização de extensivas pesquisas, como nos Estados Unidos e na antiga União
Soviética, durante meio século tem acumulado uma grande quantidade de conhecimento. Com
o crescente padrão de fontes de águas para beber e as restritas regulamentações ambientais a
respeito da descarga de efluentes, as tecnologias eletroquímicas tem recuperado a sua
importância mundial durante as últimas duas décadas. Há companhias fornecendo facilidades
para a recuperação de metais, para tratamento das águas para beber ou águas de processo e
tratamento de efluentes resultantes de diversas atividades industriais: curtumes, indústrias de
galvanização, têxteis, óleos e emulsões de água-óleo, etc. Hoje em dia, as tecnologias
eletroquímicas chegaram a um ponto em que elas não são apenas comparáveis com outras
tecnologias em termos de custos, mas também são mais eficientes e mais compactas. Para
algumas situações as tecnologias eletroquímicas podem ser o passo indispensável no
tratamento de efluentes contendo poluentes refratários (CHEN, 2004).
2.5.2 Processo Eletroquímico
A degradação eletroquímica é um processo, no qual há pouco ou nenhum consumo de
produtos químicos e pouca ou nenhuma produção de lodo. Os metabólitos gerados
normalmente não são perigosos e o efluente tratado pode ser muitas vezes ser lançado ao
ambiente. Apresenta-se altamente eficiente e economicamente viável para remoção de cor e
degradação de poluentes (ROBINSON et al., 2001).
39
O processo eletroquímico baseia-se na aplicação de um potencial capaz de oxidar ou
reduzir substratos de interesse. É um processo no qual dois eletrodos (condutores metálicos ou
de primeira classe) são introduzidos numa solução (eletrólito ou condutor de segunda classe) e
neste sistema é aplicada uma corrente elétrica contínua, que age ocasionando a decomposição
química deste eletrólito. Ao eletrodo que cede elétrons dá-se o nome de ânodo, onde ocorre a
oxidação, e àquele que recebe elétrons de cátodo, onde ocorre a redução. Quando um eletrodo
não sofre alterações na sua estrutura, mesmo sujeito a tais condições, é chamado eletrodo
inerte e sua função é a simples troca de elétrons com a solução. Os eletrodos inertes mais
comuns são o grafite e a platina. Já o eletrodo que sofre desgaste, além de transferir elétrons,
participa da eletrólise quimicamente, sendo também modificado pela ação da corrente elétrica.
Os fenômenos que ocorrem durante o processo eletroquímico podem ser estudados na
célula eletrolítica. A solução eletrolítica é colocada em um recipiente, no qual são imersos os
eletrodos. Liga-se uma bateria (ou qualquer outra fonte de corrente contínua) aos eletrodos,
estabelecendo-se assim uma diferença de potencial. Os eletrodos com cargas negativas na
célula eletrolítica são denominados cátodo, enquanto o carregado positivamente é chamado
ânodo (VOGEL, 2002). Um esquema simplificado do processo eletroquímico pode ser
observado na Figura 4.
Figura 4: Esquema simplificado do processo eletroquímico. Fonte: MONEGO (2007)
2.5.3 Eletrooxidação
40
Conforme Huitle et al. (2008), a oxidação eletroquímica ou simplesmente
eletrooxidação é o procedimento eletroquímico mais popular para remoção de poluentes
orgânicos de águas residuárias. Ela consiste na oxidação de poluentes em uma célula
eletrolítica, através de:
a) oxidação direta no ânodo (ou transferência direta do elétron para o ânodo), a qual
resulta numa descontaminação muito pobre.
b) reação eletroquímica com as espécies eletrogeradas de descargas de água no ânodo tais
como oxigênio fisicamente adsorvido ou oxigênio ativo quimiosorvido A ação destas
espécies oxidantes leva a descontaminação total ou parcial, respectivamente.
A existência de oxidação indireta ou mediada com diferentes espécies heterogêneas
formadas a partir de descargas de água tem permitido a proposição de duas principais
abordagens para a diminuição da poluição em efluentes através da EO:
a) O método de conversão eletroquímica, no qual compostos orgânicos são seletivamente
transformados em compostos biodegradáveis, usualmente ácidos carboxílicos, com oxigênio
quimisorvido.
b) método de combustão eletroquímica (ou incineração eletroquímica), onde compostos
químicos são completamente mineralizados, por exemplo, a CO
2
e a íons inorgânicos, com
OH• fisiosorvido. Em ambos os casos altas voltagens celulares são aplicadas à célula
eletroquímica para oxidação simultânea de poluentes e água, mantendo o ânodo ativo. O uso
da baixas voltagens celulares evitando a evolução do O
2
, freqüentemente causa a perda da
atividade do ânodo porque alguns subprodutos formados a partir da oxidação anódica direta
podem ser adsorvidos na sua superfície e, portanto, este tratamento não é utilizado para
tratamento de efluentes na prática. Tem sido verificado que a natureza do material do ânodo
influencia fortemente tanto a seletividade quanto a eficiência do processo de EO.
2.5.4 Eletro-oxidação indireta com oxidantes fortes
De acordo com
Huitle et al. (2008), as soluções aquosas podem ser completamente
descontaminadas através de métodos indiretos de eletrooxidação envolvendo a reação
homogênea de poluentes orgânicos com oxidantes fortes gerados durante a eletrólise. Duas
abordagens são principalmente utilizadas:
a) A eletro-oxidação com cloro ativo, onde a oxidação anódica direta de íons cloreto
presentes no efluente levam à formação de cloro livre e /ou espécies cloro oxigenadas, que
podem oxidar os poluentes orgânicos na estrutura até a mineralização total.
41
b) O processo eletro-fenton no qual os produtos orgânicos podem ser mineralizados com
OH• homogêneo formado a partir da reação de fenton entre catalisador adicionado Fe
2
+
e
H
2
O
2
eletrogerados da redução de O
2
em um cátodo adequado.
Cloro e espécies cloro oxigenadas, tais como HClO e ClO
-
são fortes oxidantes
químicos tradicionais empregados no tratamento de águas residuárias industriais. Estes
agentes também são amplamente empregados na desinfecção de água potável. A tecnologia
eletroquímica oferece uma alternativa ao processo de eletrooxidação indireta para
a remoção de poluentes orgânicos, com espécies de cloro ativo gerado a partir da oxidação
direta do íon cloreto em ânodos adequados
(
HUITLE et al., 2008).
Indiretamente, o ozônio também pode reagir através de reação radicalar
(principalmente
.
OH) que é gerado pela decomposição de ozônio, demonstrada nas reações
abaixo. A variação do pH costuma ser determinante na geração de radicais hidroxila a partir
do ozônio. Geralmente, sob condições ácidas (pH ≤ 4) o mecanismo direto (reação direta do
ozônio com o poluente) predomina, acima de pH 10 ele se torna predominantemente indireto
(reações radicalares). Para águas naturais (superficiais ou subterrâneas) com pH = 7, ambos
mecanismos podem estar presentes.
O
3
+ H
2
O → H
2
O
2
+ O
3
H
2
O
2
→ 2
.
OH
O
3
+ OH
-
→ O
2
-
+ HO
2
-
O
3
+ HO
2
-
→ 2O
2
+
.
OH
Segundo Wu et al. (2008), a maior desvantagem do uso isolado da ozonização no
tratamento de efluentes é o alto consumo de energia requerido para a geração de ozônio.
Atualmente a utilização conjunta da ozonização e de catalisadores metálicos no tratamento de
substratos orgânicos tem se tornado interessante devido às melhoras na eficiência da geração
de O
3
e a redução nos custos operacionais. A ozonização catalítica permite uma rápida
remoção dos poluentes, porque a catálise aumenta o poder de oxidação do ozônio, reduzindo
consideravelmente os custos. Diversos sistemas de ozonização catalítica tem sido
investigados, dentre os quais: O
3
/Mn(II), O
3
/Fe(II), O
3
/Fe(III), O
3
/Zn(II), O
3
/Co(II) e
O
3
/Ni(II) (WU et al., 2008).
De acordo com Legube e Leitner (1999), há dois caminhos que levam a oxidação do
Fe (II) a Fe (III) através da ação do ozônio:
a) Fe
2+
+ O
3
Fe
3+
+O
3
-
O
3
-
+ H+ HO
3
OH + O
2
42
Fe
2+
+ OH Fe
3+
+ OH
-
(balanço: Fe
2+
+ O
3
+ 2H
+
Fe
3+
+ O
2
+ H
2
O)
b) Fe
2+
+ O
3
(FeO)
2+
+ O
2
(FeO)
2+
+ Fe
2+
+ 2H+ 2Fe
3+
+ H
2
O
(balanço: Fe
2+
+ O
3
+ 2H
+
Fe
3+
+ O
2
+ H
2
O)
Este método apresenta como principais vantagens: evita o transporte e armazenamento
do cloro empregado no tratamento da água; a destruição mais rápida da matéria orgânica em
comparação com a oxidação química; custos reduzidos quando comparado as técnicas
químicas convencionais
(
HUITLE et al., 2008).
Entre as principais desvantagens podem ser citadas: a formação de derivados
indesejáveis tóxicos de cloro orgânico, como clorofórmio e a eletrogeração de subprodutos
cloro oxigenados tais como ClO
2
-
, ClO
3
-
e ClO
4
-
, que possuem um alto risco para a saúde dos
seres vivos
(
HUITLE et al., 2008).
2.5.5 Eletroredução
A literatura dispõem de um número limitado de trabalhos empregando o processo de
eletroredução. A razão do baixo interesse para esta técnica eletroquímica convencional é que
ele oferece pobre descontaminação de águas residuárias em comparação com métodos de
eletrooxidação direta e indireta
(
HUITLE et al., 2008).
2.5.6 Métodos eletroquímicos fotoassistidos
Segundo Huitle et al. (2008), os processos oxidativos avançados fotoassistidos,
também conhecidos como processos fotoeletroquímicos, são baseados na ação fotoquímica e
/ou fotocatalítica da radiação UV, e têm recebido cada vez mais atenção para a remediação de
águas residuárias. Nestes procedimentos, a intensidade e o comprimento de onda da luz
incidente desempenham um papel notável na taxa de destruição de poluentes orgânicos. O uso
dos raios UVA (315-400 nm), UVB (285-315 nm) e UVC (<285 nm) como fonte de energia é
geralmente importante para explicar os processos de degradação envolvidos neles. Foto-
Fenton (sistema H
2
O
2
/Fe
2+
/UV) e a fotocatálise heterogênea com TiO
2
(sistema TiO
2
/UV) são
consideradas as técnicas mais promissoras dos processos fotoeletroquímicos.
43
A principal desvantagem dos sistemas fotoassistidos está relacionada ao elevado custo da
energia da luz UV artificial utilizada. Isso pode ser resolvido por meio de métodos
alternativos e mais atraentes com base na luz solar (l> 300 nm) como fonte de energia barata,
que deverão ser rapidamente desenvolvidos num futuro próximo.
2.5.7 Eletroflotação/Eletrocoagulação
A eletroflotação vem desempenhando papel importante entre as técnicas não
convencionais de tratamento da água e efluentes industriais. E isso se deve à sua versatilidade,
tanto no modo operacional quanto na eficiência da remoção de contaminantes.
Esta técnica utiliza uma corrente para dissolver ânodos de sacrifício de ferro ou
alumínio, imersos na água poluída, dando origem aos correspondentes íons metálicos
produzindo diferentes espécies, tais como Fe(II) (e/ou Fe(III)) ou Al(III), conforme pode ser
visualizado na Figura 5
(
HUITLE et al., 2008).
Na eletroflotação, há a presença de um reator eletroquímico, considerado o centro das
reações de coagulação. Neste processo ocorre a geração de coagulantes in situ sendo que o
reator possui eletrodos (ânodos de sacrifício), como alumínio, por exemplo, que geram íons
Al³
+
em razão do potencial aplicado. Essa etapa faz parte do processo anódico. O cátion
formado na etapa anódica hidrolisa-se, formando o agente coagulante (Al(OH)
3
), que será o
responsável pela coagulação e formação das partículas coloidais. Simultaneamente a geração
de coagulantes através das reações eletrolíticas ocorridas no ânodo, desenvolvem-se gases
(geralmente bolhas de hidrogênio) no cátodo. Dependendo das condições de operação do
reator e do poluente estas bolhas podem flotar algumas porções dos poluentes coagulados para
a superfície. Este processo, por vezes também é chamado de eletrocoagulação ou
eletrofloculação
(
HOLT et al., 2005).
De acordo com Silva (2002), em função da complexidade dos fenômenos envolvidos
nos processos eletrolíticos de tratamento de efluentes, ocorrem três estágios sucessivos de
operação:
• Formação de um agente coagulante através da oxidação eletrolítica do eletrodo de sacrifício
(Fe/Al), ocasionando a neutralização das cargas superficiais, a desestabilização das partículas
coloidais e a quebra de emulsões (eletrocoagulação);
• Aglutinação das partículas desestabilizadas pelos hidróxidos de ferro e alumínio, que são
coagulantes naturais favorecendo a formação e o crescimento dos flocos (eletrofloculação);
44
• Geração de micro-bolhas de oxigênio (O
2
) no anodo e de hidrogênio (H
2
) no cátodo, que
sobem à superfície colidindo e sendo adsorvidas pelos flocos, carreando por arraste as
partículas e impurezas em suspensão no meio e promovendo dessa forma a clarificação do
efluente (eletroflotação). As interações ocorridas na célula eletrolítica podem ser observadas
na Figura6
Figura 5: Predominância de zonas de diagramas para espécies químicas em solução aquosa (a) Fe (II) e (b) Fe
(III). As retas representam o equilíbrio de solubilidade para os insolúveis Fe (OH)
2
e Fe (OH)
3
, respectivamente,
e as linhas pontilhadas representam os limites de predominância entre as espécies químicas solúveis. (c)
Diagrama de solubilidade do Al (III) das espécies em função do pH.
Atualmente a aplicação da eletrocoagulação ocorre na remoção de contaminantes dos
mais variados tipos. Estudos apontam para o uso desta tecnologia no tratamento de água
contendo resíduos alimentares, resíduos de óleo, corantes, partículas suspensas, resíduos de
45
polimento químico e mecânico, lixiviados de matéria orgânica proveniente de aterros, ânions
(fluoretos, fostatos, nitritos e nitratos), resíduos de serviço de buffes, petróleo, areia de
alcatrão. Além disso, esta técnica é utilizada no tratamento de efluentes contendo suspensões
da argila, azeite de azeitona, surfactantes, comida processada, resíduos de curtume, cromo,
resíduos do manufaturamento de batatas chips, produtos lácteos, resíduos de matadouros de
aves e de fábricas de papel e celulose, efluentes de carpete, de esgotos municipais, fibras
químicas, e, efluentes com material de tintura (KOBIA et al., 2007; CHEN, 2004; MOLLAH,
2001).
Figura 6: Interações dentro de um reator de eletrocoagulação (Adaptado de HOLT et al., 2002).
2.5.7.1 Tipos de reações envolvidas no processo de Eletroflotação
De acordo com Mollah et al. (2001), o processo de EF é altamente dependente da
química presente no meio aquoso, especialmente a condutividade. Adicionalmente, outras
características tais como pH, tamanho das partículas, e as concentrações dos compostos
químicos também influenciarão o processo de EF. Os mecanismos de remoção de íons através
da EF podem ser explicados através de dois exemplos específicos, envolvendo íons de ferro e
alumínio, visto que, esses dois metais tem sido extensivamente utilizados no tratamento de
efluentes.
46
a) Reações do eletrodo de Alumínio
A dissolução eletrolítica do ânodo de alumínio produz, em valores de baixo pH,
espécies catiônicas monoméricas como Al
3+
e Al(OH)
2
+
, que por sua vez, em valores de pH
adequados são transformados inicialmente em Al(OH)
3
e, finalmente, polimerizados a
Al
n
(OH)
3n
de acordo com as seguintes reações:
Oxidação do Al sólido (reação anódica)
Al → Al
3
+
(aq)
+ 3
e−
Solvatação do cátion formado
Al
3+
(aq)
+ 6H
2
O → Al(H
2
O)
6
3+
Formação do agente coagulante
Al(H
2
O)
6
3+
→ Al(OH)
3(s)
+ 3H
+
+ 3H
2
O
Reações secundárias
n
Al(OH)
3
→ Al
n
(OH)3
n
(s)
Entretanto, dependendo do pH do meio aquoso, outras espécies iônicas como
Al(OH)
2+
, Al
2
(OH)
2
4+
e Al(OH)
4
-
também podem estar presentes no sistema (MOLLAH et al.,
2001).
b) Reações do eletrodo de Ferro
A oxidação do ferro em um sistema eletrolítico produz hidróxido de ferro Fe(OH)
n
,
onde
n
= 2 ou 3. Segundo Mollah et al. (2001), dois mecanismos têm sido propostos para a
produção de Fe(OH)
n
Mecanismo 1
Ânodo:
4Fe
(s)
→ 4Fe
2+
(aq)
+ 8
e−
4Fe
2+
(aq)
+ 10H
2
O
(l)
+ O
2(g)
→ 4Fe(OH)
3(s)
+ 8H+
(aq)
Cátodo:
8H
+
(aq)
+ 8
e−
→ 4H
2(g)
Reação global:
4Fe
(s)
+ 10H
2
O
(l)
+ O
2(g)
→ 4Fe(OH)
3(s)
+ 4H
2(g)
Mecanismo 2
Ânodo:
47
Fe
(s)
→ Fe
2+
(aq)
+ 2
e−
Fe
2+
(aq)
+ 2OH
−
(aq)
→ Fe(OH)
2(s)
Cátodo
2H
2
O
(l)
+ 2
e−
→ H
2(g)
+ 2OH
−
(aq)
Reação global:
Fe
(s)
+ 2H
2
O
(l)
→ Fe(OH)
2(s)
+ H
2(g)
Conforme Mollah et al. (2001), as partículas de Fe(OH)
n
formam uma suspensão
gelatinosa que pode remover os poluentes do efluente por complexação ou atração
eletrostática, seguida de coagulação. A forma mais estável de compostos férricos é o
composto α-FeO(OH), o qual pode formar complexos em que o poluente age como um ligante
(L), de acordo com a equação:
L − H
(aq)
(OH)OFe
(s)
→ L − OFe
(s)
+ H
2
O
(l)
(13)
2.5.7.2 Principais configurações dos reatores
Em função do desenvolvimento extensivo de pesquisas relacionadas ao processo de
eletroflotação, atualmente há inúmeras configurações de reatores disponíveis na literatura
especializada, tanto em fluxo vertical quanto em fluxo horizontal (Figura 6). Entre as
configurações mais utilizadas estão os reatores monopolares e bipolares.
Figura 7: Células de eletroflotação (CHEN, 2004).
a) Reatores Monopolares
(a)
(b)
a) Reator com fluxo horizontal
b)
Reator com fluxo vertical
48
Em sua forma mais simples, um reator de EF poder ser composto por uma célula
eletrolítca com um ânodo e um cátodo. Quando conectado a uma fonte de potencial externa, o
ânodo sofre corrosão em decorrência da oxidação, enquanto o cátodo é sujeito à redução. Esse
reator é chamado de monopolar (CRESPILHO e REZENDE, 2004). Nesta configuração, os
eletrodos podem ser conectados tanto em série quanto em paralelo, conforme demonstrado
nas Figuras 8 e 9, respectivamente.
Segundo MOLLAH et al. (2004), no arranjo em série, cuja resistência é maior do que
no arranjo em paralelo, é necessária uma maior diferença de potencial para uma mesma
corrente fluir em todos os eletrodos.
(a) (b)
Figura 8: (a) Reator em batelada com eletrodos monopolares conectados em série. (b) Diagrama elétrico do
arranjo monopolar em série. (KOBYA et al., 2007)
(a) (b)
Figura 9: (a) Reator em batelada com eletrodos monopolares conectados em paralelo. (b) Diagrama elétrico do
arranjo monopolar em paralelo. (KOBYA et al., 2007)
b) Reatores Bipolares
49
Em alguns casos podem existir eletrodos bipolares com celas em paralelo. Nesse caso,
os eletrodos de sacrifício são colocados entre os dois eletrodos em paralelo (chamados de
placas condutoras) sem qualquer conexão elétrica, como mostra a Figura 10. Só os dois
eletrodos monopolares são conectados à fonte de energia elétrica, sem interconexão entre os
eletrodos de sacrifício (CRESPILHO e REZENDE, 2004).
Esse arranjo de cela facilita sua manutenção durante o uso. Quando a corrente elétrica
atravessa dois eletrodos, os lados neutros da placa adquirem carga oposta à do eletrodo
monopolar. Os eletrodos de sacrifício são também conhecidos como eletrodos bipolares
(CRESPILHO e REZENDE, 2004)
(a) (b)
Figura 10: (a) Reator em batelada com eletrodos bipolares conectados em série, (b) Diagrama elétrico do arranjo
bipolar em série. (KOBYA et al. (2007))
2.5.7.3 Fatores que afetam o processo de eletrocoagulação.
Os sistemas de tratamento são controlados objetivando a eficiência de remoção dos
poluentes e os custos operacionais. São realizados testes iniciais em escala de laboratório, nos
quais o processo é testado e avaliado quanto à aplicação ao tratamento de efluentes
específicos. Nestes testes são considerados parâmetros tais como: materiais dos eletrodos;
distância entre os eletrodos; diferença de potencial aplicado, densidade de corrente; pH do
meio; temperatura e tempo de residência.
a) Densidade da corrente elétrica.
A corrente utilizada no sistema de eletroflotação determina a quantidade de íons de
Al³
+
ou Fe²
+
liberados pelos respectivos eletrodos. Para o alumínio, a massa eletroquímica
50
equivalente é de 335.6 mg A
-1
h
-1
. Para o ferro o valor é de 1041 mg A
-1
h
-1
. Uma grande
corrente elétrica aplicada significa uma pequena unidade de eletrocoagulação. Contudo,
quando uma corrente elétrica muito grande é utilizada, há uma grande chance de haver
desperdício de energia aquecendo demasiadamente a água. Para o sistema de eletrocoagulação
operar por um longo período de tempo, sem que haja manutenção, é sugerido que sua corrente
de densidade seja de 20-25A/m², a menos que hajam medidas para limpezas periódicas na
superfície dos eletrodos. A seleção das correntes de densidade deve ser realizada com base em
outros parâmetros operacionais, tais como pH, temperatura, bem como a taxa do fluxo para
garantir uma alta eficiência da corrente (CHEN, 2004).
b) Presença de NaCl
Geralmente o sal de cozinha é empregado para melhorar a condutividade da água ou
do efluente a ser tratado. Segundo Chen (2004), além de sua contribuição iônica no
carregamento da carga elétrica, íons de cloro podem reduzir significativamente o efeito
adverso de outros íons tais como HCO
3
-
, SO
4
²
-
. A existência de íons carbonato ou sulfato
levaria a precipitação de íons Ca²
+
e Mg²
+
formando uma camada de isolamento na superfície
dos eletrodos. Esta camada de isolamento aumentaria acentuadamente o potencial entre
eletrodos e resultaria em um significativo decréscimo na eficiência da corrente. Portanto, é
recomendado que entre os ânions presentes deve haver 20% de Cl
-
para garantir uma
operação normal da eletrocoagulação no tratamento da água. A adição de NaCl também
levaria a um decréscimo no consumo de energia devido ao aumento na condutividade. Além
disso, o cloro gerado eletroquimicamente mostrou-se eficiente nas desinfecções da água.
c) pH
Uma das maiores vantagens da EF é a sua capacidade de neutralizar o pH do efluente,
caso ele esteja acima ou abaixo de 7 (CRESPILHO e REZENDE, 2004).
O pH do efluente após o tratamento pelo processo de eletroflotação aumenta em um
efluente ácido e diminui em um efluente alcalino. O aumento do pH em condições ácidas é
atribuído a redução de hidrogênio no cátodo. Outras reações que participam do equilíbrio
deste processo são formação de Al(OH)
3
próximo ao ânodo, do oxigênio, a liberação de CO
2
(
através do borbulhamento do hidrogênio) e a formação de outros hidróxidos
insolúveis(CRESPILHO & REZENDE, 2004).
51
O desempenho do tratamento depende da natureza do poluente com a melhor remoção
de poluentes sendo encontrada com pH próximo a 7. O consumo de energia é, contudo, maior
em pH neutro devido a variação da condutividade. Quando a condutividade é alta, o efeito do
pH não é significativo.
d)Temperatura
Embora a eletrocoagulação seja uma técnica com mais de 100 anos, até o presente
momento há poucos estudos sobre o efeito que a temperatura exerce sobre o processo.
Visando o tratamento de água, alguns estudos realizados na antiga União Soviética mostraram
que a eficiência da corrente de Al aumenta inicialmente com temperatura até cerca de 60ºC,
onde foi verificada a máxima eficiência de corrente. Valores acima dessa temperatura
resultam em um decréscimo na eficiência de corrente (CHEN, 2004). Segundo Chen (2004)
altas temperaturas resultam em uma alta condutividade e, portanto um menor consumo de
energia.
e) Potência do reator
Ao aplicar uma diferença de potencial (ddp) entre dois eletrodos imersos em uma
solução eletrolítica, reações eletroquímicas de oxidação e redução começam a ocorrer no
ânodo e no cátodo, respectivamente. Tais reações podem ser governadas por fenômenos
associados à eletrólise, que, por sua vez, dependem da ddp aplicada. Por meio das leis
estabelecidas por Faraday, o consumo de elétrons é associado à quantidade total de
substâncias reagentes. Tal fato, na eletrocoagulação, está diretamente relacionado ao desgaste
do eletrodo (corrosão) no processo de geração do agente coagulante. Isso significa que a
geração de alumínio e ou ferro em solução está intimamente relacionada à carga, que, por sua
vez, pode ser controlada pela corrente obtida. Assim, a corrente medida por um multímetro
em um processo de eletrocoagulação é, a princípio, proporcional a quantidade de alumínio
e/ou ferro carregado gerado em solução (CRESPILHO e REZENDE, 2004).
f) Distância entre eletrodos
Quanto maior à distância entre os eletrodos, maior deverá ser a ddp aplicada, pois a
solução possui resistividade à passagem de corrente elétrica. Assim, de acordo com as
52
características do efluente, a distância entre os eletrodos pode variar para melhor eficiência do
processo. Por exemplo, distâncias maiores poderão ser impostas quando a condutividade do
efluente for relativamente elevada; caso contrário, a distância deverá ser a menor possível
para que não ocorra aumento exagerado da potência (CRESPILHO e REZENDE, 2004).
g) Passivação e polarização dos eletrodos
Quando a superfície do eletrodo do metal está em contato com o ar, ocorre sobre sua
superfície a formação de um filme muito fino de óxido que faz com que o eletrodo não sofra
corrosão facilmente. Essa camada de óxido pode ser chamada de filme passivo. Durante a
eletrólise, na região próxima ao catodo há excesso de OH
-
, fazendo com que a superfície seja
atacada por esses ânions e promovendo a formação de um filme passivo. Uma vez formado o
filme passivo, o processo de eletroflotação pode estar comprometido pela perda de eficiência
em decorrência do aumento da resistividade do eletrodo (MOLLAH, 2001).
h) Inversão de polaridade
Com inversão de polaridade, o eletrodo, que se comporta como catodo por
determinado tempo, passa a se comportar como anodo após a inversão de polaridade. Tal
inversão diminui a passivação, aumentando a vida útil do eletrodo em até duas vezes e, ao
mesmo tempo diminuindo a resistividade do sistema (MOLLAH, 2001). Diante disto, a
intensidade da corrente elétrica no reator não decai rapidamente e o eletrodo passa a liberar
mais íons alumínio e/ou ferro na solução e a formar maior quantidade de grupos hidroxila,
aumentando o pH e a eficiência de remoção dos poluentes.
2.5.7.4 Vantagens e Desvantagens da Eletrocoagulação.
a) Vantagens do Processo
De acordo com Mollah et al. (2001), as principais vantagens da EC são:
1. A eletrocoagulção requer um equipamento simples e de fácil operação onde a corrente e o
potencial podem ser monitorados de maneira automatizada.
2. O efluente tratado através da eletrocoagulação gera uma água palatável, limpa, sem cor e
odor.
53
3. O lodo formado pela eletrocoagulção tende a ser prontamente estabilizado, porque ele é
composto principalmente de óxidos e hidróxidos metálicos. Além disso, esta é uma técnica
com baixa produção de lodo.
4. Os flocos formados pela eletrocoagulação são similares aos flocos químicos, exceto que os
flocos tendem a ser muito maiores, contém menos água aderida, são resistentes a ácidos e
mais estáveis, e, portanto, podem ser separados mais rapidamente através da filtração.
5. A eletrocoagulação produz um efluente com um conteúdo de sólidos totais dissolvidos
menor quando comparado com os tratamentos químicos. Se esta água for reusada, o baixo
nível de sólidos totais dissolvidos contribui para um baixo custo de recuperação desta água.
6. O processo de eletrocoagulação remove as partículas coloidais menores, pois o campo
elétrico aplicado promove mais rapidamente o contato entre elas, facilitando a coagulação.
7. O processo de eletrocoagulação limita o uso de substâncias químicas, minimizando
conseqüentemente, o impacto negativo causado pelo excesso de xenobióticos lançados no
meio ambiente, fato que acontece quando a coagulação química é empregada no tratamento
de efluentes.
8. As bolhas de gás produzidas durante a eletrólise podem levar o poluente ao topo da
solução, onde ele pode ser concentrado e removido mais facilmente, por flotação.
9. A cela eletrolítica da EC é eletricamente controlada não necessitando de acessórios
secundários, o que requer menos manutenção.
10. A técnica de EC pode ser usada convenientemente em áreas rurais onde a eletricidade não
é disponível, desde que um painel solar seja acoplado à unidade.
b) Desvantagens do Processo
Segundo Mollah et al. (2001), as principais desvantagens da EC são:
1. Os ânodos de sacrifício são dissolvidos no fluxo do efluente como um resultado da
oxidação e precisam ser regularmente substituídos.
2. O uso da eletricidade pode ser caro em muitos lugares.
3. Um filme de óxido impermeável pode ser formado no cátodo levando a uma perda da
eficiência na unidade e EC.
4. É requerida uma alta condutividade do efluente.
5. Hidróxidos gelatinosos podem tender a se solubilizar em alguns casos.
54
2.6 Ecotoxicologia
Devido aos novos hábitos da vida moderna, em diversos tipos de atividades, muitos
compostos químicos contaminam o meio ambiente todos os dias, integrando os mais variados
segmentos produtivos da sociedade: industrial, saúde, lazer, educação, segurança, prestação
de serviços, entre outros. A entrada destas substâncias químicas nos corpos hídricos, através
de efluentes gerados nestes diferentes setores da sociedade, provoca modificações do estado
químico e biológico das águas, prejudicando assim o fornecimento de água limpa.
O controle da qualidade da água integra a análise do meio ambiente, que é efetuada de
duas formas distintas, embora complementares. Uma é a análise química, responsável pela
identificação e quantificação de substâncias, a outra é a análise biológica, cuja importância
está crescendo cada vez mais e que se ocupa com o efeito produzido por estas substâncias
(KNIE, 1998).
De acordo com Girotti et a.l (2008), um aumento crescente da necessidade na busca de
instrumentos eficazes de avaliar os riscos derivados pelo grande número de compostos
orgânicos e inorgânicos de substâncias nocivas, tanto de origem natural e liberados no
ambiente pelas atividades humanas, tem levado ao desenvolvimento de detectores muito
sensíveis de diversas substâncias nocivas.
Tradicionalmente, a avaliação do impacto dos poluentes lançados no meio ambiente
através das atividades humanas tem sido utilizando-se parâmetros químicos ou físicos.
Técnicas de HPLC ou gás de MS têm sido amplamente utilizadas. Porém existem limitações
pertinentes ao seu uso, tais como: os elevados custos, longos períodos de análise, a exigência
de um operador experiente, informações limitadas quanto à concentração dos poluentes, e
nenhuma informação sobre sua toxicidade (GIROTTI et al., 2008).
Para Hernando et al. (2005), o controle de qualidade das águas residuárias com base
em medidas de parâmetros globais, como o carbono orgânico total (COT) ou a detecção de
poluentes específicos, não é suficiente para avaliar o risco ambiental. Segundo ele, estas
técnicas não apresentam medidas reais dos efeitos tóxicos sobre o ecossistema aquático, uma
vez que a toxicidade é uma resposta biológica. Por isso, instrumentos eficazes para a
avaliação dos efeitos negativos sobre os organismos vivos tornam-se uma necessidade.
A utilização de ensaios biológicos pode fornecer uma medida direta e adequada de
toxicidade para complementar as medidas físico-químicas de qualidade das águas residuárias
(HERNANDO et al., 2005).
55
Para superar essas limitações, foram introduzidas as análises biológicas. Estas análises
são importantes em virtude da complexidade do ambiente natural, em termos de organismos e
das diferenças no estado fisiológico, e, devido à necessidade de estabelecer relações causa /
efeito entre a concentração de poluentes e os conseqüentes danos ambientais, bem como para
medir o possível efeito sinérgico de complexas misturas de produtos químicos (GIROTTI et
al., 2008).
Segundo Lobo e Callegaro (2000), os métodos biológicos de monitoramento de
qualidade da água oferecem a vantagem de oferecer informações de efeitos ambientais
prolongados, isto é, são capazes de refletir estados não mais existentes no momento da
verificação, porém originados a partir do processo de maturação da comunidade.
No âmbito das análises biológicas, as análises limnológicas fornecem informações
sobre transformações de ecossistemas aquáticos à longo prazo, ao passo que testes
ecotoxicológicos revelam efeitos agudos ou crônicos produzidos por substâncias em
organismos-teste (KNIE, 1998).
O termo ecotoxicologia foi sugerido pela primeira vez em junho de 1969 durante uma
reunião do Committee of the International Council of Scientific Unions (ICSU), em
Estocolmo, pelo toxicologista francês René Truhaut (ZAGATTO e BERTOLETTI, 2006).
De acordo com a Sociedade Brasileira de Ecotoxicologia – SETAC, a Ecotoxicologia
é a ciência que tem como princípio básico o estudo dos efeitos dos agentes físicos, químicos e
biológicos sobre os organismos vivos, particularmente sobre populações e comunidades em
seus ecossistemas, incluindo as formas de transporte, distribuição, transformação, interações e
destino final desses agentes nos diferentes compartimentos do ambiente (SETAC Brasil,
2006).
Segundo Newman (2003), a ecotoxicologia é uma ciência estabelecida a partir de
muitas disciplinas. Envolve uma série de áreas de pesquisa em que os mecanismos
observados, nos ecossistemas, são resultantes de combinações de um infinito número de
processos, os quais podem ser observados desde os níveis de estrutura atômica e molecular até
os níveis mais altos de integração biológica (AZEVEDO e CHASIN, 2003).
Para Truhaut (1977) apud Newman (2003), a ecotoxicologia pode ser definida como o
ramo da toxicologia relacionado com o estudo dos efeitos tóxicos, causados por poluentes
sintéticos e naturais aos constituintes dos ecossistemas – animais (incluindo o homem),
vegetais e microrganismos – em um contexto integrado.
Forbes e Forbes (1994) apud Newman (2003) definem a ecotoxicologia como o campo
de estudo, o qual integra os efeitos ecológicos e toxicológicos dos poluentes químicos sobre
56
as populações, comunidades e ecossistemas com o destino (transporte, transformação e
avaria) de tais poluentes no meio ambiente.
Segundo Bohrer (1995), a ecotoxicologia é a moderna ciência que estuda o impacto
potencialmente deletério de substâncias ou compostos químicos que constituem poluentes
ambientais sobre os organismos vivos.
Para Knie e Lopes (2004), a análise ecotoxicológica tem por finalidade saber se, e em
qual grandeza, as substâncias químicas, isoladas ou em formas de misturas, são nocivas, e
como e onde se manifestam seus efeitos. A ecotoxicologia revela, através de ensaios com
matéria viva, efeitos agudos ou crônicos, produzidos por substâncias químicas.
Na ecotoxicologia, ao enfocar especificamente os efeitos, reporta-se àqueles
evidenciados por testes de toxicidade que visam predizer o impacto de determinado
xenobiótico ao meio ambiente nos estudo de ecotoxicidade, avaliam-se os efeitos causados ao
organismo-teste, por meio da exposição de organismos representativos do ambiente às várias
concentrações do efluente ou da substância potencialmente tóxica a ser testada, por período
determinado (AZEVEDO e CHASIN, 2003).
São avaliados os efeitos agudos, onde se observa letalidade e imobilidade, e os efeitos
crônicos, em que se observam alterações no crescimento, reprodução e sobrevivência.
Segundo Azevedo e Chasin (2003), a ecotoxicologia auxilia a tomada de decisões para
intervenções instantâneas ou para formulação de políticas públicas com vistas à proteção da
saúde humana e do meio ambiente.
Conforme Zagatto (2006), a caracterização físico-química complementada pelas
análises toxicológicas de efluentes líquidos, tanto industriais como domésticos, e de agentes
químicos é um procedimento de prevenção à poluição e tem por objetivo final estabelecer
limites máximos permissíveis para a proteção da vida aquática. Esses limites, conhecidos
como critérios e/ou padrões de emissão de efluentes líquidos e de qualidade das águas, são
utilizados mundialmente como valores de referência para o monitoramento ambiental.
Zagatto (2006) salienta ainda que os testes de toxicidade aguda e crônica com
organismos aquáticos constituem-se em ferramenta necessária para esta caracterização, tanto
na avaliação do potencial de riscos como no estabelecimento desses limites máximos
permissíveis.
2.6.1 Principais organismos utilizados nos testes ecotoxicológicos
57
Conforme Knie (1998), os seres vivos respondem a todas as intervenções e
perturbações diretas e indiretas, causadas por substâncias nocivas, com reações específicas em
cada espécie. Em muitos organismos tais reações são nitidamente visíveis ou bem
mensuráveis. Isso levou ao desenvolvimento de procedimentos técnicos e metodológicos a
fim de facilitar e padronizar as medidas de detecção de reações.
Como não existe nenhum organismo, que seja igualmente sensível a todas as
substâncias que podem potencialmente estar contidas na água, - mais de 11 milhões estão
registradas junto ao Chemical Abstracts Service (CAS) - recorre-se a espécies dos diferentes
níveis tróficos, às quais pertencem genericamente representantes das bactérias, algas,
microcrustáceos e peixes. Somente pode-se detectar os efeitos de toda a gama de substâncias
tóxicas, por meio de uma bateria de testes que inclui várias espécies. Nesse sentido, a análise
ecotoxicológica se assemelha à análise química, que recorre a uma multiplicidade de
equipamentos e métodos para medir as diversas substâncias (KNIE, 1998).
No decorrer da evolução dos testes ecotoxicológicos, que se estendeu por várias
décadas, cristalizaram-se alguns bioensaios que hoje são parte integrante de qualquer
laboratório ecotoxicológico. Na Tabela 4 apresenta-se uma lista de algumas espécies mais
usadas em testes de toxicidade e que representam diferentes níveis tróficos.
58
Tabela 4: Principais organismos utilizados nos testes ecotoxicológicos. Fonte:
Zagatto et al. (2006)
Grupo Taxonômico Espécies
Algas de água doce Chlorella vulgaris, Scenedesmus quadricauda,
Pseudokirchneriella subcapitata, Scenedesmus
subspicatus
Algas de água marinha Phaeodactylum tricornutum, Asterionella japonica,
Dunaliella tertiolecta, Champia parvula
Microcrustáceos de água
doce
Daphnia magna, Daphnia similis, Ceriodaphnia
dubia, Hyadella azteca, Hyadella meinerti
Microcrustáceos de água
marinha
Mysidopsis bahia, Mysidopsis juniae, Leptocheirus
plumulosus, Tiburonella viscana, Artemia salina
Moluscos de água
marinha
Mytilus edulis, Crassostrea rhizophorae
Equinodermos Arbacia lixula, Arbacia punctulata, Litechinus
variegatus
Peixes de água doce Danio rerio, Pimephales promelas, Poecilia reticulata,
Oncorhynchus mykiss, Lepomis macrochirus
Peixes de água marinha Menidia beryllina, Menidia menidia, Cyprinodon
variegatus
Insetos de água doce Chironomus sp., Hexagenia sp.
Bactérias de água doce Spirillum volutans, Pseudomonas fluorescens
Bactérias de água
marinha
Vibrio fischeri (Photobacterium phosphoreum)
2.6.2Aplicações dos testes ecotoxicológicos
Segundo Norma DIN 38412 (1994), os testes de toxicidade têm as seguintes
aplicações (Saar, s.d.):
- determinação da toxicidade de várias substâncias ou de misturas destas;
- comparação da sensibilidade específica de vários organismos aos mesmos poluentes;
- determinação dos efeitos estimulantes ou inibidores (tróficos) de diferentes substâncias e
efluentes;
59
- avaliação da bioacumulação de substâncias;
- avaliação da biodegradação de substâncias e de efluentes;
- hierarquização de poluentes ou fontes de poluição prioritárias;
- inspeção do funcionamento e da detoxificação produzida por estações de tratamento de
efluentes;
- avaliação dos efeitos de efluentes e de seus constituintes sobre as estações de tratamento de
esgotos e dos corpos receptores;
- monitoramento da qualidade das águas;
- investigação de descargas de efluentes;
- especificação de padrões técnicos para tratamento de efluentes;
- cálculo de impostos para efluentes, de acordo com seu efeito tóxico;
- avaliação de eluatos de materiais sólidos.
2.6.3 Vantagens da utilização do monitoramento ecotoxicológico
O monitoramento usual, realizado através de parâmetros físicos e químicos, ao ser
complementado pelo monitoramento de caráter ecotoxicológico, permite avaliar amplamente
corpos d’água complexos, uma vez que o resultado do teste ecotoxicológico baseia-se na
resposta da biota ao conjunto de substâncias que compõe o meio aquático (BRENTANO e
LOBO, 2003).
Os bioensaios indicam integralmente o efeito produzido por todas as substâncias
existentes na água, quer dizer, também das que surgem como substâncias novas a partir de
interações de substâncias e não são detectadas pela análise química. De qualquer modo, esta
última está estreitamente limitada pelo número praticamente infinito de compostos. Das
estimadas 30 a 100 mil substâncias que ocorrem unicamente em águas correntes mediana a
muito poluídas, os laboratórios bem equipados medem nas suas análises rotineiras, quando
muito, 250 a 300 substâncias (KNIE, 1998).
Para Knie (1998), os bioensaios conferem à análise do meio ambiente uma nova
qualidade, devido à informação sobre os efeitos, e não apenas complementam a análise
química, conforme se aprecia dizer. Na legislação alemã de gerenciamento dos recursos
hídricos esse fato é levado em conta, por exemplo, na Lei das Taxas sobre Efluentes e nas
Portarias Administrativas decorrentes da Lei do Balanço Hídrico. Assim o valor da taxa sobre
os efluentes é calculado, entre outros fatores, de acordo com o grau de toxicidade do efluente
60
para peixes. Para a emissão de efluentes de determinados ramos industriais foram definidos
limites máximos referentes à nocividade para peixes, dáfnias, algas e fotobactérias.
De acordo com Azevedo e Chasin (2003), o conhecimento ecotoxicológico obtido por
método apropriado permitirá: 1. avaliar a extensão do risco, do que decorrerá a definição dos
limites e padrões de qualidade, envolvendo um ou mais compartimentos ambientais (ar, solo,
água e sistemas biológicos); 2. estipular metodologias de vigilância e rastreamento da
presença dos tóxicos nos compartimentos, possibilitando, por meio da aplicação dos
ensinamentos de ecotoxicinética, prever a mobilização, a acumulação e a biomagnificação
desses agentes; e 3. orientar a prática de medidas de remediação no que concerne a sua
pertinência, eficiência e eficácia. Por tudo isso, facilmente se percebe que a conexão da
Ecotoxicologia com as Ciências do Ambiente, vai muito além das expectativas, adentrando de
forma vigorosa o próprio campo das Ciências da Saúde.
Para Zagatto e Bertoletti (2006), a ecotoxicologia comporta aspectos fundamentais de
outras dsiciplinas e também de um amplo campo de aplicação. Assim, a ecotoxicologia
permite avaliar os danos ocorridos nos diversos ecossistemas após contaminação e também
prever impactos futuros, quando da comercialização de produtos químicos e/ou lançamentos
de despejos num determinado ambiente.
Conforme Newman (2003), a ecotoxicologia pode trazer grandes contribuições na
redução da freqüência e da intensidade de surpresas ambientais através: 1. da determinação de
limites ecológicos críticos; 2. do desenvolvimento de sistemas de monitoramento para
verificar se as condições de controle previamente estabelecidas estão sendo cumpridas; 3. do
estabelecimento de protocolos para a proteção e acumulação do capital natural; 4. do
fornecimento de diretrizes para implementação de princípios de precaução; 5. do
desenvolvimento de diretrizes para os resíduos antropogênicos que contribuem para a saúde
ambiental; 6. do fornecimento de respostas a mudanças ambientais com rápidas medidas de
remediação para a restauração ecológica quando evidências indicarem que um importante
limite ecológico for ultrapassado.
Segundo Knie (1998), vistos em perspectiva globalizante, os testes ecotoxicológicos
oferecem certas vantagens no confronto com a análise química:
* Os testes básicos clássicos podem ser efetuados conforme as normas, com recursos simples,
mesmo se hoje, em muitos laboratórios, técnicas altamente desenvolvidas e apoiadas por
sistemas de processamento de dados, facilitam a realização. Os resultados são idênticos;
* Em geral, os organismos-teste estão sempre disponíveis, pois podem ser criados no
laboratório;
61
* Os testes podem ser realizados rapidamente e a custos baixos;
* O resultado do teste não se restringe seletivamente a substâncias individuais, mas qualifica
todo o corpo hídrico.
* Não existe nenhuma alternativa para a avaliação do potencial de risco de substâncias
químicas.
* Em virtude de normas nacionais ou internacionais, os testes são reconhecidos pelos
tribunais competentes.
Neste sentido têm-se os ensaios ecotoxicológicos como indispensáveis na avaliação de
efluentes complexos, contribuindo na busca de medidas mitigadoras e possibilitando não
apenas a minimização do impacto ambiental causado por efluentes tóxicos, mas também a
garantia da manutenção da vida aquática.
2.6.4 Métodos ecotoxicológicos
Os bioensaios mais importantes aplicados na atualidade foram normatizados
internacionalmente pela International Standardization Organisation (ISO) ou estão em
processo de normatização. Isso assegura a aplicação unitária dos métodos-teste em escala
mundial e, conseqüentemente, resultados comparáveis. Essa circunstância se reveste da maior
importância, pois ocorrem sempre tentativas a nível nacional ou mesmo local para utilizar
espécies domésticas ou mesmo endêmicas, isto é, de utilizar espécies localmente isoladas em
escala mundial. Aduz-se a título de fundamentação que somente os representantes dos
ecossistemas “domésticos” podem detectar os danos sofridos pelos mesmos.
Os métodos de testes de toxicidade aquática podem ser categorizados de acordo com o
tempo de exposição, situação de teste, efeitos a serem avaliados e organismos a serem
testados (BRENTANO, 2006).
Segundo a NBR 12.713, ABNT, 2003a, geralmente os princípios de avaliação toxicológica
ambiental consistem na exposição de organismos-teste a várias diluições da amostra a ser
testada, por um período determinado de tempo (NBR 12.713) (ABNT, 2003a). De acordo
com Knie e Lopes (2004) os testes ecotoxicológicos, com base no tempo de exposição podem
ser divididos em: testes de toxicidade aguda, testes crônicos ou subletais.
Nos testes de toxicidade aguda, realizados em um curto período de tempo (períodos de
exposição 24-48h), os efeitos avaliados são mortalidade, no caso de peixes; imobilidade, no
caso de invertebrados; e crescimento, no caso de algas. O resultado é expresso em
Concentração Efetiva Mediana - CE(I)50, ou seja, a concentração na qual 50% da população
62
exposta sobrevive à amostra a qual foi exposta no período de tempo determinado. Em geral, é
o primeiro estudo realizado sobre uma substância quando não há nenhuma noção ou somente
noções teóricas, muito restritas, sobre a substância a ser estudada (FLOHR, 2007).
O objetivo deste teste é determinar a concentração do material (substância química ou
efluente) que produz um efeito deletério na população exposta durante um curto período de
tempo sob condições controladas (BRENTANO, 2006).
Já os testes crônicos permitem avaliar os possíveis efeitos adversos de uma amostra sob
condições de longo tempo de exposição a concentrações subletais (BRENTANO, 2006). O
teste crônico expõe o organismo-teste ao agente potencialmente tóxico durante todo seu ciclo
de vida, incluindo estágios sensíveis como juventude, crescimento, maturidade sexual e
reprodução. O teste crônico é importante e complementar ao teste agudo, pois a ausência de
efeito agudo não caracteriza ausência de efeito sobre a biota.
Avaliam-se efeitos como desenvolvimento e reprodução. O resultado é expresso em
Concentração de Efeito Não Observado - CENO, sendo esta a mais alta concentração do
agente testada que não provoca efeito quando comparada com o controle; e em Concentração
de Efeito Observado - CEO, a mais baixa concentração que causa efeito significativo sobre a
população quando comparada ao controle.
E, finalmente, os testes de curta duração ou sub-letais são desenvolvidos focando os
estágios mais sensíveis da vida do organismo, contudo não cobrem todo o ciclo ontogênico do
mesmo.
2.6.5 Ensaios Ecotoxicológicos com Daphnia magna
A seleção de um organismo-teste para a realização de ensaios ecotoxicológicos deve
ser realizada com base em alguns critérios. Dentre os principais, conforme Knie e Lopes
(2004) podem ser citados: a disponibilidade do organismo-teste no ambiente; a sensibilidade a
um amplo espectro de substâncias; a reprodutibilidade inequívoca dos testes submetidos às
mesmas condições; a padronizabilidade, permitindo o mesmo procedimento em outros
laboratórios, com resultados comparáveis; a praticabilidade de execução dos testes; a rapidez
dos testes, buscando resultados no menor tempo possível e a justificabilidade perante normas
e legislações existentes.
Dentre as espécies que atendem tais critérios, que é amplamente utilizada
internacionalmente e cuja metodologia de cultivo e teste é normatizada em vários países, cita-
se o microcrustáceo Daphnia magna Straus, 1820 (Figura 11).
63
Figura 11: Organismo-teste Daphnia magna com 24h de idade (40X) (BRENTANO, 2006).
Segundo Knie & Lopes (2004), a escolha da Daphnia magna como organismo teste
fundamenta-se principalmente nos seguintes critérios:
- os descendentes são geneticamente idênticos, o que assegura certa uniformidade de respostas
nos ensaios;
- a cultura em laboratório sob condições controladas é fácil e sem grandes dispêndios;
- o ciclo de vida e de reprodução é suficientemente curto, o que permite usar as dáfnias
também em testes crônicos;
- a Daphnia magna é internacionalmente reconhecida como organismo-teste e vem sendo
utilizada há décadas em laboratórios ecotoxicológicos.
Finkler (2002) cita que o organismo-teste Daphnia magna é utilizado em teste de
toxicidade desde a década de 40 e nos últimos 20 anos tem sido utilizado em testes de
toxicidade agudos e crônicos, regulatórios e em pesquisa básica de ecotoxicologia.
Daphnia magna é um microcrustáceo de água doce facilmente encontrado no
hemisfério norte, que pode sobreviver em águas com dureza maior que 150 mg L
-1
(CaCO
3
), e
com oxigênio dissolvido menor que 4 mg L
-1
(EPA, 2002). As dáfnias sobrevivem em
ambientes com pH da água entre 6.5 e 9.5, mas o pH ótimo fica entre 7.2 e 8.5.
64
Segundo Ruppert e Barnes (1996), a Daphnia magna é classificada taxonomicamente
no filo Arthropoda, subfilo Crustacea, classe Branchiopoda, ordem Diplostraca, subordem
Cladocera, família Daphnidae. Dentre os microcrustáceos, Daphnia magna é comumente
chamada de pulgão d’água, e como parte do zooplâncton, ocupa uma importante posição nas
cadeias alimentares aquáticas.
Para realização de testes agudos com Daphnia magna, dentre a normatização
internacional, cita-se a existência de duas normas: a americana estabelecida pela
"International Standard Organization" - ISO 6341 (ISO, 1996) e a alemã desenvolvida pelo
"Deutsches Institut für Normung" - DIN 38412 (DIN, 1989). No Brasil, a Associação
Brasileira de Normas Técnicas – ABNT normatizou o uso da espécie através da NBR 12.713
(ABNT, 2003a).
Fazendo uma revisão menos restritiva, encontram-se protocolos definidos por órgãos
internacionais e nacionais para Cladóceros em geral. É o caso do protocolo da "Environmental
Protection Agency" - EPA – que estabeleceu um método, o 1002.0 (EPA, 2002a) para
Ceriodaphnia dubia.
No Brasil, ABNT desenvolveu a NBR 13.373 (ABNT, 2003b). Este norma refere-se a
testes com o organismo Ceriodaphnia spp. O teste é realizado em 7 dias, com fluxo
semiestático e avalia a reprodução do organismo. O teste é desenvolvido para estabelecimento
da CEO e CENO.
2.6.6 Legislação relacionada à toxicidade
Ao nível nacional é escassa a existência de leis e resoluções referentes à toxicidade.
Dentre as principais podem ser citadas a Resolução CONAMA 357/05 e a Lei Federal de
Recursos Hídricos 9.433/97.
A Resolução CONAMA 357/05 contempla a realização de testes crônicos para a
classificação dos corpos de água e para o seu enquadramento, bem como estabelece as
condições e padrões de lançamento de efluentes (CONAMA, 2005) Para fins de interpretação
da resolução, efeito tóxico crônico é definido como efeito deletério aos organismos vivos
causado por agentes físicos ou químicos que afetam uma ou várias funções biológicas dos
organismos, tais como a reprodução, o crescimento e o comportamento, em um período de
exposição que pode abranger a totalidade seu ciclo de vida ou parte dele (BRASIL, 2005).
A Lei Federal de Recursos Hídricos 9.433/97, que institui a Política Nacional de
Recursos Hídricos e cria o Sistema Nacional de Gerenciamento de Recursos Hídricos,
65
descreve em seu Art. 21: “Na fixação dos valores a serem cobrados pelo uso dos recursos
hídricos devem ser observados, nos lançamentos de esgotos e demais resíduos líquidos ou
gasosos, o volume lançado e seu regime de variação e as características físico-químicas,
biológicas e de toxidade do afluente” (BRASIL, 1997).
Em relação à legislação estadual, a RESOLUÇÃO CONSEMA N º 129/2006 dispõe
sobre a definição de Critérios e Padrões de Emissão para Toxicidade de Efluentes Líquidos
lançados em águas superficiais do Estado do Rio Grande do Sul. Em seu 9º artigo a referida
resolução estabelece padrões de emissão de toxicidade para efluentes líquidos de fontes
poluidoras já existentes, sendo que o efluente não deve apresentar toxicidade aguda ou
crônica, expressa em fator de toxicidade, em ensaios de toxicidade para organismos teste de
pelo menos três diferentes níveis tróficos. A mesma resolução também faz menção ao
estabelecimento de prazos para eliminação de características genotóxicas de determinados
efluentes.
2.6.7 Ensaios ecotoxicológicos relacionados aos efluentes hospitalares
Em função das várias matrizes de composição, torna-se necessário uma otimização do
gerenciamento e um tratamento adequado dos efluentes gerados nas instituições hospitalares.
Segundo
Panouillères et al. (2007), o primeiro passo deste gerenciamento otimizado envolve a
caracterização profunda destes efluentes.
Um estudo, citado por Emmanuel et al. (2005), realizado pela Agência de Proteção
Ambiental dos Estados Unidos (U.S E.P.A., 1989) detectou a presença de 400 poluentes
considerados tóxicos e perigosos nas águas residuárias hospitalares.
Panouillères et al. (2007) afirmam que grande parte dos elementos tóxicos presentes
neste efluentes está diretamente relacionada as atividades médicas:
- desinfetantes e antisépticos amplamente usados para melhorar a higiene e para evitar os
riscos de infecções nosocomiais;
- micróbios patogênicos (muitos deles cepas multi resistentes de bactérias devido ao uso
intensivo de antibióticos) obviamente presentes devido à natureza da função do hospital;
- drogas mais ou menos metabolizadas descartadas pelos pacientes;
- metais pesados tais como prata (departamento de radiologia),
- radio-elementos, injetados ou administrados oralmente a pacientes para estudos médicos
nucleares e descartados na urina.
66
Adicionalmente a estes elementos específicos das atividades médicas, os hospitais
descartam efluentes com características semelhantes aos de origem doméstica. Estes efluentes
contem em particular, detergentes amplamente empregados para fins de limpeza e, portanto,
presentes em grandes quantidades nos efluentes. Eles também podem conter traços de metais
pesados, tais como chumbo, zinco e cobre do escoamento da água da chuva, por vezes
canalizado para a rede de esgoto hospitalar.
Conforme Emmanuel et al. (2004), os efluentes hospitalares podem ser considerados
misturas complexas pelas quais os detergentes e os desinfetantes são as principais fontes de
toxicidade. Dentro da mistura há três tipos de efeitos que são referenciados: aditividade,
sinergismo e antagonismo.
Diante dessa complexidade, visando à otimização do gerenciamento, observa-se a
necessidade de uma caracterização profunda dos efluentes hospitalares, baseada não apenas
em parâmetros físico-químicos e microbiológicos, mas sim acompanhada de estudos de
toxicidade. Atualmente, na literatura são encontrados diversos casos envolvendo ensaios
ecotoxicológicos.
Boilot et al. (2008) realizaram ensaios com três diferentes organismos-teste para
avaliar os impactos dos efluentes hospitalares sobre ecossistemas aquáticos: a inibição da
luminescência da bactéria Vibrio fischeri (Microtox), a inibição da mobilidade da Daphnia
magna e a inibição do crescimento populacional da alga verde unicelular P. subcapitata. Os
ensaios foram realizados e repetidos em efluentes coletados em diferentes horários Esse
estudo demonstrou as variações toxicológicas que os efluentes sofriam em função do período
do dia e em função das atividades hospitalares (mudança de turno, atividades de limpeza,
finalização das atividades a noite, etc.).
Panouillères et al. (2007) avaliaram a toxicidade dos efeitos combinados do ácido
peracético e de surfactantes presentes nos efluentes hospitalares utilizando ensaios
ecotoxicológicos utilizando Daphnia magna. Segundo os autores, a maioria das interações
entre estes compostos tem caráter aditivo sobre os organismos vivos.
No México, um estudo realizado em três hospitais por Navarro et al. (1997)
demonstrou que dois destes hospitais apresentaram-se como muito tóxicos para bioensaios
realizados com Daphnia magna.
Também utilizando ensaios com Daphnia magna, Jolibois et al. (2002) realizaram
estudos avaliando a toxicidade do glutaraldeído presente nos efluentes de um hospital francês.
Emmanuel et al. (2004) avaliaram a toxicidade do hipoclorito de sódio, utilizado no
processo de desinfecção das unidades hospitalares. O hipoclorito de sódio apresentou
67
consideráveis níveis de toxicidade aguda em relação à fotobactéria Vibrio fischeri e a
Daphnia magna.
Buscando avaliar a eficiência do tratamento proposto para um efluente hospitalar
combinando um tanque séptico com a reação de Fenton, Berto et al. (2009) observaram uma
considerável redução da toxicidade em relação a ensaios realizados com Scenedesmus
subspicatus e Daphnia magna.
68
3. METODOLOGIA
O desenvolvimento do presente trabalho encontra-se dividido em distintas etapas que
englobam a descrição do local de estudo, a descrição do processo gerador de efluentes, a
realização de análises químicas, físicas, microbiológicas e ecotoxicológicas dos efluentes e o
tratamento destes efluentes através da utilização de métodos eletroquímicos visando
principalmente a detoxificação dos mesmos.
3.1 Descrição da área de estudo
As etapas iniciais do trabalho consistiram de visitas realizadas ao Hospital, com o
intuito de obter informações gerais acerca dos distintos setores, bem como informações
específicas relacionadas ao local de estudo, a lavanderia hospitalar.
3.2 Fonte e coleta de dados
Os dados empregados neste estudo são primários, coletados pelo autor deste trabalho.
Constituem-se de dados de observação direta do ambiente, produzidos durante as visitas
realizadas ao hospital selecionado bem como através de um questionário aplicado ao
funcionário responsável pelo gerenciamento das atividades desenvolvidas na lavanderia do
hospital em questão.
A caracterização da lavanderia hospitalar envolveu o levantamento do perfil das
atividades desenvolvidas; consumo de água e dos principais insumos associados ao processo
de lavagem de roupas; quantidade média de roupa lavada diariamente; composição da equipe
de funcionários da lavanderia, além do período e da jornada diária de trabalho.
3.3 Coleta das Amostras
As amostras utilizadas neste estudo foram coletadas diretamente na área de saída do
efluente de uma das máquinas de lavar (modelo da marca INEQUIL), cujo funcionamento
ainda é manual, antes do seu descarte na fossa séptica da unidade hospitalar conforme ilustra
a Figura 12.
69
A classificação das roupas no processo de lavagem foi efetuada através da
classificação atribuída no próprio hospital, considerando-se o grau de contaminação entre
pesado e leve. Ademais, foram obtidas informações sobre os dias da semana que geravam a
maior quantidade de roupas com alto grau de sujidade e de contaminação.
Figura 12: Local de coleta das amostras na máquina manual Fonte: Autor
Dessa forma, visando à obtenção dos efluentes mais críticos descartados pelo processo
de lavagem, foram realizadas coletas de amostras com grau de contaminação pesada, sempre
as quintas e sextas-feiras.
As amostras foram coletadas no local apropriado sob normas de higiene e segurança,
de acordo com o APHA/AWWA (2005), acondicionadas e preservadas adequadamente e,
após, transferidas para os laboratórios da Universidade de Santa Cruz do Sul - UNISC.
3.4 Metodologia Analítica
3.4.1 Caracterização do Efluente
Após a coleta das amostras, iniciou-se a etapa de caracterização do efluente. As
análises das amostras foram realizadas no Laboratório de Tecnologia e Tratamento de Águas
e Efluentes (LATTAE), no Laboratório do Curso de Engenharia Ambiental, no Laboratório de
Ecotoxicologia e na Central Analítica da Universidade de Santa Cruz do Sul (UNISC). A
70
Figura 13 apresenta o fluxograma das atividades desenvolvidas durante a metodologia
analítica. Já a Tabela 5 fornece um resumo dos métodos analíticos empregados.
Figura 13: Fluxograma da metodologia analítica empregada na caracterização do efluente.
Tabela 5: Métodos analíticos utilizados na caracterização dos efluentes da lavanderia.
Tipos de Análise Método Princípios
DQO Refluxo Fechado Espectrofotométrico
DBO
5
Sensor Manométrico
Diferença de pressão do diafragma
localizado na tampa dos frascos.
Turbidez Método Ótico Turbidimetria
Fósforo Total Método Espectrofotométrico Conversão total em fosfato
NTK Kjedhal
Destilação/Absorção com H
3
BO
3
e
Titulação
pH Eletroquímico Potenciométrico
Cor Absorciométrica
(λ600 nm)
Absorciometria Espectrofotometria
Condutividade Condutimetria Eletroquímico
Coliformes
Termotolerantes
Tubos Múltiplos
Princípio de Diluição para
Extinção/Equação de Thompson
Caracterização
do Efluente
LATTAE
Lab. Engenharia
Ambiental
Laboratório de
Ecotoxicologia
Central
Analítica
DQO
Condutividade
Turbidez
Cor
pH
DBO
5
CE(I)50 48h
Fósforo
Nitrogênio
Coliformes
termotolerantes
71
3.4.1.1 Ensaio de Toxicidade Aguda com o organismo Daphnia magna
Para a realização dos ensaios de toxicidade aguda foram utilizados os organismos-teste
Daphnia magna, que são cultivados no Laboratório de Ecotoxicologia da UNISC. Os
procedimentos metodológicos da rotina de ecotoxicologia utilizados no mesmo seguem as
normas da ABNT 12713 (2004) para Daphnia magna.
Os organismos-teste foram cultivados em água reconstituída, composta por água
destilada e desionizada e nutrientes (meio M4), com pH variando de 7,0 a 8,0 (ABNT 12713,
2004) conforme ilustra a Figura 14. A água reconstituída, depois de preparada, foi aerada para
solubilização total dos sais, saturação do oxigênio dissolvido e estabilização do pH durante
pelo menos 12 horas antes da sua utilização.
Figura 14: Lote de cultivo composto de copo de Becker de 2 L com meio M4 contendo de 25 a 30 indivíduos.
Fonte: Autor
Cada lote comportou de 25 a 30 indivíduos, exclusivamente fêmeas, pois elas são
geneticamente idênticas. As culturas foram mantidas em ambiente com temperatura controlada a
20 ± 2ºC e em fotoperíodo de 16 horas.
Estas condições foram obtidas através da utilização de
uma incubadora de DBO modificada (Figura 15).
Diariamente retiraram-se as mudas e os filhotes, e duas vezes por semana foi realizada
a manutenção dos lotes, ou seja, a troca do meio de cultura. A cada mês, a sensibilidade do
72
organismo teste foi avaliada através de um ensaio com a substância de referência dicromato
de potássio (K
2
Cr
2
O
7
).
Figura 15: Incubadora modificada de DBO utilizado no cultivo de dáfnias. Fonte: Autor
Como alimento utilizou-se a alga verde Scenedesmus subspicatus, fornecendo a
quantia de aproximadamente 106 células ml
-1
por organismo adulto, diariamente, ou com
intervalo de, no máximo, dois dias consecutivos.
Para o cultivo da alga, manteve-se uma cultura-estoque que serviu como inóculo. Ela
foi mantida de 4°C a 10°C, em meio líquido, por no máximo um mês, para obtenção de
células viáveis para semeadura.
Utilizou-se o meio de cultura algácea CHU, cujas soluções para preparo foram
estocadas de 4°C a 10°C, por no máximo seis meses. Após o preparo do meio de cultura
procedeu-se a agitação por 30 min e esterilização em autoclave por 15 min a 121°C.
A inoculação das algas foi realizada em meio asséptico de modo que se obtivesse
aproximadamente 107 células ml
-1
em um período de aproximadamente sete dias. As culturas
foram mantidas de 20°C a 30° C, sob iluminação constante e aeração.
73
Após atingir o crescimento adequado, as culturas foram centrifugadas para retirar o
excesso do meio de cultura algáceo. O sobrenadante foi descartado e a alga ressuspendida
com a água processada (destilada e deionizada). Este procedimento evita a introdução de
nutrientes presentes no meio de cultura algáceo, que podem ser tóxicos aos organismos-teste
As amostras coletadas foram testadas baseando-se na exposição de neonatos de
Daphnia magna, de 2 a 26 horas de idade, em diluições da amostra, por um período de 48
horas.
A partir de cada amostra são preparadas cinco diluições contendo meio de teste e
amostra, e um controle contendo apenas meio de teste, sendo as diluições realizadas com
precisão volumétrica utilizando-se progressão geométrica de razão ½. Exemplificando, um
teste pode constituir-se das seguintes diluições: 100%, 50%, 25%, 12,5% e 6,25% da amostra,
além do controle.
Cada diluição foi colocada em 2 béqueres de 50 mL, com aproximadamente 25 mL de
solução-teste em cada. Foram testados 20 organismos por diluição, sendo expostos 10 em
cada béquer (figura 16) No controle foi utilizado o meio deteste, sendo aceito, no máximo,
10% de imobilidade (uma morte em cada copo de Becker)
Figura 16: Esquema do teste de toxicidade aguda. Fonte: BRENTANO, (2006).
Os organismos-teste foram acrescentados aos copos de Becker (Figura17), fazendo-se
a distribuição sempre da menor para a maior concentração do agente tóxico, iniciando pelo
controle. Os frascos foram cobertos com filme PVC e levados para incubadora de teste.
Durante o teste, os organismos não são alimentados nem ficam expostos à luz. Após o
tempo de prova se estabelece um número de indivíduos imóveis por concentração. O
74
resultado do teste aponta a menor quantidade de diluição que causa efeito agudo sobre os
organismos
A CE50 representa a concentração nominal da amostra, no início do ensaio, que causa
efeito agudo (imobilidade) a 50% dos organismos durante o tempo de exposição. Após a
exposição de 48h os cálculos para se obter a porcentagem de mortalidade por concentração
(CE50), foram realizados a partir dos dados de imobilidade dos organismos testados em cada
concentração. Para isto foram utilizados os métodos estatísticos Trimmed Sperman-Karber
Method para dados não paramétricos.
Figura 17: Realização de teste de toxicidade com Daphnia magna no laboratório de Ecotoxicologia da UNISC.
Fonte: Autor
A partir dos resultados das determinações da CE(I)50 48h, utilizou-se uma escala de
toxicidade relativa tendo como critério de classificação os percentis 25°, 50º (mediana) e 75º,
conforme mostra a Tabela 6. No processamento da informação, empregou-se a estatística
descritiva para a tabulação dos dados e sua ilustração gráfica, como por exemplo, gráfico de
barras (histogramas) para a visualização e interpretação da distribuição percentual dos
resultados dos testes de toxicidade. Após a obtenção dos valores de CE(I)50 48h de todas as
coletas, foi calculada a porcentagem de redução da toxicidade através da equação proposta
por Isidori et al. (2003):
% Redução = 1 - CE(I)50bruto X 100
CE(I)50tratado
75
Tabela 6: Escala de toxicidade relativa para CE(I)50 48h (%) com Daphnia
magna. Fonte: Lobo et al., (2006).
Percentil CE(I)50 48h Toxicidade
25% <25% Extremamente Tóxica
50% 25-50% Altamente Tóxica
75% 50-75% Moderadamente Tóxica
>75% Pouco Tóxica
3. 5 Ensaios de tratamento
Os ensaios de tratamento empregados na presente pesquisa envolveram três métodos,
com os seguintes processos: eletroflotação (EF), eletroflotação combianada com o processo
de ozonização (EF/O
3
) e eletroflotação seguida do processo de ozonização (EF+O
3
).
Foram selecionadas as duas frações mais críticas dos efluentes, as quais
corresponderam às etapas denominadas de “enxágüe das compressas’ e “lavagem”. Todos os
ensaios foram realizados com amostras resultantes destas etapas do processo de lavagem de
roupas hospitalares. Todos os ensaios envolvendo os métodos acima descritos foram
realizados em triplicata (exceto EF+O
3
‘Enxágüe das Compressas’, realizado em duplicata).
3.5.1 Construção e configuração do reator eletroquímico
O reator empregado neste estudo foi construído no Laboratório de Tecnologia de
Tratamento de Águas e Efluentes (LATTAE), de acordo com as necessidades encontradas
para realização dos ensaios visando o tratamento do efluente hospitalar.
Trata-se de um reator eletroquímico bipolar do tipo coluna, com capacidade para 10L,
em acrílico, dotado de difusor de ar com pedras porosas, quatro eletrodos de SAE 1045
conectados em série, de amostrador e saída de gás. (Figura 18).
O cátodo do reator foi conectado ao multímetro, enquanto que o ânodo foi conectado a
uma fonte de alimentação externa.
O processo de ozonização ocorreu com o auxílio de um gerador de ozônio por
descarga elétrica, com capacidade de geração de até 2.000 mg O
3
h
-1
(RADAST 2C)
alimentado com corrente de ar previamente seco com trap’s de CaCl
2
e SiO
2
gel.
76
3.5.2 Ensaios de EF
Os ensaios de eletroflotação foram realizados com o pH ‘in natura’, ou, seja, sem
alterações. O pH da etapa denominada de “enxágüe das compressas” variou de 6,5 – 7.
Enquanto isso, o pH etapa chamada de lavagem mantinha-se em torno de 10.
Cada ensaio de tratamento teve a duração de 60 minutos, sendo realizada retirada de
alíquotas do reator visando avaliar a eficiência do processo a cada 30 minutos.
Simultaneamente a realização do processo também ocorria a insuflação de ar através
das pedras porosas localizadas na base do reator, objetivando a homogeneização da amostra.
A eletroflotação é um processo no qual um dos requisitos básicos para o seu bom
funcionamento é uma elevada condutividade elétrica do efluente. A partir de dados obtidos
com a caracterização verificou-se que os efluentes gerados na lavanderia hospitalar em
questão possuíam uma baixa condutividade elétrica.
Portanto, com o intuito de melhorar a condutividade elétrica dos efluentes e,
conseqüentemente, o desempenho do processo, foram realizados ensaios nos quais ocorreu a
adição de 1000mg L
-1
de NaCl ao efluente.
(a)
(b)
(c)
(d)
Figura 18: Reator tipo coluna empregado nos ensaios de tratamento. (a) eletrodos de SAE 1045;(b) reator em
acrílico; (c) amostrador; (d) saída de gás. Fonte: Autor.
77
3.5.3 Ensaios de EF/O
3
A combinação destes dois métodos teve a realização de ensaios com o pH ‘in natura’
(etapa da “lavagem” ± 10,0), e em outros ocorreram alterações do pH destes efluentes para
condições ácidas (“enxágüe das compressas, ± 3,5”). A acidez desses efluentes foi obtida a
partir da adição de H
2
SO
4
(10%).
A duração dos ensaios foi de 60 minutos sendo realizada a retirada de alíquotas a 0’,
30’ e 60’. Assim como nos ensaios utilizando apenas EF, também ocorreu a insuflação de ar.
Novamente com o intuito de melhorar a condutividade dos efluentes, foram realizados ensaios
nos quais ocorreu a adição de 1000mg L
-1
NaCl ao efluente. O sistema EF/O
3
pode ser
visualizado na figura 19.
(b)
(a)
(c)
(d)
(e)
Figura 19: Configuração do processo de EF/O
3
(a) ozonizador; (b) reator eletroquímico; (c) mulímetro; (d) fonte
de alimentação; (e) bomba peristáltica. Fonte: Autor
3.5.4 Ensaios de EF + O
3
Após a realização dos processos de EF e EF/O
3
, ocorreram ensaios de tratamento de
EF +O
3
. Cada ensaio teve a duração de 2 horas. Na 1ª hora o reator trabalhou apenas com o
78
processo de EF. Em seguida o sistema de EF foi desligado e iniciou-se o processo de O
3
também com a duração de 1 hora.
Assim como nos ensaios apenas com EF e EF/O
3
, também ocorreu a insuflação de ar.
Novamente com o intuito de melhorar a condutividade dos efluentes foram realizados ensaios
nos quais ocorria a adição de 1g L
-1
sal ao efluente. A tabela 7 apresenta um resumo dos
parâmetros operacionais definidos para aplicação dos métodos nos itens de 3.52 a 3.54.
Tabela 7: Parâmetros operacionais utilizados nos ensaios de tratamento.
Parâmetros EF EF/O
3
EF + O
3
Eletrodos Fe Fe Fe
Distância entre os
Eletrodos
1cm 1cm 1cm
Dosagem de Ozônio 2.000 mg
h
-
1
2.000 mg
h
-
1
2.000 mg
h
-
1
Duração do Processo 1h 1h 2h
Tempo de
Ozonização
0 1h 1h
pH 7,0 e 10,0 3,5 3,5
Potência Consumida 0,25 a 1,5
kWh -
1
m
-
3
0,25 a 1,5
kWh -
1
m
-
3
0,25 a 1,5
kWh -
1
m
-
3
Adição de NaCl 1000 mg L
-
1
1000 mg L
-
1
1000 mg L
-
1
79
4 RESULTADOS E DISCUSSÃO
4.1 Caracterização da área de estudo
O presente trabalho foi realizado em um hospital localizado em um município Vale do
Rio Pardo, RS, Brasil. O referido hospital possui 180 leitos destinados ao atendimento de
pacientes, sendo que a equipe de trabalho é composta de 488 funcionários divididos em quatro
turnos de trabalho. A unidade hospitalar em estudo apresenta, também, uma média de 10.700
internações anuais, com mais de 32 mil atendimentos ambulatoriais, 6.700 cirurgias 1.500
partos e serve aproximadamente 295.000 refeições por ano.
Estima-se que a lavanderia do hospital em questão tenha aproximadamente 60 anos.
Atualmente há treze empregados atuando nesta área. O trabalho na área contaminada é
realizado na forma de rodízio, sendo que sete funcionários se revezam na execução das tarefas
e ocorrem escalas semanais para a definição da função (Figura 20). O horário de
funcionamento da lavanderia é das 6h às 17h e o processo de lavagem inicia por volta 6h e
30min.
Figura 20: Vista interna da lavanderia hospitalar. Fonte: Autor
No levantamento realizado na lavanderia do hospital verificou-se a obediência quanto
aos aspectos relevantes nos cuidados da segregação, acondicionamento, coleta, transporte,
método de lavagem e desinfecção, e disposição final da roupa. Seguem-se também cuidados
80
especiais no momento da coleta nos setores, pois as roupas de maior e menor sujidade são
separadas em carros distintos.
Observou-se também a adoção de importantes medidas de controle de infecção
hospitalar, como a instalação de uma barreira de contaminação separando a área suja da área
limpa, máquinas de lavar com duas portas de acesso, uma para cada área, instaladas na parede
que separa essas áreas e, ainda, sanitários de uso exclusivo para os funcionários lotados em
cada área distinta. A comunicação entre as duas áreas ocorre por meio de visores de vidro e
telefone, de maneira a evitar o fluxo desnecessário de funcionários e a conseqüente
contaminação da área limpa.
4.2 Atividades desenvolvidas na lavanderia.
O serviço de processamento de roupas destina-se a executar a separação, a lavagem, a
centrifugação, o acabamento (secagem e passagem), o reparo, o armazenamento e a
distribuição da rouparia, com o objetivo de proporcionar condições seguras e higiênicas às
roupas usadas pelos pacientes e funcionários. Este processamento ocorre na unidade
específica denominada lavanderia hospitalar, que se divide em duas áreas: suja e limpa.
O início do processo ocorre com o recolhimento das roupas nos diversos setores do
hospital. A coleta é realizada em horário pré-estabelecido, sob responsabilidade do
funcionário indicado na escala específica.
Ao chegar com a roupa suja, o funcionário encarregado realiza a pesagem da mesma e
faz as devidas anotações na planilha, indicando quantos quilos de roupa serão lavados por
setor.
Encerrada a pesagem a funcionária indicada na escala, inicia na área contaminada, o
processo de separação das roupas de acordo com o seu grau de sujidade aparente. As roupas
são classificadas em dois tipos, de acordo com o seu grau de contaminação: pesada e leve. A
pesada é aquela geralmente oriunda das áreas críticas, como o bloco cirúrgico, centro
obstétrico e internações, ou seja, locais onde as roupas podem apresentar uma maior
contaminação com sangues e secreções. A roupa leve constitui-se de lençóis, cobertores,
toalhas, guarda-pós, aventais e demais roupas que foram apenas usadas, mas não apresentam
sujidade aparente
.
81
Após a separação das roupas inicia o processo de lavagem em três lavadoras. A
máquina Inequil, convencional, que possui uma capacidade de 100kg, a lavadora extratora
Baumer, com capacidade para 50 kg, e lavadora extratora Suzuki, também com capacidade de
100 kg.
Uma vez realizada a lavagem, as roupas passam por um processo de centrifugação.
Após a centrifugação, as roupas como lençóis e fronhas passam pelo processo de separação e
são encaminhadas para a calandra, onde são passadas e secas na mesma etapa. Toalhas e
compressas, por exemplo, vão para secadora, e em seguida para a mesa onde são dobradas e
encaminhadas para a rouparia. Na rouparia as roupas são estocadas e distribuídas conforme a
necessidade dos diversos setores do hospital.
Pertinente a todas as descrições anteriores, estão os impactos ambientais decorrentes
do uso intensivo de água, de insumos químicos para o processo de lavagem e da sujidade
patogênica das roupas. O principal potencial de impacto ambiental está associado aos recursos
hídricos.
4.3 Consumo de água, insumos químicos e geração de efluentes
A lavagem das roupas nas máquinas é realizada em diferentes etapas. O fluxograma do
processo pode ser observado na Figura 21.
Figura 21: Fluxograma das etapas do processo de lavagem de roupas hospitalares
O processo de lavagem destas roupas se divide em diferentes etapas. Primeiramente
são realizados dois enxágües. Se, após esses dois enxágües, a redução da sujidade da roupa
Enxagüe 2
Redução Satisfatória da Sujidade
Sim
Não
Pré
-
Lavagem
1º Enxágüe pós Pré
-
Lavagem
2º Enxágüe pós Pré
-
Lavagem
Lavagem
1º enxágüe pós Lavagem
2º enxágüe pós Lavagem
Amaciamento
Enxágüe pós Amaciamento
Enxagüe
3
Enxagüe 1
82
não for satisfatória, é realizado um terceiro enxágüe. Em seguida ocorre a etapa da pré-
lavagem. Nesta etapa ocorre a adição de produtos químicos (detergente umectante
concentrado e um detergente para lavagem e pré-lavagem de roupas de algodão e
poliéster/algodão).
Após a etapa da pré-lavagem, são realizados novamente dois enxágües. A etapa
subseqüente é denominada de lavagem. Nela também ocorre a adição de produtos químicos
(detergente umectante concentrado e um detergente para lavagem e pré-lavagem de roupas de
algodão e poliéster/algodão alvejante a base de peróxido de hidrogênio estabilizado).
Novamente, após esta etapa tem-se a realização de dois enxágües. O amaciamento é a etapa
que ocorre a seguir.
Assim como nas etapas da pré-lavagem e da lavagem, durante o amaciamento também
ocorre o uso de produtos químicos (neutralizador de resíduos alcalinos e alvejantes químicos e
um amaciante de roupas universal). Por fim, após o amaciamento ocorre um enxágüe
encerrando o processo. Cada ciclo de lavagem tem a duração aproximada de 120 minutos.
Todas as etapas do processo de lavagem de roupas adotadas no hospital estudado
apresentam-se em conformidade com os procedimentos abordados Manual da ANVISA
(2007).
Uma questão que merece destaque refere-se à quantidade de água gasta na lavanderia.
Considera-se interessante e sugere-se a otimização do gerenciamento nesta área do hospital.
Durante as observações realizadas pôde ser constatado que o volume de água gasto,
principalmente durante o processo de lavagem, é muito elevado. Enquanto que o Manual do
Ministério da Saúde (1986) estima que sejam necessários de 35 a 40 litros de água para cada
quilo de roupa seca nas máquinas de lavar, a presente lavanderia consome entre 50 e 55 litros
para realização deste processo, ou seja, aproximadamente 6.080 litros deste recurso natural
em cada ciclo de lavagem.
São gastos aproximadamente 50m³ de água diariamente para a lavagem de
aproximadamente 970 kg de roupa. Toda a água utilizada provém de um poço artesiano e de
uma fonte localizados próximo à lavanderia. A Tabela 8 fornece dados relativos ao consumo
de água e insumos químicos durante a lavagem de roupas hospitalares.
83
Tabela 8: Quantidade de Água e Insumos Consumidos em Cada Ciclo de Lavagem
Insumo Volume (L)
Água 6.080
Detergentes 1,44
Alvejante 0,54
Amaciante 0,45
Neutralizador 0,18
TOTAL 6.082,61
Quanto ao consumo de insumos químicos, de acordo com cálculos realizados com
base em dados fornecidos pela administradora da lavanderia, estima-se que sejam gastos
aproximadamente 2.6 L ao término de cada ciclo.
Mais detalhadamente, como princípio ativo dos insumos químicos citados
anteriormente encontram-se: detergente (nonilfenol etoxilado); neutralizador (NaHSO
3
);
amaciante (sal quaternário de amônio) e alvejante (H
2
O
2
). Segundo Fijan (2007), o ácido
peracético também pode ser utilizado como alvejante e desinfetante. Os produtos clorados
(ClO
2
, NaClO, Cloro líquido) também constituem opções de produtos bastante utilizados na
desinfecção de hospitais, porém apresentam o inconveniente de poder formar sub-produtos
extremamente tóxicos. (LIU et al (2010); EMMANUEL et al. (2004).
Nalecz-Jawecki et al. (2003) avaliaram a toxicidade de compostos quaternários de
amônia utilizando bioensaios com diferentes níveis tróficos: uma bactéria Vibrio fischeri, dois
protozoários ciliados Spirostomum ambiguum e Tetrahymena thermophia, e um crustáceo
Artemia franciscana. Todos os ensaios realizados apresentaram uma alta toxicidade. Da
mesma forma
Boillot et al. (2008) verificaram efeitos aditivos da toxicidade do glutaraldeído
e de três surfactantes amplamente utilizados em hospitais em dáfnias. Todos estes dados
configuram a toxicidade em potencial dos efluentes da lavanderia hospitalar.
4.4 Caracterização analítica dos efluentes.
Conforme descrito anteriormente, o processo de lavagem de roupas é dividido em
diferentes etapas. Visando a identificação das frações mais críticas, cada uma dessas etapas
recebeu uma caracterização analítica. Os dados obtidos são apresentados na Tabela 9.
84
Tabela 9: Caracterização analítica das frações do efluente da lavanderia hospital
* x = 3; S = Desvio Padrão; C.V. = Coeficiente de Variação
4.5 Ensaios de tratamento.
Com base nos dados obtidos a partir da caracterização analítica do efluente, constatou-
se a presença de duas frações mais problemáticas. A etapa da “lavagem” apresentou alto grau
de toxicidade, podendo ser classificada, segundo a tabela desenvolvida por Lobo et al. (2006)
como extremamente tóxica (14,2%). Além disso, o efluente oriundo desta etapa também
apresentou uma grande refratariedade (relação DQO/DBO
5
= 35,45). Segundo Jardim e
Canela (2004), os efluentes com uma relação DQO/DBO
5
> 5 apresentam características
refratárias. O efluente gerado na etapa denominada “enxágüe inicial das compressas”
mostrou-se biodegradável (relação DQO/DBO
5
= 1,9). De acordo com Jardim e Canela
Parâmetro
Enxágüe
Composto*
Pré-
Lavagem*
Lavagem* Amacia-
mento*
Amostra
Composta*
1º Enxágüe
Compressas*
CONSEMA
128/2006
DQO
(mg O
2
L
-1
)
293,95
S = 113,81
C.V.= 0,39
426,85
S = 52
C.V. =0,12
555,58
S = 122,34
C.V.=0,22
153,85
S = 70,08
C.V. =0,46
288,46
S = 104,66
C.V. =0,36
838,86
S = 93,37
C.V. =0,11
360
DBO
5
(mg O
2
L
-1
)
70
S = 27,22
C.V. =0,39
36,33
S = 25,9
C.V.=0,71
15,67
S = 2,87
C.V.=0,18
13,33
S = 2,05
C.V =0,15
23,33
S = 17,21
C.V. =0,74
440,67
S = 56,1
C.V. =0,13
150
Condutivid.
(µS/cm)
213,3 1320 368,8 378.26 412,03 363,76 -
pH 7 10 9,5 6,5 9 7 6 – 9
Turbidez
(NTU)
59,56 117,8 73,55 73,06 43 213,94 -
F Total
( mg O
2
L
-1
l)
0,47 0,56 0,19 0,48 1,5 1,95 4
NTK
(mg O
2
L
-1
)
12,1 9,23 3,13 1,1 6,6 67,6 20
Coliformes
Termotoler.
NMP/100 ml
68.333 <180 <180 <180 15.500 2,97 x 10
6
10
5
Ecotoxic.
CE
50 (I) 48h
(%)
100 41
S = 26,11
C.V. =0,64
14,2
S = 10,57
C.V. =0,74
65,49
S = 13,66
C.V. =0,21
81,49
S = 16,42
C.V. =0,20
28,8
S = 8,58
C.V. =0,3
-
Temperatura
ºC
20,5 42 83 29 28 21
≤
40
85
(2004) para um dado efluente, se a relação DQO/DBO
5
<2,5 o mesmo é facilmente
biodegradável. Porém, este mesmo efluente pode ser classificado, de acordo com a tabela
desenvolvida por Lobo et al. (2006) como altamente tóxico (28,8%). Além disso, o mesmo
também apresentou uma elevada presença de coliformes termotolerantes (2,97 x 10
6
).
Portanto, todos os ensaios realizados neste estudo foram realizados utilizando-se estas
duas frações.
4.5.1 EF “Enxágüe das Compressas”
Com relação à toxicidade, os melhores resultados foram obtidos através de ensaios
realizados durante 60 minutos nos quais ocorria a adição de 1000mg L
-1
de NaCl. Conforme a
tabela desenvolvida por Lobo (2006) e adotada como referência no presente estudo para
avaliar o grau de toxicidade, observou-se que efluente passou da condição de extremamente
tóxico (12, 58%) para moderadamente tóxico (61,59%). As demais médias de CE 50 48h (%)
obtidas através de ensaios realizados em triplicata do processo de EF podem ser observadas
na Figura 22.
C.V.: Bruto - 0,4; 30’- 0,66; 60’ - 0,27; 30’ NaCl - 0,6 60’ NaCl - 0,61
Figura 22: Histograma das médias da CE (I) 50 48h (%) obtidas a partir de ensaios de EF
Analisando a figura acima constata-se que a amostra de 30’ também apresentou
melhoras, passando de extremamente tóxico para altamente tóxico (27,31%). Os ensaios de
60’ e 30’ NaCl não foram efetivos na redução da toxicidade. Com relação à equação proposta
- Desvio Padrão
86
por Isidori et al. (2003), as reduções de toxicidade em relação ao efluente bruto, para as
amostras 30’, 60’ 30’NaCl e 60’ NaCl foram, respectivamente de: 53%, 6%, 6% e 79%.
A redução dos parâmetros de carga (DBO
5
e DQO) mostrou-se mais efetiva com
relação à DBO
5
, sendo que as melhores remoções foram obtidas a partir de ensaios realizados
durante 60 minutos sem a adição de sal. Quando comparado ao efluente bruto (476, 66 mg O
2
L
-1
) estes ensaios obtiveram uma redução média de 32% (P = 0,3139, considerado não
significativo), conforme ilustrado na Figura 23.
C.V. DBO
5
: Bruto – 1,27; 30’- 0,11; 60’ - 0,05; 30’ NaCl – 0,57 60’ NaCl - 0,11
C.V. DQO: Bruto - 0,11; 30’- 0,27; 60’ – 0,31; 30’ NaCl - 0,17 60’ NaCl - 0,33
Figura 23: Histograma das médias de DBO
5
e DQO obtidas através dos ensaios de EF
Com relação à DQO, os melhores resultados foram obtidos nas amostras de 60’ NaCl.
Analisando-se os dados da Tabela 10, verifica-se um aumento da turbidez do efluente.
Em relação às amostras brutas, os aumentos de 30’, 60’, 30’NaCl’ e 60’NaCl são,
respectivamente de: 318%, 325%, 375% e 362%. Os aumentos observados na cor dos
efluentes também puderam ser observados. Atribui-se estas mudanças na turbidez e na cor dos
efluentes tratados por EF principalmente a formação de íons férricos durante o processo.
Machado et al. (2007) também observaram aumentos na turbidez e na cor em ensaios de EF
realizados com efluentes do tingimento têxtil. Tais aumentos também foram relacionados à
geração de íons férricos em excesso, formando uma suspensão coloidal.
Conforme descrito por Crespilho e Rezende (2004) o processo de EF tende a elevar o
pH do efluente quando este se encontra ácido. A eletroflotação possui a característica de
aumentar o valor do pH do efluente tratado. Esse fato decorre do princípio de que a
eletroflotação produz íons OH
-
. Com o decorrer da eletrólise, segundo Angelis et al. (1997),
haverá aumento dos valores de pH devido à diminuição da concentração de íons H
+
(aq) e a
- Desvio Padrão
87
formação de íons OH
-
(aq). Conforme a Tabela 10, em todos os ensaios houve aumentos de
pH, sendo que os mesmos foram um pouco superiores nas amostras onde ocorreram a adição
de NaCl. Segundo Russel (1994),
com o uso de cloreto de sódio, o sistema também tende a um
aumento de pH para valores alcalinos devido ao aumento dos íons hidroxila na solução.
Tabela 10: Valores médios de Parâmetros Complementares do Processo de EF
Como já mencionado anteriormente, o êxito do processo de EF depende de uma
condutividade elevada do efluente. Silva et al. (2000) realizaram estudos para avaliar o efeito
da condutividade na remoção da carga orgânica de efluentes oriundos de uma indústria de
lacticínios. Nestes ensaios a condutividade do efluente foi induzida através da adição de
diferentes quantidades de NaCl. Os resultados revelaram que a condutividade melhorou a
eficiência da remoção de DQO até a faixa de aproximadamente 2000 µS/cm. Acima deste
valor formou-se um platô, onde não foram observadas grandes melhorias na redução de DQO.
A adição de 1000mg L
-1
, aumentou aproximadamente em 500% a condutividade do
efluente bruto, atingindo valores bem próximos aos descritos por Silva et al. (2000) como
sendo os adequados.
4.5.2 EF/O
3
“Enxágüe das Compressas”
Analisando-se o gráfico da Figura 24, observa-se que em todos os ensaios realizados
ocorreu uma melhora em relação à toxicidade do efluente. Assim como nos testes realizados
apenas através do processo de EF, os melhores resultados foram obtidos a partir da amostra
60’ NaCl.
O efluente bruto (extremamente tóxico) tornou-se, após os ensaios de 60’ NaCl
moderadamente tóxico, sendo que obteve-se uma redução de toxicidade, segundo Isidori et
al., (2003) de 75%. Nos ensaios de 30’, 60’ e 30’ NaCl, o efluente passou para a faixa de
altamente tóxico. As amostras de 60’ e 30 NaCl obtiveram desempenhos semelhantes, com
reduções de toxicidade de 70% e 72%, respectivamente. Nos ensaios de 30’ a redução foi de
54%.
Parâmetros
Bruto 30’ 60’ 30’ NaCl 60’ NaCl
Turbidez (NTU) 202,21 635,45 658, 61 757,7 732,93
Condutiv. (µS/cm) 285 260 296 1466 1447
Cor (λ600nm) 0,309 0,685 0,736 0,409 0,973
pH 6,72 7,01 7,07 7,14 7,18
88
C.V.: Bruto - 0,41; 30’- 0,32; 60’ - 0,33; 30’ NaCl - 0,37 60’ NaCl - 0,14
Figura 24: Histograma das médias da CE (I) 50 48h (%) obtidas a partir de ensaios de EF/O
3
Com relação às reduções de carga orgânica, o quadro que se observa é muito
semelhante aos testes realizados com EF. Conforme indica a Figura 25, a melhor condição do
processo em relação à redução de DBO
5
foi a de 60’ NaCl, com uma melhora de 32% (P =
0,5249, considerado não significativo) , passando de 644, 7 mg O
2
L
-1
(bruto) para 439,33 mg
O
2
L
-1
.
C.V. DBO
5
: Bruto – 0,35; 30’- 0,31; 60’ - 0,36; 30’ NaCl – 0,27 60’ NaCl - 0,33
C.V. DQO: Bruto - 0,10; 30’- 0,05; 60’ – 0,07; 30’ NaCl - 0,05 60’ NaCl - 0,1
Figura 25: Histograma das médias de DBO
5
e DQO obtidas através dos ensaios de EF/O
3
Observando-se a Tabela 11, contendo os demais parâmetros analisados durante a
execução dos testes verifica-se que, novamente, no decorrer dos ensaios ocorreram aumentos
- Desvio Padrão
- Desvio Padrão
89
nos índices de turdidez e na cor. Porém, cabe ressaltar que tais aumentos foram menores em
comparação com os observados no processo de EF. A condutividade manteve-se nos testes de
30’NaCl e 60’ NaCl nos níveis desejados através da adição de 1000mg L
-1
. Também
constatou-se um leve aumento no pH das amostras.
Tabela 11: Valores médios de Parâmetros Complementares do Processo de EF/O
3
4.5.3 EF + O
3
“Enxágüe das Compressas”
Em virtude dos resultados obtidos a partir dos testes anteriores e, visto que, os
melhores resultados tanto com relação à redução da toxicidade, quanto com relação à redução
dos parâmetros de carga haviam sido obtidos com a adição de NaCl, os testes realizados
através desta combinação de métodos envolveram apenas a realização de ensaios com
amostras que tiveram a sua condutividade induzida através da adição de Cloreto de Sódio.
Da mesma forma que nos testes realizados anteriormente, este método também
apresentou eficácia na redução da toxicidade do efluente. Com base nos dados apresentados
pela Figura 26, verifica-se que ambos os tempos de execução foram efetivos, com o efluente
bruto passando da condição de altamente tóxico para moderadamente tóxico. As faixas de
redução em ambas as amostras foram muito semelhantes, com 36% para 30’ NaCl e 35% para
60’ NaCl.
C.V.: Bruto - 0,19; 30’ NaCl - 0,06 60’ NaCl - 0,04
Figura 26: Histograma das médias da CE (I) 50 48h (%) obtidas a partir de ensaios de EF + O
3
Parâmetros
Bruto 30’ 60’ 30’ NaCl 60’ NaCl
Turbidez (NTU) 155,63 156,98 148,90 180,40 178,25
Condutiv. (µS/cm) 277,7 275,1 264,5 1632,7 1673,2
Cor (λ600nm) 0,283 0,261 0,267 0,323 0,335
pH 7,89 7,49 7,53 8,45 8,75
- Desvio Padrão
90
Assim como já observado nos ensaios envolvendo EF e EF/O
3
, as maiores reduções de
DBO
5
foram obtidas nos testes de 60 minutos com condutividade induzida, com uma melhora
de 31% (815,5mg O
2
L-1
para 564,5 mg O
2
L-1
). A Figura 27 apresenta as médias de DBO
5
e
DQO obtidas através dos ensaios de EF + O
3
.
C.V. DBO
5
: Bruto – 0,01; 30’ NaCl – 0,03 60’ NaCl - 0,11
C.V. DQO: Bruto - 0,01; 30’ NaCl - 0,02 60’ NaCl - 0,02
Figura 27: Histograma das médias de DBO
5
e DQO obtidas através dos ensaios de EF + O
3
4.5.4 EF dos Efluentes da “Lavagem”
Com relação à toxicidade, resultados muito bons foram obtidos através dos ensaios de
60’, 30’ NaCl e 60’ NaCl. Nos três casos o efluente bruto, classificado como extremamente
tóxico (6,89%), tornou-se pouco tóxico após a realização dos ensaios. A eficácia do método
aplicado durante 30’ foi menor, com o efluente tornado-se altamente tóxico (34,92%). Os
desempenhos dos processos podem ser observados na Figura 28.
De acordo com a equação proposta por Isidori, as maiores reduções de toxicidade
ocorreram nos ensaios de 30’ NaCl (92%), enquanto que nos ensaios de 30’, 60’ e 60’ NaCl
estes índices foram respectivamente, de: 80%, 91% e 91%.
- Desvio Padrão
91
C.V.: Bruto – 1,23; 30’- 1,45; 60’ - 0,31; 30’ NaCl - 0,2 60’ NaCl - 0,16
Figura 28: Histograma das médias da CE (I) 50 48h (%) obtidas a partir de ensaios de EF
As reduções de DBO
5
e DQO podem ser observadas na Figura 29. A quase que
totalidade das medições de DBO
5
realizadas apresentava valores muito próximos a zero. As
maiores reduções de DQO, ocorreram na melhor condição verificada, 60’NaCl, onde houve
uma redução de 646mg O
2
L
-1
para 384,7mg O
2
L
-1
(41%) (P = 0,1018, considerado não
significativo).
C.V. DQO: Bruto - 0,05; 30’- 0,18; 60’ – 0,4; 30’ NaCl - 0,27 60’ NaCl - 0,13
Figura 29: Histograma das médias de DBO
5
e DQO obtidas através dos ensaios de EF
Em relação à turdidez, a Tabela 12 indica uma redução das amostras de 30’ e 60’
quando comparadas ao efluente bruto, porém, nas amostras de 30’ NaCl e 60’ NaCl, observa-
se aumentos da ordem de 14,9 % e 32,3%, respectivamente. Também podem ser observados
aumentos nos índices de cor do efluente, com exceção da amostra 60’. Tais alterações na
- Desvio Padrão
- Desvio Padrão
92
turbidez e na cor dos efluentes são diretamente relacionadas à presença de íons férricos
formados durante o processo, principalmente nos testes realizados com adição de NaCl. É
importante salientar que, em função da presença de sangue, fezes e demais secreções, os
índices de turbidez e de cor medidos nos ensaios realizados com o efluente do “enxágüe das
compressas” foram muito superiores aos encontrados na etapa da lavagem.
A condutividade novamente induzida com o auxílio de NaCl manteve-se nos níveis
desejados para a aplicação do método. Além disso, constatou-se também um leve aumento do
pH das amostras (exceto 30’).
Tabela 12: Valores médios de Parâmetros Complementares do Processo de EF
4.5.5 EF/O
3
dos Efluentes da “Lavagem”
Novamente em relação à toxicidade, o efluente apresentou-se como sendo
extremamente tóxico (6,48%). Conforme destaca a Figura 30, os melhores resultados foram
obtidos com os testes de 60’ e 60’NaCl, nos quais o efluente bruto, após os ensaio de
tratamento, tornou-se moderadamente tóxico. A redução do índice de toxicidade nestes
ensaios foi de 89% para 60’ e 90% para 60’ NaCl. As amostras de 30’ e 30’ NaCl não foram
tão eficientes, com reduções, respectivamente de: 78% e 85%.
C.V.: Bruto - 0,81; 30’- 0,78; 60’ - 0,19; 30’ NaCl - 0,66 60’ NaCl - 0,2
Figura 30: Histograma das médias da CE (I) 50 48h (%) obtidas a partir de ensaios de EF/O
3
Parâmetros
Bruto 30’ 60’ 30’ NaCl 60’ NaCl
Turbidez (NTU) 68,3 50,62 57,08 80,24 102,32
Condutiv. (µS/cm) 418,8 415,6 410,4 1834,8 1842,
Cor (λ600nm) 0,131 0,179 0,126 0,166 0,198
pH 10,05 10,00 10,12 10,24 10,36
- Desvio Padrão
93
Conforme ilustrado na Figura 31, a DBO
5
novamente apresentou valores muito baixos,
enquanto que as maiores reduções de DQO ocorreram nas amostras de 60’ NaCl, com
reduções de 31,3% (P = 0,0286, considerado não significativo).
C.V. DQO: Bruto - 0,08; 30’- 0,1; 60’ – 0,04; 30’ NaCl - 0,1 60’ NaCl - 0,08
Figura 31: Histograma das médias de DBO
5
e DQO obtidas através dos ensaios de EF/O
3
Como pode ser observado na tabela 13, as tendências relacionadas ao aumento da
turdidez e da cor dos efluentes mantiveram-se nos testes realizados através da combinação
destes métodos. Pode verificar-se também um decréscimo no pH das amostras tratadas em
relação ao bruto (exceto NaCl 60’). Estes resultados encontram-se em conformidade com a
tendência natural do processo, descrita por Crespilho e Rezende (2004).
Tabela 13: Valores médios de Parâmetros Complementares do Processo de EF/O
3
4.5.6. EF + O
3
dos Efluentes da “Lavagem”
Os melhores resultados de toxicidade foram obtidos através de ensaios realizados
durante 30 minutos com adição de NaCl. De acordo com a tabela desenvolvida por Lobo et al.
(2006), o efluente bruto passou da condição de extremamente tóxico (13,87%) para pouco
tóxico (75,88%). Conforme indica a figura 32, o desempenho do processo com uma duração
Parâmetros
Bruto 30’ 60’ 30’ NaCl 60’ NaCl
Turbidez (NTU) 55,2 46,8 53,07 79,16 102,32
Condutiv. (µS/cm) 324,8 381,8 381,1 1735,6 1739
Cor (λ600nm) 0,086 0,092 0,083 0,100 0,145
pH 10,10 9,72 9,55 9,50 10,39
- Desvio Padrão
94
de 60 minutos não obteve resultados tão satisfatórios, passando para a faixa de altamente
tóxico (41,66%). A redução no grau de toxicidade das amostras, conforme Isidori et al.
(2003), foi de 82% para 30’ NaCl e 67% para 60’ NaCl.
C.V.: Bruto – 1,05; 30’ NaCl - 0,45 60’ NaCl - 0, 4
Figura 32: Histograma das médias da CE (I) 50 48h (%) obtidas a partir de ensaios de EF + O
3
Em relação à DQO, as maiores reduções foram obtidas nos testes realizados com
60’NaCl. Conforme pode ser observado na Figura 33, as melhoras obtidas em relação ao
efluente bruto foram de 24% (P = 0,5429, considerado não significativo) para 60’NaCl e
14,7% (P = 0,5429, considerado não significativo) para 30’NaCl.
C.V. DQO: Bruto - 0,3; 30’ NaCl - 0,3 60’ NaCl - 0,3
Figura 33: Médias de DQO obtidas através dos ensaios de EF + O
3
- Desvio Padrão
- Desvio Padrão
95
Os resultados apresentados na Tabela 14 evidenciam a manutenção das tendências dos
parâmetros (aumento da turbidez e da cor), já observados nas outras combinações de métodos.
A diferença mais acentuada está relacionada ao pH das amostras tratadas, o qual foi ajustado
para condições ácidas visando obter um melhor desempenho do processo de ozonização.
Tabela 14: Valores médios de Parâmetros Complementares do Processo de EF + O
3
Parâmetros
Bruto 30’ NaCl 60’ NaCl
Turbidez (NTU) 27,46 120,63 148,90
Condutiv. (µS/cm) 359,1 1859 1801,3
Cor (λ600nm) 0,043 0,207 0,238
pH 9,98 3,14 3,23
96
5. CONSIDERAÇÕES FINAIS
Através da caracterização da lavanderia hospitalar envolvendo o levantamento do
perfil das atividades desenvolvidas, bem como a quantificação dos volumes de água e dos
principais insumos químicos utilizados no processo de lavagem de roupas, constatou-se que
há a necessidade da adoção de medidas de produção mais limpa nas questões relativas ao
consumo de água, visando reduzir a quantidade de água gasta durante cada ciclo. Para cada kg
de roupa seca são gastos entre 50 e 55 L de água, enquanto que o Ministério da Saúde estima
que sejam necessários de 35 a 40 L. Diariamente a lavanderia hospitalar consome 50m
3
.
Como medidas de produção mais limpa sugere-se que, sejam realizados estudos que
possam avaliar a viabilidade da implementação de sistemas que permitam o reuso da água,
bem como também da coleta de água da chuva. As águas servidas e geradas nas etapas finais
do processo de lavagem bem como a água da chuva coletada poderiam ser utilizadas nas
etapas iniciais do processo (primeiros enxágües), em especial para roupas com alto grau de
sujidade. Além disso, a água da chuva coletada também poderia ser destinada para fins como,
descarga de banheiros, limpeza de pisos.
A caracterização analítica dos efluentes provenientes da lavanderia apontou a presença
de duas frações mais ambientalmente problemáticas. Os efluentes gerados a partir do enxágüe
inicial das compressas apresentavam, em virtude da presença de sangue, fezes e demais
secreções corpóreas, a presença de alta carga patogênica, bem como uma alta toxicidade. Os
efluentes produzidos através da etapa da ‘lavagem’ possuíam, devido à utilização de insumos
químicos, entre outras características uma alta refratariedade (relação DQO/DBO
5
> 5) assim
como, altos índices de toxicidade.
A aplicação de métodos eletroquímicos visando o tratamento dos efluentes das
compressas obteve bons resultados tanto na redução da toxicidade quanto na redução da carga
orgânica (DBO
5
). Os melhores resultados foram obtidos através da utilização do processo de
EF isolado, com a duração de 60 minutos e a adição de NaCl. As melhoras em relação à
toxicidade e à DBO
5
foram da ordem de, 79% e 32%, respectivamente.
Os processos eletroquímicos também alcançaram resultados satisfatórios na redução
da toxicidade e da DQO dos efluentes originados na etapa de lavagem. Novamente a EF
apresentou-se como o melhor método. Os ensaios de 30’NaCl apresentaram uma melhora nos
97
índices de toxicidade de 92% enquanto que os ensaios de 60’NaCl apresentaram uma redução
na DQO de 41%.
Há na literatura uma série de estudos discorrendo sobre métodos de tratamento dos
efluentes hospitalares, porém na realidade, poucos hospitais conseguem tratar eficientemente
seus efluentes.
Dentro deste contexto, os ensaios realizados neste estudo indicaram uma grande
potencialidade para o emprego das tecnologias eletroquímicas no tratamento dos efluentes da
lavanderia hospitalar, principalmente na redução da toxicidade. Os processos de EF podem
ser associados a métodos convencionais de tratamento, atuando com pré ou pós-tratamento.
A integração de um sistema constituído por um tratamento físico preliminar + EF +
UASB + Lodos Ativados poderia ser uma solução adotada para realizar um tratamento
eficiente dos efluentes gerados na lavanderia hospitalar, reduzindo os parâmetros de carga,
bem como o seu grau de toxicidade.
98
6. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
ABNT - ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. NBR 12.713:
Ecotoxicologia aquática - Toxicidade aguda - Método de ensaio com Daphnia spp.
(Cladocera, Crustacea). Rio de Janeiro, 2003a. 16 p.
ABNT - ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. NBR 13.373:
Ecotoxicologia Aquática - Toxicidade crônica - Método de ensaio com Ceriodaphnia
spp. (Crustacea, Cladocera). Rio de Janeiro, 2003b. 12p.
ALATON, I; BALCIOGLU, I. A.; BAHNEMANN, D.W. Advanced oxidation of a reactive
dyebath effluent: comparison of O
3
, H
2
O
2
/UV- C and TiO
2
/UV-A processes. Water
Research 36, pp. 1143 – 1154, 2002
ANA – Agência Nacional das Águas. Secretaria de Recursos Hídricos. Plano Nacional de
Recursos Hídricos. Documento Base de Referência. Revisão 01. Abril, 2003.
ANGELIS, D.F., CORSO, C.R., BIDOIA, E.D., MORAES, P.B. e DOMINGOS, R.N.
Eletrólise de resíduos poluidores. I - efluente de uma indústria liofilizadora de
condimentos. Química Nova, v.21, n.1, São Paulo, jan./fev, p.20-24, 1998
ANVISA - Manual de Processamento de Roupas de Serviços de Saúde (2007). Disponível na
internet:http://www.anvisa.gov.br/DIVULGA/NOTICIAS/2007/041207_1_processame
nto.pdf
ANVISA - Agência Nacional de Vigilância Sanitária RESOLUÇÃO DA DIRETORIA
COLEGIADA - RDC Nº 306, DE 7 DE DEZEMBRO DE 2004 Disponível na internet:
http://e-legis.anvisa.gov.br/leisref/public/showAct.php?id=13554
APHA/AWWA - American Public Health Association/American Water Works Association.
Standard Methods for the Examination of water and wastewater, 20a edithion,
Washington, 1998.
BALCIOGLU, I.A.; ÖTKER, M. Treatment of pharmaceutical wastewater containing
antibiotics by O
3
and O
3
/H
2
O
2
processes. Chemosphere 50, pp. 85- 95, 2003.
BANDALA, E. R.; ARANCIBIS-BULNES, C.A.; OROZCO, S. L.; ESTRADA, C.A. Solar
photoreactors comparison based on oxalic acid photocatalytic degradation. Solar
Energy. V. 77, p. 503–512, 2004.
BERTO, J.; ROCHENBACH, G. C.; BARREIROS, M. A. B.; CORRÊA A. X. R.;, PELUSO-
SILVA, S.; RADETSKI, C. M. Physico-chemical, microbiological and ecotoxicological
evaluation of a septic tank/Fenton reaction combination for the treatment of hospital
99
wastewaters. Ecotoxicology and Environmental Safety, Volume 72, Issue 4, May 2009,
Pages 1076-1081
BOHRER, M. B. Biomonitoramento das lagoas de tratamento terciário do sistema de
tratamento dos efluentes líquidos industriais (SITEL) do pólo petroquímico do sul,
Triunfo, RS, através da comunidade zooplanctônica. 469p. il. Tese (Doutorado em
Ciências). UFSCar, São Paulo. 1995.
BOILLOT, C.; BAZIN C.; TISSOT-GUERRAZ, F.; DROGUET, J.; PERRAUD, M.;
CETRE, J. C.; TREPOG, D.; PERRODIN, Y. Daily physicochemical, microbiological
and ecotoxicological fluctuations of a hospital effluent according to technical and care
activities. Science of The Total Environment 403 (2008) 113 – 129
BRAGA, B.. Introdução à engenharia ambiental. São Paulo: Prentice Hall, 2002. 305 p.
BRASIL. Lei Federal n. 9433, de 08 de janeiro de 1997. Institui a política nacional de
recursos hídricos. Diário Oficial. Brasília, 1997
BRASIL, CONSELHO NACIONAL DO MEIO AMBIENTE-CONAMA. RESOLUÇÃO N
o
357, DE 17 DE MARÇO DE 2005 Disponível na internet:
http://www.mma.gov.br/port/conama/res/res05/res35705.pdf
BRASIL, Resolução do CONSEMA No. 128/2006. Secretaria da Saúde e Meio Ambiente/RS,
Disponível na internet: http://www.aquaflot.com.br/legislacao.html.
BRASIL, RIO GRANDE DO SUL. Resolução Conselho Estadual do Meio Ambiente nº 129,
de 24 de novembro de 2006. Secretaria do Meio Ambiente. Disponível na internet:
BRENTANO, D. M.; LOBO, E. Biomonitoramento de caráter ecotoxicológico no Vale do
Rio Pardo, RS, Brasil. Revista Tecno-Lógica, Santa Cruz do Sul, n. 2, v. 7, p. 85-95.
2003.
BRENTANO, D. M. Desenvolvimento e Aplicação do Teste de Toxicidade Crônica com
Daphnia magna: Avaliação de Efluentes Tratados de um Aterro Sanitário. Dissertação
de Mestrado Universidade Federal de Santa Catarina – UFSC Centro Tecnológico –
CTC Departamento de Engenharia Sanitária Ambiental Programa de Pós-graduação em
Engenharia Ambiental – PPGEA. Florianópolis, 2006.
CASTELLI, M.; SILVEIRA, I. C. T; MONTEGGIA, L. O.; DE LUCA, S.J. Potencialidade
do emprego de ferrato(VI) no tratamento de efluentes líquidos hospitalares. In: 22º.
Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, Joinville/SC, 2003.
CETESB. Diagnóstico da Situação Atual das Estações Eletrolíticas de Tratamento de Esgoto.
São Paulo: CETESB, 1989, 88p.
100
CHASIN, A. A. da M.; AZEVEDO, F. A. Intoxicação e avaliação da toxicidade. In:
AZEVEDO, F. A.; CHASIN, A. A. da M. (Org.) As bases toxicológicas da
ecotoxicologia. São Carlos: RiMa, 2003. 340 p.
CHEN, G.Electrochemical technologies in wastewater treatment. Separation and Purification
Technology 38 (2004) 11–41
CLARE, J. Daphnia: An Aquarist’s Guide. Disponível em: www.caudata.org/daphnia
CRESPILHO, F. N.; REZENDE, M. O. O. Eletroflotação: Princípios e aplicações. Editora
Rima. São Carlos, 2004
DANIEL, L. A. Processos de desinfecção e desinfetantes alternativos na produção de água
potável. RiMa, São Carlos/SP, 2001.
DIN 38412; DEUTSCHES INSTITUT FÜR NORMUNG: Testverfahren mit
Wasserorganismen (gruppeL) Bestimmunh der nicht akut giftigen Wirkung von
Abwasser gegenüber Daphnien über Verdünnungsstufen. 1989.
EMMANUEL E., BLANCHARD J-M, KECK G, PERROIN Y. Caractérisation chimique,
biologique et écotoxicologique des effluents hospitaliers Déchets Sciences et
Techniques. Rev Francoph d’ É col Ind 2001;22:31 – 3.
EMMANUEL, E., KECK, G., BLANCHARD, J-M., VERMANDE, P.; PERRODIN, Y.,
Toxicological effects of disinfections using sodium hypochlorite on aquatic organisms
and its contribuition to AOX formation in hospital wastewater, Environmental
International 30, p. 891-900, 2004.
EMMANUEL, E., PERRODIN, Y., KECK, G., BLANCHARD, J-M., and VERMANDE, P.
Ecotoxicological risk assessment of hospital wastewater: a proposed framework for raw
effluents discharging into urban sewer network. Journal of Hazard Mater 2005;117:1–
11.
EPA - U. S. ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY. Methods for Measuring the
Acute Toxicity of Effluents and Receiving Waters to Freshwater and Marine Organisms.
EPA-821-R-02-012. Office of Water. Washington DC,
FREIRE, V. H.; VON SPERLING, M. e CHERNICHARO, C. A. L.; “Avaliação do
desempenho de um sistema combinando UASB – Lodos Ativados no tratamento de
efluentes sanitários”; Anais eletrônicos do 20º Congresso de Engenharia Sanitária e
Ambiental, Rio de Janeiro, 1999.
FERREIRA, I. V. L. e DANIEL, L.A. Fotocatálise heterogênea com TiO
2
aplicada ao
tratamento de esgoto sanitário secundário, Engenharia Sanitária e Ambiental. vol. 9 -
no. 4, p. 335-342, out/dez 2004.
101
FREIRE, S.R.; PELEGRINI, R.; KUBOTA, L.T.; DURÁN, N. Novas tendências para o
tratamento de resíduos industriais contendo espécies organocloradas. Química Nova.
V.23, p. 504-511, 2000.
FIJAN, S.; KOREN, S.; CENCIC A.; SOSTAR-TURK, S.
Antimicrobial disinfection
effect of a laundering procedure for hospital textiles against various indicator bacteria
and fungi using different substrates for simulating human excrements. Diagnostic
Microbiology and Infectious Disease 57 (2005) 251–257.
FINKLER, R. Avaliação do efeito tóxico de líquidos percolados sobre o sistema reprodutivo
de Daphnia magna. 2002. 105p. Dissertação (Mestrado em Engenharia Ambiental).
UFSC, Florianópolis. 2002.
FLOHR, L. Ensaios Toxicológicos com Daphnia magna como Alternativa para Classificação
de Resíduos Sólidos Industriais. Dissertação de Mestrado Universidade Federal de
Santa Catarina – UFSC Centro Tecnológico – CTC Departamento de Engenharia
Sanitária Ambiental Programa de Pós-graduação em Engenharia Ambiental – PPGEA.
Florianópolis, 2007.
GAUTAM, A.K., KUMAR, S., SABUMON, P.C.. Preliminary study of physico- chemical
treatment options for hospital wastewater. J. Environ. Manage. 83(2007), 298–306.
GIROTTI, S; FERRI, E. N; FUMO, M. G. Monitoring of environmental pollutants by
bioluminescent bacteria. Analytica Chimica Acta 608 (2008) 2 – 29
HEBERER, T. Occurrence, fate, and removal of pharmaceutical residues in the aquatic
environment: a review of recent research data. Toxicol. Lett. (2002) 131, 5–17.
HERNANDO, M. D; FERNÁNDEZ-ALBA, A. R.; TAULER, R.; BARCELÓ, D. Toxicity
assays applied to wastewater treatment. Talanta 65 (2005) 358–366
HOLT, P.; BARTON, G.; MITCHELL, C. Electrocoagulation as a wastewater treatment.
The Third Annual Australian Environmental Engineering Research Event. p. 23-26
November Castlemaine, Victoria, 1999.
HUITLE, C. A. M.; BRILAS E. Decontamination of wastewaters containing synthetic
organic dyes by electrochemical methods: A general review. Applied Catalysis B:
Environmental 87 (2009) 105–145
ICWE (1992). International Conference on Water and the Environment: development issues
for the 21st century, 26-31 January 1992, Dublin, Ireland. ICWE Secretariat, WMO,
Geneva, Switzerland
102
INTERNATIONAL STANDARD ORGANIZATION – ISO. ISO 6341: water quality –
Determination of the inhibition of the mobility of Daphnia magna Straus (Cladocera,
Crustacea). USA, 1996.
ISIDORI, M.; LAVORGNA, M; NARDELLI, A.; PARRELLA, A. Toxicity identification
evaluation of leachates from municipal solid waste landfills: a multispecies approach.
Chemosphere, v.52, p. 85-94, 2003.
JARA, C.C., FINO, D., SPECCHIA, V., SARACCO, G., SPINELLI, R., 2007.
Electrochemical removal of antibiotics from wastewaters. Appl. Catal. Environ. 70,
479–487.
JARDIM, W.F. As indústrias químicas e a preservação ambiental. Revista de Química
Industrial. n.692, p.16-18, abr./jun., 1993.
JARDIM, W. F.; CANELA, M. C. Fundamentos da Oxidação Química no Tratamento de
Efluentes e Remediação de Solos. Caderno Temático Volume 01; Campinas, 2004.
JARDIM, W. F.; TEIXEIRA, C. P. A. B. Processo Oxidativos Avançados. Caderno
Temático. Volume 03; Campinas, p. 1-9, 2004.
JOLIBOIS, B; GUERBET, M.; VASSAL, S. Glutaraldehyde in Hospital Wastewater. Arch.
Environ. Contam. Toxicol. 42, 137–144 (2002)
JOLIBOIS, B; GUERBET, M.; VASSAL, S.,. Detection of hospital wastewater genotoxicity
with the SOS chromotest and Ames fluctuation test. Chemosphere, 51 (2003) 539–543
JOLIBOIS, B; GUERBET, M. Evaluation of industrial, hospital and domestic wastewater
genotoxicity with the Salmonella fluctuation test and the SOS chromotest. Mutation
Research 565 (2005) 151–162
KAJITVICHYANUKUL, P.; SUNTRONVIPART, N. Evaluation of biodegradability and
oxidation degree of hospital wastewater using photo-Fenton process as the
pretreatment method. J. Hazard. Mater. (2006) 138, 384–391.
KLAVARIOTI, M., MANTZAVINOS, D.; KASSINOS, D. Removal of residual
pharmaceuticals from aqueous systems by advanced oxidation processes. Environment
International 35 (2009) 402–417
KNIE, J. L. W.
Proteção ambiental com testes ecotoxicológicos. Esperiências com análise
das águas e dos efluentes no Brasil. FATMA/GTZ. Florianópolis, Sc. 15p. 1998.
KNIE, J. L. W.; LOPES, E. W. B. Testes ecotoxicológicos: métodos, técnicas e aplicações.
Florianópolis: FATMA/GTZ, 2004. 289 p.
103
KOBYA, M; BAYRAMOGLU, EYVAZ, M.. Techno-economical evaluation of
electrocoagulation for the textile wastewater using different electrode connections.
Journal of Hazardous Materials 148 (2007) 311–318
KÜMMERER, K.; EITEL, A.; BRAUN, U.; HUBNER, P.; DASCHNER, F.; MASCART,
G.; MILANDRI, M.; REINTHALER, F.; VERHOEF, J., 1997. Analysis of
benzalkonium chloride in the effluent from European hospitals by solid-phase
extraction and high performance.
KÜMMERER, K.; ERBE, T.; GARTISIER, S.; BRINKER, L.,. AOX emission from hospitals
into municipal wastewater. Chemosphere (1998) 36, 2437–2445.
KÜMMERER, K.; HELMERS, E.; HUBNER, E. European hospitals as a source for
platinum in the environment in comparison with other sources. The Science of the Total
Environment 225, 1-2, p. 155-165, (1999).
KÜMMERER, K.; AL-AHMAD, A.; SUNDERMANN, V. M. Biodegradability of some
antibiotics, elimination of the genotoxicity and affection of wastewater bacteria in a
simple test. Chemosphere 40, p. 701-710, (2000).
KÜMMERER, K.,. Drugs in the environment: emission of drugs, diagnostic aids and
disinfectants into wastewater by hospitals in relation to other sources––a review.
Chemosphere 45, (2001) 957–969.
KÜMMERER, K.,.Drugs in the environment: emission of drugs, diagnostic aids and
disinfectants into wastewater by hospitals in relation to other sources—a review.
Chemosphere 48, (2002) 383.
KÜMMERER, K., AL-AHMAD, A., HENNINGER A., 2002. Use of chemotaxonomy to
study the influence of benzalkonium chloride on bacterial populations in
biodegradation testing. Acta Hydroch. Hydrob. 30, 171–178.
LEGUBE, B.; LEITNER, N. K. V. Catalytic ozonation: a promising advanced oxidation
technology for water treatment. Catalysis Today 53 (1999) 61–72.
LITTER, M. I. Heterogeneous photocatalysis transition metal ions in photocatalytic systems,
Applied Catalysis B: Environmental 23, (1999), p. 89-114.
LIU, Q.; ZHOU, Q.; CHEN, L.; ZHENG, S. Application of MBR for hospital wastewater
treatment in China. Desalination 250 (2010) 605–608
LOBO, E. A.; CALLEGARO, V. L. Avaliação da qualidade de águas doces continentais
base em algas diatomáceas epilíticas: Enfoque metodológico. p. 277-300. In: TUCCI,
C. E. M. & MARQUES, D. M. (Org.), Avaliação e Controle da Drenagem Urbana.
Porto Alegre: Ed. Universidade/UFRGS. 558p. 2000.
104
LOBO, E. A.; RATHKE, F.S.; BRENTANO, D. M. Ecotoxicologia aplicada: o caso dos
produtores de tabaco na bacia hidrográfica do Rio Pardinho, RS, Brasil. p. 41-68. In:
ETGES, V. E.; FERREIRA, M. A. F. A produção do tabaco: impacto no ecossistema e
na saúde humana na região de Santa Cruz do Sul/RS. Santa Cruz do Sul: EDUNISC,
2006. 248p.
MACHADO, E. L.; KIST, L. T.; LOPEZ, D. A. R.; HOELTZ, J. M.; JACHETTI, D. M.
Eletroflotação em Fluxo Contínuo no Tratamento de Efluentes do Tingimento Têxtil.
24º
Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental. Belo Horizonte, MG. Setembro de
2007.
MANSOTTE F, JESTIN, E. Les rejets liquides des établissements de santé: Caractérisation à
la source et impact sur l'environnement marin côtier. 24425 RM. AESN, DDASS
SEINE MARITIME, Le Havre; (2000). 31 pp.
MARQUES, P. P. Programa de Qualidade da Água. A Água em Revista. Belo Horizonte, n.
1, p. 35-42, nov. (1993).
MILLER, H. C e KNIPE, W; Electrochemical Treatment of Municipal Wastewater. Dept. of
Health, Education and Welfare; Washington, (1965); p. 59
MINISTÉRIO DA SAÚDE, Manual de lavanderia hospitalar, DNOSS, SNABS, 65 p. (1986)
MINISTÉRIO DO MEIO AMBIENTE CONSELHO NACIONAL DO MEIO
AMBIENTE-CONAMA RESOLUÇÃO No 358, DE 29 DE ABRIL DE 2005.
Disponível na internet: http://www.mma.gov.br/port/conama/res/res05/res35805.pdf
MOLLAH, M.Y.A.; SCHENNACH, R.; PARGA, J. R.; COCKE, D. L., Electrocoagulation
(EC): science and applications. Journal of Hazardous Materials, v. 84, p. 29-41, (2001).
MOLLAH, M. Y. A., MORKOVSKY, P.,GOMES, J. A. G. , KESMEZ, M. , PARGA, J.
,COCKE, D. L. Fundamentals, present and future perspectives of electrocoagulation. J.
Hazard. Mater. v.114, p.199-210, (2004).
MONEGO, M. L. Degradação Eletroquímica de Corantes e Efluentes da Indústria Têxtil.
Dissertação de Mestrado
Programa de Pós-Graduação em Engenharia Mecânica e de
Materiais, Área de Concentração em Engenharia de Materiais, do Departamento de
Pesquisa e Pós-Graduação, do Campus de Curitiba, da UTFPR. Curitiba, Paraná, (2007).
NALECZ-JAWECKI, G.
; GRABINSKA-SOTA, E.; NARKIEWICZ, P.
The toxicity of
cationic surfactants in four bioassays. Ecotoxicology and Environmental Safety 54
(2003) 87–91
105
NAVARRO, A.; SANTIAGO, R.; PÈREZ, F. Determination of LC50 from Daphnia Magna
in treated industrial wastewaters and non-treated hospital effluents. Environmental
International 23, 4, p. 535-540, 1997.
NEWMAN, M. C.; UNGER, M. A. Fundamentals of Ecotoxicology.
2nd ed. Boca Raton:
Lewis Publishers, (2003). 458 p.
NOGUEIRA, R. F. e GUIMARÃES, J. R. Processos oxidativos avançados: uma alternativa
para o tratamento de efluentes. Revista engenharia sanitária e ambiental. V.3 nº 3 e 4.
Julho/setembro de 1998 e Outubro/Dezembro de 1998.
NOGUEIRA, R. F. e JARDIM, W. F. A fotocatálise heterogênea e sua aplicação ambiental.
Revista Química Nova. Volume 21, n
o
1, Janeiro e Fevereiro de 1998. p. 69-71.
OLLIS, D.F., PELIZZETTI, E., SERPONE, N. Heterogeneous photocatalysis in the
environment: application to water purification in “Photocatalysis: Fundamentals and
Applications”. Serpone N. and Pelizzetti E. (eds.), Wiley, New York, pp 604-637,
(1989).
PANOUILLÈRES, M; BOILLOT, C.; PERRODIN, Y. Study of the combined effects of a
peracetic acid-based disinfectant and surfactants contained in hospital effluents on
Daphnia magna. Ecotoxicology (2007) 16:327–340
PHILIPPI JUNIOR, Arlindo (Ed.). Saneamento, saúde e ambiente: fundamentos para um
desenvolvimento sustentável. Barueri: Manole, (2005). 842 p.
PIRKANNIEMI, K. and SILLANPÄÄ, M. Heterogeneous water phase catalysis as an
environmental application: a review, Chemosfere 48, (2002), p. 1047-1060
PULGARIN C. et al. Interaction between E. coli inactivation and DBP-precursors –
dihydroxybenzene isomers – in the photocatalytic process of drinking-water
desinfection with TiO
2
. Journal of Photochemistry and Photobiology A: Chemistry v.
139, p. 233 – 241, 2001.
RIO GRANDE DO SUL, Resolução CONSEMA n. 128, 24 de novembro de 2006. Diário
Oficial do Estado do Rio Grande do Sul, Porto Alegre, RS, 07 dez. 1999, Secretaria da
Saúde e Meio Ambiente/RS, Disponível na internet
http://www.aquaflot.com.br/legislacao.html. Acessado em 10 de abril de 2007.
ROBINSON, T; McMULLAN, G.; MARCHANT, R.; NIGAM, P. Remediation of dyes in
textile effluent: a critical review on current treatment technologies with a proposed
alternative. Bioresource Technology, v. 77 p. 247-255, (2001).
106
ROCHA, J. C.; ROSA, A. H.; CARDOSO, A. A. Introdução à química ambiental. Porto
Alegre: Bookman, (2004). 154 p.
RODRÍGUEZ, M.; BEN ADBERRAZIK, N.; CONTRERAS, S.; CHAMARRO, E.;
GIMENEZ, S.; and ESPURGAS, S., Iron(III) photoxidation of organic compounds in
aqueous solutions. Applied Catalysis B: Environmental 37, (2002), p. 131-137.
RODRÍGUEZ, M.; SARRIA, V.; ESPURGAS, S. and PULGARIN, C. Foto-Fenton
treatment of a biorecalcitrant wastewater generated in textile activities:
biodegradability of the photo-treated solution. Journal of Photochemistry and
Photobbiology A: Chemistry 151, (2002), p. 129-135.
RUPPERT, E. E.; BARNES, R. D. Zoologia dos Invertebrados. 6ª ed. São Paulo: Roca, 1996.
1029p.
RUSSEL, J.B. Química Geral. 2.
ª
ed.,v.2, Mc Graw-Hill, Rio de Janeiro, p.584-618, 1994
SAAR, J. Biotestes para efluentes industriais – ameaça ou solução? Artigo técnico.
UMWELT Ltda. - Assessoria Ambiental. Blumenau, sem data. Disponível em:
http://www.umwelt-sc.com.br/v2/module/artigo/files/18_FL_ANEXADO.pdf.
SARRIA, V. et al, Recent developments in the coupling of photoassisted and aerobic
biological processes for the treatment of biorecalcitrant compounds. Catalysis Today.
V. 76, p. 301–315, 2002.
SARRIA, V.;. DERONT, M.; PÉRINGER, P.; PULGARIN, C. Degradation of a
biorecalcitrant dye precursor present in industrial wastewaters by a new integrated
iron(III) photoassisted-biological treatment. Apple Catalysis B. V. 40, (3), p.231–46,
(2003).
SETAC BRASIL – SOCIEDADE BRASILEIRA DE ECOTOXICOLOGIA. Disponível em:
http://www.octopus.furg.br/setac/index.htm
SILVA, A. L. C., Processo eletrolítico: Uma alternativa para o tratamento de águas
residuárias. 2002, 60f. Monografia de Especialização em Química Ambiental,
Universidade do Estado do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro, RJ, Brasil.
SPERLING, M., V.. Lodos Ativados.2 ed., vol 4. Belo Horizonte/MG – DESA, 1997.
SPERLING, Marcos Von. Introdução à qualidade das agues e no tratamento de esgotos. 3ª.
Ed. Belo Horizonte/MG, 2005.
STEGER-HARTMANN, T., LÄNGE, R., SCHWEINFURTH, H., 1999. Environmental risk
assessment for the widely used iodinated X-ray contrast agent iopromid (Ultravist).
Ecotoxicol. Environ. Saf. 42, 274–28.
107
SUAREZ, S; LEMA, J. M.; OMIL, F.. Pre-treatment of hospital wastewater by coagulation–
flocculation and flotation.
Bioresource Technology 100 (2009) 2138–2146
TICIANELLI, E.A. e GONZALES, E. R. Electroquímica:Princípios e Aplicações. São Paulo,
Edusp, p.17-29, 1998
TOMPKINS, D. S.; JOHNSON, P. and FITTALL, B. R. Low-temperature washing of
patients’ clothing; effects of detergent with disinfectant and a tunel drier on bacterial
survival. J. Hosp. Infection. Boston. Litte, Brown & Company, 1988.
VOGEL, A. I.. Análise química quantitativa. 6. ed., rev. Rio de Janeiro: LTC, 2002. 462 p.
WARTCHOW, D. L.; ALVES, P. M. A. Ações Integradas para o Saneamento e a Garantia
de Qualidade. In: Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, 17, 1993,
Natal. Anais, v. 1. Rio de Janeiro, 1993.
WATTS, R. J.; KONG, S.; ORR, M. P.; MILLER, G. C. and HENRY, B. E. Photocatalytic
inactivation of coliform bacteria and viruses in secondary wastewater effluent, Water
Research 29, 1995, p. 95-100.
WATTS, R. J.; KONG, S.; ORR, M. P.; MILLER, G. C. and HENRY, B. E. Photocatalytic
inactivation of coliform bacteria and viruses in secondary wastewater effluent, Water
Research 29, 1995, p. 95-100.
WEN, X.; DING, H.; HUANG, X.; LIU, R. Treatment of hospital wastewater using a
submerged membrane bioreactor. Process Biochemistry 39, p. 1427-1431, 2004.
WIENDL, W. G., Processos eletrolíticos para depuração de esgotos – Uma revisão secular.
Revista DAE-SP, v. 45, n. 140, p. 50–4, 1985.
WIST, J.; SANABRIA, C.; DIEROLF, W.; TORRES, C.; PULGARIN. J. Evaluation of
photocatalytic disinfection of crude water for drinking-water production,
Photochemical and Photobiology A: Chemistry, 147, 2002, p. 241-246.
WU, C.; KUO, C.; CHANG, C. Homogeneous catalytic ozonation of C.I. Reactive Red 2 by
metallic ions in a bubble column reactor. Journal of Hazardous Materials 154 (2008)
748–755.
WU, J. J.; WU,C.; MA, H.;, CHANG, C. Treatment of landfill leachate by ozone-based
advanced oxidation process. Chemosphere. V. 54, p. 997- 1003, 2004.
ZAGATTO, P. A.; BERTOLETTI, E. Ecotoxicologia Aquática: Princípios e Aplicações. São
Carlos/SP – RiMa, 2006. 478 p.
108
7. ANEXOS
7.1 Resultados dos Ensaios de Tratamento
Ensaios de Tratamento Enxágüe Inicial das Compressas – EF 02/04/2009
Ensaios de Tratamento Enxágüe Inicial das Compressas – EF 17/04/2009
Parâmetro
Bruto 30’ 60’ NaCl 30’ NaCl 60’
CE 50 (I)
48h (%)
15,49 45,06 17,45 5,44 75,17
DBO
5
(mg O
2
L
-1
)
568 486 341 103 399
DQO
(mg O
2
L
-1
)
778 882,7 832,7 856,4 802,45
Turbidez
(NTU)
202,21 542,29 635,45 658, 61 757,70
Condutiv.
(µS/cm)
285 253 260 1736 1466
Cor
(λ600nm)
0,446 1,049 1,203 1,244 1,702
pH
6,8 7,0 7,05 7,13 7,19
Parâmetro
Bruto 30’ 60’ NaCl 30’ NaCl 60’
CE 50 (I)
48h (%)
15,93 9,15 10,15 21,76 18,94
DBO
5
(mg O
2
L
-1
)
331 393 312 393 412
DQO
(mg O
2
L
-1
)
814 809,25 944,25 806,75 799,25
Turbidez
(NTU)
202,21
635,45
658, 61
757,70
732,93
Condutiv.
(µS/cm)
285
260
1736
1466
1447
Cor
(λ600nm)
0,309 0,685 0,736 0,409 0,973
pH
6,72 7,01 7,07 7,14 7,18
109
Ensaios de Tratamento Enxágüe Inicial das Compressas – EF 23/04/2009
Ensaios de Tratamento Enxágüe Inicial das Compressas – EF/O
3
01/07/2009
Parâmetro
Bruto 30’ 60’ NaCl 30’ NaCl 60’
CE 50 (I)
48h (%)
6,93 27,73 13,39 13,43 90,57
DBO
5
(mg O
2
L
-1
)
531 438 319 589 489
DQO
(mg O
2
L
-1
)
661 499,25 484,25 606,75 441,75
Turbidez
(NTU)
203,29 493,55 537,17 438,89 339,54
Condutiv.
(µS/cm)
260,2 297,5 329,3 1613,2 1756,7
Cor
(λ600nm)
0,131 0,179 0,126 0,166 0,198
pH
6,64 5,98 6,01 6,43 6,63
Parâmetro
Bruto 30’ 60’ NaCl 30’ NaCl 60’
CE 50 (I)
48h (%)
15,38 29,73 27,46 43,52 54,72
DBO
5
(mg O
2
L
-1
)
773 756 732 689 519
DQO
(mg O
2
L
-1
)
910 943 937 970 953
Turbidez
(NTU)
149,98 119,28 117,94 107,43 131,67
Condutiv.
(µS/cm)
285,6 270,1 263,5 1607,9 1608,7
Cor
(λ600nm)
0,248 0,198 0,199 0,185 0,199
pH
7,75 7,56 7,81 8,71 8,95
110
Ensaios de Tratamento Enxágüe Inicial das Compressas – EF/O
3
08/07/2009
Ensaios de Tratamento Enxágüe Inicial das Compressas – EF/O
3
30/07/2009
Parâmetro
Bruto 30’ 60’ NaCl 30’ NaCl 60’
CE 50 (I)
48h (%)
7,01 18,59 51,76 65,17 43,52
DBO
5
(mg O
2
L
-1
)
778 789 664 767 529
DQO
(mg O
2
L
-1
)
937 987 933 963 953
Turbidez
(NTU)
218,64 175,83 166,40 162,36 150,25
Condutiv.
(µS/cm)
311,8 286,1 302,2 1673,5 1660,1
Cor
(λ600nm)
0,419 0,349 0,313 0,336 0,285
pH
7,55 7,57 7,67 8,00 7,98
Parâmetro
Bruto 30’ 60’ NaCl 30’ NaCl 60’
CE 50 (I)
48h (%)
16,92 36,60 53,58 30,77 57,43
DBO
5
(mg O
2
L
-1
)
383 421 362 432 270
DQO
(mg O
2
L
-1
)
1047 1040 1053 1060 1127
Turbidez
(NTU)
155,63 156,98 148,90 180,40 178,25
Condutiv.
(µS/cm)
277,7 275,1 264,5 1632,7 1673,2
Cor
(λ600nm)
0,283 0,261 0,267 0,323 0,335
pH
7,89 7,49 7,53 8,45 9,15
111
Ensaios de Tratamento Enxágüe Inicial das Compressas – EF + O
3
27/08/2009
Ensaios de Tratamento Enxágüe Inicial das Compressas – EF + O
3
05/11/2009
Ensaios de Tratamento Etapa da Lavagem – EF 19/03/2009
Parâmetro
Bruto NaCl 30’ NaCl 60’
CE 50 (I)
48h (%)
53,58 76,59 70,71
DBO
5
(mg O
2
L
-1
)
821 583 610
DQO
(mg O
2
L
-1
)
967 980 960
Parâmetro
Bruto NaCl 30’ NaCl 60’
CE 50 (I)
48h (%)
40,61 70,71 75,17
DBO
5
(mg O
2
L
-1
)
810 562 519
DQO
(mg O
2
L
-1
)
960 957 933
Parâmetro
Bruto 30’ 60’ NaCl 30’ NaCl 60’
CE 50 (I)
48h (%)
0,60 9,66 49,60 72,36 88,15
DBO
5
(mg O
2
L
-1
)
33 42 30 52 128
DQO
(mg O
2
L
-1
)
663 677 673 457 370
Turbidez
(NTU)
44,97 58,97 49,01 114,97 156,17
Condutiv.
(µS/cm)
321,3
341,5 323,3 1772 1723
Cor
(λ600nm)
0,114 0,123 0,191 0,247 0,240
pH
9,39 9,32 9,34 9,12 9,22
112
Ensaios de Tratamento Etapa da Lavagem – EF 07/05/2009
Ensaios de Tratamento Etapa da Lavagem – EF 13/05/2009
Parâmetro
Bruto 30’ 60’ NaCl 30’ NaCl 60’
CE 50 (I)
48h (%)
16,49 93,3 84,1 99,99 63,72
DBO
5
(mg O
2
L
-1
)
10 0 0 0 0
DQO
(mg O
2
L
-1
)
614 711 274,75 356,75 342,25
Turbidez
(NTU)
160,75
NTU
56,28 58,32 118,21 96,4
Condutiv.
(µS/cm)
493,2 466,5 476,8 1803 1745,3
Cor
(λ600nm)
0,173 0,123 0,191 0,247 0,240
pH
9,8 9,32 9,34 9,12 9,22
Parâmetro
Bruto 30’ 60’ NaCl 30’ NaCl 60’
CE 50 (I)
48h (%)
3,59 1,79 93,89 72 78,1
DBO
5
(mg O
2
L
-1
)
21 0 0 0 0
DQO
(mg O
2
L
-1
)
661 499,25 484,25 606,75 441,75
Turbidez
(NTU)
68,3 50,62 57,08 80,24 102,32
Condutiv.
(µS/cm)
418,8 415,6 410,4 1834,8 1842,1
Cor
(λ600nm)
0,131 0,179 0,126 0,166 0,198
pH
10,05 10,00 10,12 10,24 10,36
113
Ensaios de Tratamento Etapa da Lavagem – EF/O
3
20/05/2009
Ensaios de Tratamento Etapa da Lavagem – EF/O
3
27/05/2009
Parâmetro
Bruto 30’ 60’ NaCl 30’ NaCl 60’
CE 50 (I)
48h (%)
21,02 2,62 52,47 63,73 59,46
DBO
5
(mg O
2
L
-1
)
13 0 0 0 0
DQO
(mg O
2
L
-1
)
661 499,25 484,25 606,75 441,75
Turbidez
(NTU)
55,2 46,8 53,07 79,16 102,32
Condutiv.
(µS/cm)
324,8 381,8 381,1 1735,6 1739
Cor
(λ600nm)
0,086 0,092 0,083 0,100 0,145
pH
10,10 9,72 9,55 9,50 10,39
Parâmetro
Bruto 30’ 60’ NaCl 30’ NaCl 60’
CE 50 (I)
48h (%)
4,11 40,61 70,71 53,58 76,6
DBO
5
(mg O
2
L
-1
)
13 0 0 0 0
DQO
(mg O
2
L
-1
)
700 590 450 530 510
Turbidez
(NTU)
106,09 92,09 81,59 67,58 94,51
Condutiv.
(µS/cm)
385,2 387,1 377,5 1771,9 1758,8
Cor
(λ600nm)
0,112 0,089 0,092 0,089 0,123
pH
10,26 10,20 10,02 10,56 10,15
114
Ensaios de Tratamento Etapa da Lavagem – EF/O
3
25/06/2009
Ensaios de Tratamento Etapa da Lavagem – EF + O
3
16/07/2009
Parâmetro
Bruto 30’ 60’ NaCl 30’ NaCl 60’
CE 50 (I)
48h (%)
2,81 39,23 50,87 10,51 48,97
DBO
5
(mg O
2
L
-1
)
0 0 0 0 0
DQO
(mg O
2
L
-1
)
773 500 473 503 450
Turbidez
(NTU)
36,08 46,31 44,43 65,16 97,20
Condutiv.
(µS/cm)
363,5 382,9 382,3 1765,2 1720,3
Cor
(λ600nm)
0,045 0,053 0,055 0,93 0,124
pH
10,00 10,17 10,18 10,07 10,25
Parâmetro
Bruto NaCl 30’ NaCl 60’
CE 50 (I)
48h (%)
3,6 98,99 29,73
DBO
5
(mg O
2
L
-1
)
0 0 0
DQO
(mg O
2
L
-1
)
673 653 540
Turbidez
(NTU)
36,08 46,85 63,55
Condutiv.
(µS/cm)
366,3 1725,9 1797,3
Cor
(λ600nm)
0,063 0,70 0,81
pH
9,94 3,25 10,25
115
Ensaios de Tratamento Etapa da Lavagem – EF + O
3
07/08/2009
Ensaios de Tratamento Etapa da Lavagem – EF + O
3
28/08/2009
Parâmetro
Bruto NaCl 30’ NaCl 60’
CE 50 (I)
48h (%)
14,88 76,9 42,35
DBO
5
(mg O
2
L
-1
)
0 0 0
DQO
(mg O
2
L
-1
)
900 727 667
Turbidez
(NTU)
27,46 120,63 148,90
Condutiv.
(µS/cm)
359,1 1859 1801,3
Cor
(λ600nm)
0,043 0,207 0,238
pH
9,98 3,14 3,18
Parâmetro
Bruto NaCl 30’ NaCl 60’
CE 50 (I)
48h (%)
23,14 51,76 52,89
DBO
5
(mg O
2
L
-1
)
0 0 0
DQO
(mg O
2
L
-1
)
490 380 360
Turbidez
(NTU)
43,62 66,24 70,28
Condutiv.
(µS/cm)
397,7 1856,0 1817,6
Cor
(λ600nm)
0,071 0,105 0,111
pH
10,00 3,04 3,41
116
7.2 Laudos da Caracterização Analítica
117
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