Dissertação Diego Eugênio Bulhões de Oliveira

Prévia do material em texto

1 
 
ma
UNIVERSIDADE FEDERAL DE PERNAMBUCO 
CENTRO DE TECNOLOGIA E GEOCIÊNCIAS 
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM ENGENHARIA CIVIL 
P 
P 
G 
E 
C 
PPGEC- Programa de Pós-Graduação 
em Engenharia Civil 
 
CEP. 50740-530 – Cidade Universitária 
Recife – PE 
 
Tel: 0 81 – 2126-7923 
DISSERTAÇÃO DE MESTRADO 
 
AVALIAÇÃO PARAMÉTRICA E OTIMIZAÇÃO DO 
TRATAMENTO DE LIXIVIADOS POR PROCESSOS 
FÍSICO-QUÍMICOS 
Diego Eugênio Bulhões de Oliveira 
Recife/PE 
Agosto/2012 
i 
 
 
Diego Eugênio Bulhões de Oliveira 
 
 
 
 
 
 
 
AVALIAÇÃO PARAMÉTRICA E OTIMIZAÇÃO DO TRATAMENTO DE 
LIXIVIADOS POR PROCESSOS FÍSICO-QUÍMICOS 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Orientador: Prof. Dr. Maurício Alves de Motta Sobrinho 
 
 
 
 
 
 
 
Recife - PE 
Agosto de 2012 
 
 
Dissertação submetida ao corpo docente da 
Coordenação do Programa de Pós-graduação 
da Universidade Federal de Pernambuco 
como parte dos requisitos necessários para 
obtenção do grau de Mestre em Engenharia 
Civil. 
i 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Catalogação na fonte 
Bibliotecária Maria Luiza de Moura Ferreira, CRB-4 / 1469 
 
 
 
 
O48a 
 Oliveira, Diego Eugênio Bulhões de. 
 Avaliação paramétrica e otimização do tratamento de 
lixiviados por processos físico-químicos / Diego Eugênio 
Bulhões de Oliveira. - Recife: O Autor, 2012. 
 68 folhas; il., tabs. 
 
 Orientador: Prof. Dr. Maurício Alves de Motta Sobrinho. 
 Dissertação (Mestrado) – Universidade Federal de 
Pernambuco. CTG. Programa de Pós-Graduação do Departamento 
de Engenharia Civil, 2012. 
 
 Inclui Referências. 
 
 1. Engenharia Civil. 2. Lixiviados. 3. Adsorção. 
4. Resíduo da Malacocultura. I. Motta Sobrinho, Maurício 
Alves de. (Orientador). II. Título. 
 
 624 CDD (22. ed.) UFPE/BCTG/2012-236 
 
 
 
ii 
 
 
 
 
 
 
 
UNIVERSIDADE FEDERAL DE PERNAMBUCO 
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM ENGENHARIA CIVIL 
 
A comissão examinadora da defesa da Dissertação de Mestrado 
 
intitulada 
 
AVALIAÇÃO PARAMÉTRICA E OTIMIZAÇÃO DO TRATAMENTO DE 
LIXIVIADOS POR PROCESSOS FÍSICO-QUÍMICOS 
 
defendida por 
Diego Eugênio Bulhões de Oliveira 
 
Considera o candidato ____________ 
 
 
Recife, 24 de Agosto de 2012 
 
 
 
_______________________________________ 
Prof. Dr. Maurício Alves da Motta Sobrinho 
DEQ/UFPE (Orientador) 
 
 
 
 
 
Prof
a
. Dr
a
. Marisete Dantas de Aquino 
DEHA /UFC (avaliadora externa) 
 
 
 
 
 
Prof. Dr. Jaime Joaquim da Silva Pereira Cabral 
DECivil/UFPE (avaliador interno) 
 
 
iii 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
“Quando você quer alguma coisa, todo o 
universo conspira para que você realize o seu 
desejo.” 
Paulo Coelho 
 
iv 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
Dedico este trabalho primeiramente 
a Deus por esta sempre ao meu lado nos 
momentos mais difíceis e por ter me 
abençoado com um filho pelo qual não só 
dedico este trabalho como também minha 
vida. 
 
v 
 
 
AGRADECIMENTOS 
 
Agradeço sempre a Deus em primeiro lugar pelas oportunidades dadas durante 
toda minha vida. 
Aos meus Pais e a todos os meus familiares, pelas demonstrações de confiança e 
incentivo. 
A minha esposa Juliana, pela sua dedicação, respeito e por estar sempre nos 
melhores momentos da minha vida, principalmente por ter me dado um filho 
maravilhoso (Luiz Guilherme, papai te ama). 
Ao professor Dr. Maurício Alves da Motta Sobrinho por aceitar ser meu 
orientador e por toda confiança, dedicação, profissionalismo e conselhos sobre os 
melhores caminhos a seguir. 
A Doutoranda Patrícia Maria de Souza Paulino pela atenção, paciência e 
importante participação neste projeto. 
Aos Doutorandos de Engenharia Civil da UFPE: Etiene, Claudio, por estarem 
sempre dispostos a ajudar. 
Aos meus Companheiros de Mestrado de Engenharia Civil da UFPE, Laís, 
Joany, Leandro pelo companheirismo e incentivos durante todo curso. 
 A todos os meus Amigos, por me concederem momentos de descontração 
durante esses dois anos de mestrado. 
 Ao CNPq pela concessão da bolsa de estudo durante a participação neste projeto 
de pesquisa. 
 A todas as pessoas que de alguma forma contribuíram para a consolidação desta 
etapa da minha vida. 
 
 
 
vi 
 
AVALIAÇÃO PARAMÉTRICA E OTIMIZAÇÃO DO TRATAMENTO DE 
LIXIVIADOS POR PROCESSOS FÍSICO-QUÍMICOS 
 
Diego Eugênio Bulhões de Oliveira 
 
RESUMO 
 
Devido à destinação inadequada dos resíduos sólidos produzidos pela população que 
grandes impactos ambientais e sociais vem sendo gerado. No Brasil, são produzidos 
anualmente cerca de 62 milhões de toneladas de resíduos sólidos urbanos, dos quais 6,4 
milhões deixam de ser coletados e, por consequência, tiveram destino impróprio. Uma 
maneira apropriada para disposição desses resíduos são os aterros sanitários. Nestes 
locais, os resíduos em decomposição sob o solo juntamente com a água proveniente 
principalmente da chuva, geram o lixiviado ou percolado. Este liquido é escuro e com 
forte odor e possui alto potencial patogênico e toxicológico, cerca de 200 vezes mais 
que o esgoto domestico, motivo pelo qual deve ser tratado antes de ser lançado em 
cursos de água. De maneira geral o lixiviado quando submetido aos tratamentos 
convencionais (lagoa aeróbia, anaeróbia e facultativa), ainda apresentam grandes 
concentrações de poluentes potenciais, principalmente de carga orgânica representada 
pelas substancias húmicas responsáveis pela coloração do lixiviado. Entre as 
alternativas para tratamento deste liquido observou-se que para obter uma remoção de 
poluentes satisfatória uma combinação de tratamento físico-químico foi estudada devido 
à complexidade e o alto grau de poluição deste efluente. Neste trabalho foi utilizada a 
combinação das técnicas de coagulação/floculação e adsorção para o tratamento do 
lixiviado. Inicialmente o lixiviado foi coletado do Aterro de Resíduos Sólidos da 
Muribeca-PE, e pré-tratado pelo processo de coagulação/floculação utilizando hidróxido 
de cálcio (cal comercial de São Paulo) como coagulante, nas condições já otimizadas 
por estudos realizados anteriormente. Após o lixiviado ter sido pré-tratado, foi 
submetido à técnica de adsorção com o intuito principal em remover as substancias 
húmicas (responsável pela cor do lixiviado) através do uso de resíduo do cultivo de 
ostra como adsorvente. Os experimentos de adsorção foram realizados em batelada 
utilizando as melhores condições encontradas através da técnica de planejamento 
experimental fatorial: adsorvente com granulometria de 100 mesh calcinado a 1000 °C 
durante 30 minutos, quantidade de adsorvente 3 g e agitação de 300 rpm. A observação 
do comportamento cinético da adsorção da cor do lixiviado (substancias húmicas) sobre 
as conchas de ostra resultou na determinação de um tempo. Embora o processo 
adsortivo seguisse uma cinética de adsorção no tempo de aproximadamente 40 minutos, 
o estudo de equilíbrio foi realizado no tempo de 60 minutos para garantir o seu total 
equilíbrio. As isotermas de adsorção seguiram o modelo de Langmuir e capacidade 
máxima de adsorção foi de 45,45 Hazen.L/g. O pH do lixiviado que era de 8,7 passou a 
ser após a combinação de tratamento 12,55. No geral a combinação dos processos de 
tratamento em questão foi bastante eficiente em diversos aspectos, obtendo uma redução 
de aproximadamente 95% da DBO, 40% da DQO, 70% da cor do lixiviado e mostrou 
que na técnica de adsorção as conchas da ostra são bons adsorventes para redução dos 
poluentes potenciais. 
 
Palavras-chave: lixiviados, adsorção, resíduo da malacocultura, ostra. 
vii 
 
PARAMETRIC EVALUATIONAND OPTIMIZATION OF THE LEACHATE 
TREATMENT BY PHYSICO-CHEMICAL PROCESSES 
 
Diego Eugênio Bulhões de Oliveira 
 
ABSTRACT 
 
Due to improper disposal of solid waste produced by the large population that 
environmental and social impacts have been generated. In Brazil, are produced annually 
about 62 million tons of municipal solid waste, of which 6.4 million are no longer 
collected and therefore were improper destination. A proper way to dispose of these 
wastes are landfill. In these locations, the residue decomposition under the soil together 
with water from rain especially, produce the leachate or leachate. This liquid is dark and 
has a strong odor and high pathogenic potential and toxicology, about 200 times more 
than domestic sewage, why should be treated before being released into waterways. In 
general the leachate when subjected to conventional treatments (aerobic lagoon, 
anaerobic and facultative), still have large concentrations of potential pollutants, mainly 
organic load represented by humic substances responsible for color of the leachate. 
Among the alternatives for the treatment of liquid was observed that for a satisfactory 
removal of pollutants a combination of physico-chemical treatment has been studied 
due to the complexity and degree of pollution of the effluent. In this work the 
combination of the techniques used for coagulation / flocculation and adsorption for the 
treatment of leachate. Initially, the leachate was collected from the Solid Waste Landfill 
Muribeca-PE, and pre-treated by coagulation / flocculation using calcium hydroxide 
(lime trade of St. Paul) as a coagulant, the conditions already optimized by previous 
studies. After the leachate had been pretreated, he underwent technique of adsorption 
with the main intention of removing the humic substances (responsible for the color of 
the leachate) through the use of crop residue of oyster as adsorbent. The adsorption 
experiments were conducted in batch mode using the best conditions encountered by the 
technique of factorial experimental design: adsorbent with a particle size of 100 mesh 
calcined at 1000 ° C for 30 minutes, 3 g amount of adsorbent agitation of 300 rpm. The 
observation of the kinetic behavior of adsorption of the color of the leachate (humic 
substances) on the oyster shells resulted in the determination of a time. While the 
adsorptive process follow the kinetics of adsorption time of approximately 40 minutes, 
the balance study was performed in 60 minutes to ensure their total balance. The 
adsorption isotherms followed the Langmuir model and the maximum adsorption 
capacity was 45.45 Hazen.L / g. The pH of the leachate was 8.7 which became after 
combination treatment 12.55. In general, the combination of treatment processes in 
question is very effective in many respects, obtaining a reduction of approximately 95% 
of the BOD, COD of 40%, 70% of the color of the leachate in the art and found that 
adsorption of the shells of the oyster are good adsorbents for reducing the polluting 
potential. 
 
 
Keywords: leachate, adsorption, waste of malacoculture, oyster. 
viii 
 
SUMÁRIO 
 
 
RESUMO ................................................................................................................... vi 
ABSTRACT .............................................................................................................. vii 
LISTA DE FIGURAS ................................................................................................. x 
LISTA DE TABELAS............................................................................................... xii 
LISTA DE SIGLAS, ABREVIATURAS E SÍMBOLOS ........................................ xiii 
1. INTRODUÇÃO ................................................................................................... 1 
1.1 OBJETIVO GERAL ....................................................................................... 3 
1.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS .......................................................................... 3 
2. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA............................................................................ 4 
2.1 RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS .................................................................... 4 
2.2 ATERRO SANITÁRIO CONTROLADO ........................................................... 5 
2.3 CARACTERÍSTICAS E COMPOSIÇÃO DO LIXIVIADO ................................ 7 
2.4 ATERRO CONTROLADO DA MURIBECA ................................................... 11 
2.5 MÉTODOS PARA TRATAMENTO DE LIXIVIADO ..................................... 12 
2.5.1 Processos Biológicos .................................................................................. 13 
2.5.2 Stripping de amônia ou arraste com ar ........................................................ 16 
2.5.3 Processo de Separação por Membranas (PSM)............................................ 18 
2.5.4 Processos Oxidativos Avançados (POAs) ................................................... 19 
2.5.5 Coagulação/Floculação/Decantação ............................................................ 21 
2.5.6 Adsorção .................................................................................................... 23 
2.6 PLANEJAMENTO FATORIAL ....................................................................... 29 
3. MATERIAIS E METODOLOGIA................................................................... 31 
3.1 MATERIAIS ..................................................................................................... 31 
3.1.1 Coagulante ................................................................................................. 32 
3.1.2 Adsorvente ................................................................................................. 32 
3.2 METODOLOGIA ............................................................................................. 33 
3.2.1. Caracterização do Adsorvente .................................................................... 35 
3.2.2 Estudos preliminares do lixiviado coagulado combinado com o processo de 
tratamento adsortivo. ........................................................................................... 37 
3.2.3 Planejamento Fatorial dos Experimentos (otimização) ................................ 38 
3.2.4 Estudo do Processo Adsortivo .................................................................... 40 
4. RESULTADOS E DISCUSSÕES ..................................................................... 42 
ix 
 
4.1 CARACTERIZAÇÃO DO LIXIVIADO ........................................................... 42 
4.2. CARACTERIZAÇÃO DO ADSORVENTE ..................................................... 43 
4.3 PRÉ-TRATAMENTO .................................................................................. 46 
4.4 ESTUDOS PRELIMINARES DO LIXIVIADO COAGULADO 
COMBINADO COM O PROCESSO ADSORTIVO ............................................... 46 
4.5 PLANEJAMENTO FATORIAL DOS EXPERIMENTOS ............................ 48 
4.5.1 Planejamento experimental I – Otimização do Tratamento do Adsorvente .. 48 
4.5.2 Planejamento experimental II – Otimização do Processo Adsortivo ............ 52 
4.6 AVALIAÇÃO DO PROCESSO ADSORTIVO ............................................ 55 
4.6.1 Estudo cinético de adsorção ........................................................................ 55 
4.6.2 Estudo do equilíbrio de adsorção ................................................................ 56 
4.7 AVALIAÇÃO GERAL DO PROCESSO ...................................................... 57 
5. CONCLUSÕES E PERSPECTIVAS ............................................................... 59 
5.1 CONCLUSÕES ............................................................................................ 59 
5.2 PERSPECTIVAS .......................................................................................... 60 
6. REFERÊNCIASBIBLIOGRÁFICAS ............................................................. 61 
 
 
 
x 
 
LISTA DE FIGURAS 
 
Figura 2.1: Destinação final dos RSU coletados no Brasil. (Dados da ABRELPE 2011).
 ..................................................................................................................................... 4 
Figura 2.2: Composição gravimétrica dos RSU no Brasil. (Dados da ABRELPE 2011).
 ..................................................................................................................................... 4 
Figura 2.3: Vista aérea do aterro da Muribeca e da estação de tratamento de lixiviados.
 ................................................................................................................................... 12 
Figura 2.4: Composição gravimétrica do aterro da Muribeca. Fonte: Mariano, 2007. . 12 
Figura 2.5: Classificação das Isotermas de adsorção. Fonte: McCABE et al. (2001). .. 26 
Figura 3.1: Local exato onde foi coletado o lixiviado do aterro da Muribeca. ............. 31 
Figura 3.2: Fotos das conchas de ostra: sem trituração e triturada com granulometria de 
20, 60 e 100 mesh, respectivamente. ........................................................................... 32 
Figura 3.3: Forno mufla Quimis Q318M21. ............................................................... 33 
Figura 3.4: Foto do ensaio de coagulação no teste do jarro para o lixiviado ................ 34 
Figura 3.5: Equipamento analisador de área específica do CETENE. ......................... 36 
Figura 3.6: Mesa agitadora com experimento em andamento. .................................... 37 
Figura 3.7: Espectrofotômetro - Spectroquant Nova 60 (MERCK). ............................ 38 
Figura 4.1: Distribuição percentual do volume dos poros em função do diâmetro para o 
pós da ostra in natura (a) e calcinada (b). ..................................................................... 44 
Figura 4.2: Isotermas de adsorção (∆) e dessorção (●) para a ostra calcinada. ............ 44 
Figura 4.3: Espectro de difração do raios X sobre amostras de pó de ostra “in natura” 
(a) e calcinada (b). ...................................................................................................... 45 
Figura 4.4: Variação da cor (●) e da capacidade de remoção de cor (Δ) do lixiviado 
coagulado combinado com o processo de adsorção com diferentes massas do pó 
calcinado. T=2 h, Agitação=400 rpm, Vol.= 0,1 L....................................................... 47 
Figura 4.5: foto após o estudo preliminar com o adsorvente calcinado a 1000°C durante 
3 horas com diferentes massas (0,5 a 10g) de adsorvente. ............................................ 48 
Figura 4.6: Gráfico de Pareto referente à análise dos fatores que mais influenciaram na 
otimização no adsorvente. ........................................................................................... 49 
Figura 4.7: Superfície de resposta para a redução da cor do lixiviado pelas variáveis, 
granulometria e temperatura. ....................................................................................... 51 
xi 
 
Figura 4.8: Superfície de resposta para a redução da cor do lixiviado pelas variáveis, 
tempo de calcinação e granulometria. .......................................................................... 51 
Figura 4.9: Gráfico de Pareto referente à análise dos fatores que mais influenciaram no 
processo adsortivo. ...................................................................................................... 53 
Figura 4.10: Superfície de resposta para a redução da cor do lixiviado pelas variáveis, 
massa e agitação.......................................................................................................... 54 
Figura 4.11: Evolução cinética da quantidade adsorvida da cor do lixiviado sobre as 
conchas de ostra. M = 3g, agitação = 300 rpm, vol = 0,1L. .......................................... 55 
Figura 4.12: Ajuste dos resultados experimentais do estudo de equilíbrio na isoterma 
linearizada de Langmuir. ............................................................................................. 56 
Figura 4.13: Ajuste dos resultados experimentais do estudo de equilíbrio na isoterma 
linearizada de Freundlich. ........................................................................................... 56 
Figura 4.14: Foto do lixiviado coagulado e após adsorção. ......................................... 58 
 
 
 
 
 
 
xii 
 
LISTA DE TABELAS 
 
Tabela 2.1: Prováveis características do lixiviado de aterros brasileiros. ....................... 8 
Tabela 2.2: Diâmetro de poros e exemplos do uso de membranas. .............................. 19 
Tabela 2.3: Potencial de oxidação para alguns oxidantes. ........................................... 20 
Tabela 2.4: Tipos de sistemas em processos oxidativos avançados. ............................ 21 
Tabela 2.5: Diferença entre adsorção física e química. ............................................... 24 
Tabela 3.1: Métodos e equipamentos utilizados na caracterização do lixiviado. .......... 34 
Tabela 3.2: Variáveis e níveis estudados no planejamento fatorial 2³. ......................... 39 
Tabela 3.3: Variáveis e níveis estudados na otimização do processo adsortivo. .......... 39 
Tabela 4.1: Resultado da caracterização do lixiviado do aterro da Muribeca-PE. ........ 42 
Tabela 4.2: Resultado sumarizado da análise da área específica e volume dos poros do 
adsorvente. .................................................................................................................. 43 
Tabela 4.3: Resultado da caracterização do lixiviado do aterro da Muribeca-PE pré-
tratado pelo método de coagulação/floculação. ............................................................ 46 
Tabela 4.4: Matriz de planejamento fatorial 2³.do tratamento do adsorvente. .............. 49 
Tabela 4.5: Avaliação Estatística do Planejamento Experimental I. ............................ 50 
Tabela 4.6: Matriz de planejamento do processo adsortivo para um fatorial 2². .......... 52 
Tabela 4.7: Avaliação Estatística da Otimização do Processo Adsortivo. .................... 53 
Tabela 4.8: Resultados obtidos no tratamento combinado do lixiviado. ...................... 57 
 
 
 
 
 
 
xiii 
 
 
LISTA DE SIGLAS, ABREVIATURAS E SÍMBOLOS 
 
 
A Área do aterro 
AF Ácidos fúlvicos 
AH Ácidos húmicos 
ARS Aterro de resíduos sólidos. 
60CO Cobalto sessenta 
Ca Cálcio 
CaO óxido de cálcio 
Ca(OH)2 Hidróxido de cálcio 
Cl Cloro 
CO2 Gás carbônico 
COT Carbono orgânico total. 
CONAMA Conselho Nacional de Meio Ambiente. 
DQO Demanda química de oxigênio. 
DBO5 Demanda bioquímica de oxigênio. 
DBO/DQO Razão de biodegradabilidade 
Es Escoamento superficial 
Et Evapotranspiração 
Ev Evaporação 
FVMP Freqüência de valores mais prováveis. 
G grama. 
g/L gramas por litro 
HCO3
-
 Bicarbonato 
H2O2 Peróxido de hidrogênio 
H2O Água 
HU Huminas 
HZ Hazen 
K Coeficiente que depende do grau de compactação dos resíduos 
KGy Quilo Gray 
L Geração de lixiviado 
M concentração do coagulante 
MF Microfiltração 
MeV Megaeletronvolts 
mg/L miligramas por litro 
MM Massa molar. 
Mn Manganês 
Mg Magnésio 
Min Minuto 
NF Nanofiltração 
60Ni Níquel sessenta 
NBR Norma brasileira 
NH4
+
 Amônia ionizada ou íon amônio 
NH3 Amônia livre 
Nm Nanômetro 
NTU Nephelometric Turbity Unit 
OI Osmose inversa 
xiv 
 
OH Hidroxila 
P Precipitação 
pH Potencial de hidrogênio 
POA Processos Oxidativos Avançados 
PSM Processo de separação por membranas 
Q Vazão média de lixiviado 
R Radiação 
Rc Recirculação de líquidos 
Rpm Rotação por minuto 
RSM Análise da superfície de resposta 
RSU Resíduos sólidos urbanos 
SDT Sólidos dissolvidos totais 
S Sólido. 
SBQ Sistema bioquímico. 
SMEWW Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater 
SO4
2-
 SulfatoSST Sólidos suspensos totais. 
ST Sólidos Totais 
TA Tempo de floculação 
TS Tempo de sedimentação 
UASB Upflow Anaerobic Sludge Blanket. 
UF Ultrafiltração 
UV Ultravioleta 
Vol. Volume 
VA Velocidade de floculação 
Wrs Água proveniente dos resíduos e do solo de cobertura 
Ws Água subterrânea 
Wv Vapor d’ água 
µm Micrometro 
μS/cm MicroSiemens por centímetro 
ΔW Consumo/produção de água proveniente de reações bioquímicas 
ΔWrs Água retida nos resíduos e no solo de cobertura 
% Porcentagem 
γ Gama 
 
1 
 
1. INTRODUÇÃO 
 
 É de conhecimento geral que o crescimento populacional aliado à uma 
conseqüente demanda por bens de consumo gera quantidades significativas de resíduos 
sólidos que precisam ser tratado ou disposto em algum local. As formas de disposição 
final dos resíduos domésticos pode variar, sendo as mais empregadas no Brasil os lixões 
e os aterros. 
 Os lixões respondem pelo destino final de aproximadamente 22,5% de todo 
resíduo produzido no Brasil e se caracterizam por serem depósitos a céu aberto onde o 
lixo é apenas dispensado, sem nenhum tratamento dos resíduos em decomposição ou 
proteção ambiental. Por isso, há alta contaminação do solo e da região ao redor desses 
lixões, assim como é possível a contaminação do lençol freático pela percolação do 
lixiviado no solo (JUCÁ, 2003). Este líquido poluidor, o lixiviado, contém altas 
concentrações de várias substâncias orgânicas e inorgânicas, além de possuir um 
potencial de poluição que pode ser de cerca de 200 vezes maior do que o esgoto 
doméstico (CECCONELLO, 2005). O chorume é uma substância líquida resultante do 
processo da decomposição de resíduos orgânicos. É viscoso e possui um cheiro muito 
forte e desagradável enquanto os lixiviados são o resultado da percolação de água, 
através da massa de resíduos que forma o chorume, na maior parte das vezes formam-se 
a partir de água com origem em fontes externas tais como a chuva, escoamentos 
superficiais, águas subterrâneas ou águas de nascente. 
 A técnica mais utilizada mundialmente para a disposição de resíduos sólidos são 
os aterros sanitários. Os resíduos em decomposição sob o solo, juntamente com a água 
proveniente principalmente da chuva, geram o lixiviado ou percolado, o qual escoa até a 
base do aterro onde, posteriormente deverá ser drenado e tratado. O lixiviado é um 
líquido escuro e com forte odor e que possui alto potencial patogênico e toxicológico. 
Falha na impermeabilização do aterro e tratamento ou manejo inadequado do lixiviado 
podem comprometer o meio ambiente local, na medida em que este efluente pode se 
tornar uma fonte de contaminação hidrogeológica (MORAES; BERTAZZOLI, 2009). 
Portanto como se trata de um liquido extremamente tóxico para o meio ambiente é de 
grande necessidade a correta coleta, destinação e tratamento deste lixiviado. 
 O lixiviado na maioria dos aterros brasileiros não possui nenhum tipo de 
tratamento ou é tratado de modo ineficiente. Desta forma, é relevante o 
2 
 
desenvolvimento de técnicas de tratamento eficientes na remoção da carga poluidora do 
mesmo e que sejam compatíveis com a realidade técnica e econômica dos municípios 
(MANNARINO et al., 2006). 
 No tratamento do lixiviado de aterros sanitários, dentre os métodos físico-
químicos, o processo de coagulação-floculação tem se mostrado eficiente e sido 
largamente empregado no pré-tratamento para remoção de compostos orgânicos não 
biodegradáveis e metais pesados. A execução da coagulação/floculação é muito 
importante no tratamento do lixiviado, pois visa proporcionar um pré-tratamento ou a 
diminuição dos parâmetros como, por exemplo, a cor, principal objeto de estudo deste 
trabalho. As vantagens deste tratamento físico-químico é principalmente sua 
simplicidade e baixo custo, eficiência e pode ser facilmente executado in loco (TATSI, 
2003). 
 De acordo com Kargi e Pamukoglu (2004) utiliza-se usualmente uma 
combinação de processos físicos, químicos e biológicos para o tratamento do lixiviado, 
visto que, segundo eles, é difícil se obter uma remoção de poluentes satisfatória usando-
se apenas um destes processos, dada à complexidade e o alto grau de poluição deste 
efluente. 
Entre os tratamentos utilizados para remover compostos orgânicos recalcitrantes 
do lixiviado, a adsorção é um processo a se destacar entre as técnicas utilizadas, devido 
aos conhecimentos físicos e químicos a que esta inserida. 
 Considerando que o momento atual é de obter uma combinação eficaz para o 
tratamento do lixiviado de aterros sanitários, o presente trabalho realiza um tratamento 
do lixiviado do aterro da muribeca, usando o processo adsortivo como um pós-
tratamento, verificando a viabilidade do resíduo da ostreicultura para uso como 
adsorvente na remoção de parâmetros como cor e turbidez do lixiviado pré-tratado pelo 
processo de coagulação-floculação, no qual foi utilizado a cal hidratada comercial como 
coagulante. 
Neste estudo, o coagulante utilizado será o Hidróxido de Cálcio (Ca(OH)2), 
conhecida vulgarmente como cal hidratada comercial, que foi já utilizado para remoção 
de material coloidal por Semerjian (2003). 
 A escolha do coagulante deu-se a partir dos estudos de SANTANA-SILVA 
(2008) e PAULINO (2011), onde constatou-se que a cal é mais apropriada ao pré-
tratamento de lixiviados, devido ao seu custo-benefício. 
 
3 
 
1.1 OBJETIVO GERAL 
 
Avaliar a eficiência no tratamento do lixiviado, do aterro de resíduos sólidos da 
Muribeca (PE), utilizando os processos físico-químicos combinados de 
coagulação/floculação/decantação e adsorção. Além de verificar a viabilidade do 
resíduo da ostreicultura (concha da ostra) para uso como adsorvente e realizar estudos 
de otimização do processo na remoção da cor do lixiviado. 
 
1.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS 
 
 Realizar a caracterização da amostra de lixiviado do Aterro da Muribeca-PE; 
 Aplicar o processo de coagulação/floculação/decantanção, como pré-tratamento 
do lixiviado, utilizando a otimização segundo Paulino (2011); 
 Caracterização do lixiviado pré-tratado pelo processo de coagulação/floculação; 
 Preparação e caracterização do adsorvente aproveitado de um resíduo da 
maricultura (concha da ostra) para pode realizar estudos adsortivos (tratamento 
combinado); 
 Avaliar o tratamento do lixiviado pelo processo de adsorção combinado com o 
de coagulação/floculação/decantação, verificando a viabilidade do adsorvente de 
resíduo da maricultura (cocha da ostra) na remoção da cor do lixiviado, através 
de ensaios preliminares; 
 Elaborar um planejamento experimental fatorial para determinação dos melhores 
parâmetros para realizar o estudo adsortivo e otimizar o adsorvente utilizado 
para remoção da cor do lixiviado (principal parâmetro estudado neste trabalho 
no tratamento do lixiviado); 
 Obter o comportamento cinético e a capacidade máxima de adsorção da cor do 
lixiviado sobre as conchas de ostra; 
 Caracterizar o lixiviado tratado com os processos combinado de 
coagulação/floculação e adsorção; 
 Verificar o efeito da combinação do tratamento, comparando a caracterização do 
lixiviado antes do tratamento, após o pré-tratamento e depois do tratamento 
combinado. 
 
4 
 
2. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA 
2.1 RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS 
 
De acordo com a ABRELPE 2011, no Brasil são produzidos anualmente cerca 
de 62 milhões de toneladas de resíduos sólidos urbanos (RSU), das quais 6,4 milhões 
não são sequer coletadas, sendo abandonadas em locais inadequados. Já a destinação 
final adequada dos resíduos coletados houve uma singela evolução de 2010 para 2011, 
cerca de 58,06% dos resíduos tiveram uma disposição adequada, um aumento de 
aproximadamente 0,5 pontos percentuais em relação a 2010, no entanto a destinação 
inadequada cresceu proporcionalmente, em termos quantitativos. A Figura 2.1 mostra 
esta evolução. 
 
Figura 2.1: Destinação final dos RSU coletados no Brasil. (Dadosda ABRELPE, 2011) 
A geração de resíduos sólidos urbanos no Brasil registrou crescimento de 1,8%, 
de 2010 para 2011, índice percentual que é superior à taxa de crescimento populacional 
urbano do país, que foi de 0,9 % no mesmo período (ABRELPE, 2011). 
A Figura 2.2 permite visualizar de modo geral a participação de diferentes 
materiais na fração total dos RSU no Brasil. 
 
Figura 2.2: Composição gravimétrica dos RSU no Brasil. (Dados da ABRELPE, 2011) 
5 
 
2.2 ATERRO SANITÁRIO CONTROLADO 
 
A técnica mais utilizada mundialmente para disposição de resíduos sólidos 
urbanos é o aterro sanitário. Sua construção baseia-se na criação de uma estrutura 
impermeabilizada, com o objetivo de impedir que elementos tóxicos, produzidos pela 
decomposição do lixo, entrem em contato com a água e o solo, poluindo o meio 
ambiente, seguindo critérios de engenharia e normas de operação. 
Em aterros sanitários, o resíduo sólido urbano é depositado em camadas, 
compactado e coberto com argila no final de cada operação (QASIM, 1994). Os 
resíduos, após chegarem ao aterro, passam por processos físicos, químicos, e 
principalmente biológicos, gerando dois produtos principais: gases e líquidos 
(PACHECO, 2004). Porém, um dos grandes problemas encontrados na gestão de aterros 
sanitários de resíduos sólidos urbanos diz respeito à produção e ao tratamento do 
lixiviado, ou percolado, produzido. 
Após o fechamento dos aterros sanitários (fim da vida útil), é imprescindível que 
haja um monitoramento cuidadoso dos gases, bem como o emprego de técnicas de 
tratamento dos líquidos percolados gerados, no caso o chorume. 
O chorume é definido como “liquido produzido pela decomposição de 
substâncias contidas nos resíduos sólidos, que tem como características a cor escura, o 
mau cheiro e a elevada DBO (Demanda Bioquímica de Oxigênio)”, de acordo com a 
norma NBR 8849/1985. No entanto, lixiviado é composto pelo chorume e pelo líquido 
que entra na massa de lixo dos aterros sanitários advindo de fontes externas, tais como 
sistemas de drenagem superficial, chuva, lençol freático, nascentes e aqueles resultantes 
da decomposição do lixo (SEGATO, 2000). 
De acordo com El-Fadel et al. (2002), os fatores que influenciam no processo de 
formação de lixiviados podem ser divididos naqueles que contribuem diretamente no 
teor de umidade do aterro (drenagem superficial, chuva, águas subterrâneas, conteúdo 
de umidade inicial, recirculação e a decomposição dos resíduos) e aqueles que afetam a 
distribuição da umidade dos resíduos aterrados (compactação, permeabilidade, 
granulometria, vegetação, camada de cobertura, impermeabilização, entre outros). 
Dentre as fontes que contribuem para a formação do lixiviado, a água da chuva 
que percola através da camada de cobertura é, sem dúvida, a mais relevante 
(D’ALMEIDA e VILHENA, 2000 apud ALCÂNTARA, 2007). Nem toda a água que 
alcança a superfície do aterro se converte em lixiviado. Parte desta água se perde por 
6 
 
escoamento superficial, se os resíduos do aterro estão cobertos superficialmente com 
solo, e pode ser tratada como água limpa. Outra parte da água se perde por evaporação 
direta do solo e transpiração vegetal. Ambos os processos normalmente se combinam e 
denomina-se evapotranspiração. O restante da água infiltrar-se-á na cobertura de solo e 
uma porção desta ficará retida no solo (MONTEIRO, 2003). Teoricamente, nenhum 
lixiviado será formado até, que a umidade do meio exceda a capacidade de campo, que 
de acordo com Alcântara (2007) representa a quantidade de água provável que será 
retida pelos resíduos, antes da produção de lixiviado. 
Segundo Lins (2003), os resíduos sólidos inicialmente agem como um 
absorvente, pois simplesmente retém a água. Entretanto, o material atinge um teor de 
umidade tal que, uma vez ultrapassado, inicia-se a produção de lixiviado. Este 
fenômeno é conhecido como capacidade de campo ou de retenção que é definida como 
o máximo conteúdo de umidade que é retido num meio poroso sem produzir percolação. 
A capacidade de campo dos resíduos sólidos urbanos está diretamente relacionada com 
a composição física e peso específico do mesmo e o seu conhecimento é essencial para 
implementar um controle do teor total de umidade no aterro, uma vez que esse pode 
influenciar as condições de biodegradação e produção de metano. 
A biodegradação da massa de lixo se dá pela ação conjunta de diferentes grupos 
de microrganismos, sejam eles: fungos e bactérias. Assim que ocorre a disposição dos 
RSU, estão presentes os microrganismos aeróbios, onde existe uma fonte de oxigênio 
(oxidante) para suas atividades metabólicas. Após um determinado tempo há 
proliferação de organismos anaeróbios, que degradam a matéria orgânica sem presença 
de oxigênio e perduram durante toda a vida em um aterro (MELO, 2003). 
Fungos, juntamente com as bactérias heterotróficas, são os principais 
decompositores da biosfera, quebrando os produtos orgânicos e reciclando carbono, 
nitrogênio e outros compostos do solo e do ar. Muitos fungos são economicamente 
importantes para o homem como destruidores de alimentos estocados e outros materiais 
orgânicos (LEITE, 2008). 
Em compostos de RSU, têm sido encontrados fungos do gênero Aspergullus, 
inclusive da espécie A. fumigatus, que é responsável por infecções graves em seres 
humanos e animais. Como os fungos são microrganismos esporógenos, a sua presença 
ao longo do processo de degradação de RSU em aterros, sugere que eles possam 
permanecer por muito tempo, no ambiente do aterro, mesmo após a estabilização do 
material orgânico (ALCÂNTARA, 2007). 
7 
 
As bactérias encontradas em RSU podem ser aeróbias, anaeróbias ou facultativas 
a depender da fase de decomposição dos resíduos e das condições de oxigenação do 
ambiente. Em geral a decomposição aeróbia é relativamente curta em um aterro de 
RSU. Em aterros pouco profundos (inferiores a 3m) ou quando se garante suprimento 
extra de oxigênio, essa fase pode se estender por um tempo maior. 
Para uma melhor caracterização da composição qualitativa do lixiviado gerado 
em um aterro, é importante o conhecimento da fase do processo de degradação 
anaeróbia em que a matéria orgânica aterrada se encontra, uma vez que as 
características de cada fase influenciam diretamente na qualidade do lixiviado ao longo 
do processo de estabilização (CASTRO, 2001 apud PAES, 2003). 
O ecossistema de um aterro é o resultado de interações complexas entre 
diferentes grupos microbianos e isso pode ser evidenciado pela cadeia degradativa, onde 
determinado substrato fornece produtos para um grupo e este para outro e assim 
sucessivamente (VILLAS BÔAS, 1990 apud ALVES, 2005). Essa diferença de 
microrganismos encontradas nos RSU é dada por sua heterogeneidade que disponibiliza 
diversos substratos a esses grupos microbianos. 
As reações de degradação da matéria orgânica acontecem sequencialmente em 
fases, compreendendo uma fase aeróbia e quatro fases anaeróbias com a formação do 
lixiviado e de biogás, principalmente o metano. A duração dessas fases depende das 
condições físicas, químicas e microbiológicas que se desenvolvem dentro do aterro ao 
longo do tempo (POHLAND; HARPER, 1985). 
A composição do lixiviado pode variar amplamente em função das sucessivas 
fases de degradação. A divisão em fases facilita a compreensão dos processos de 
estabilização dos resíduos sólidos e seus impactos sobre as composições do lixiviado e 
das emissões gasosas, embora na prática, durante a vida ativa de um aterro, estas fases 
não são bem delimitadas. Desta forma o lixiviado recebido na base do aterro, provindo 
de um conjunto de células, será de composição média e com características que tendem 
para a fase de degradação predominante na maior parte do aterro (MORAIS, 2005). 
2.3 CARACTERÍSTICAS E COMPOSIÇÃO DO LIXIVIADO 
 
Existem três estágios mais significativos na produção de lixiviado: a compressão 
ecompactação da massa de lixo devido ao próprio peso dos resíduos, a decomposição 
da matéria orgânica, e pela infiltração de águas das chuvas nas camadas superficiais, 
laterais ou inferiores dos aterros sanitários (VENKATARAMANI et al., 1983). 
8 
 
A dificuldade de se encontrar dados concretos referentes à descrição das 
características físico-químicas dos lixiviados típicos de aterros sanitários brasileiros é o 
principal problema enfrentado pelos projetistas nacionais, para se determinar o melhor 
método a ser aplicado para o tratamento de lixiviado. 
Solto e Povinelli (2007), reuniram dados disponíveis na literatura referentes a 25 
aterros localizados em nove estados no Brasil. Com base neste levantamento foram 
construídas distribuições de frequência que permitiram determinar as faixas mais 
prováveis de concentração para 30 variáveis físico-químicas do lixiviado (Tabela 2.1). 
Tabela 2.1: Prováveis características do lixiviado de aterros brasileiros. 
Variável Faixa máxima 
Faixa mais 
provável 
FVMP 
pH 5,7 – 8,6 7,2 – 8,6 78% 
Alcalinidade total (mg/L de CaCO3) 750 – 11 400 750 - 7 100 69 % 
Dureza (mg/L de CaCO3) 95 - 3 100 95 – 2 100 81 % 
Condutividade (μS/cm) 2 950 - 25 000 2 950 - 17 660 77 % 
DBO (mg/L) < 20 - 30 000 < 20 - 8 600 75 % 
DQO (mg/L) 190 – 80 000 190 - 22 300 83 % 
Óleos e Graxas (mg/L) 10 – 480 10 – 170 63 % 
Fenóis (mg/L de C6H5OH) 0,9 – 9,9 0,9 – 4,0 58 % 
NTK (mg/L) 80 - 3 100 não há - 
N-amoniacal (mg/L) 0,4 - 3 000 0,4 - 1 800 72 % 
N-orgânico (mg/L) 5 - 1 200 400 - 1 200 80 % 
N-nitrito (mg/L) 0 – 50 0 – 15 69 % 
N-nitrato (mg/L) 0 – 11 0 – 3,5 69 % 
P-total (mg/L) 0,1 – 40 0,1 – 15 63 % 
Sulfeto (mg/L) 0 – 35 0 – 10 78 % 
Sulfato (mg/L) 0 - 5 400 0 - 1 800 77 % 
Cloreto (mg/L) 500 - 5 200 500 - 3 000 72 % 
Sólidos totais (mg/L) 3 200 - 21 900 3 200 - 14 400 79 % 
Sólidos totais voláteis (mg/L) 630 - 20 000 630 - 5 000 60 % 
Sólidos totais fixos (mg/L) 2 100 - 14 500 2 100 - 8 300 74 % 
Sólidos suspensos totais (mg/L) 5 - 2 800 5 – 700 68 % 
Sólidos suspensos voláteis (mg/L) 5 – 530 5 – 200 62 % 
Ferro (mg/L) 0,01 – 260 0,01 – 65 67 % 
Manganês (mg/L) 0,04 – 2,6 0,04 – 2,0 79 % 
Cobre (mg/L) 0,005 – 0,6 0,05 – 0,15 61 % 
Níquel (mg/L) 0,03 – 1,1 0,03 – 0,5 71 % 
Cromo (mg/L) 0,003 – 0,8 0,003 – 0,5 89 % 
Cádmio (mg/L) 0 – 0,26 0 – 0,065 67 % 
Chumbo (mg/L) 0,01 – 2,8 0,01 – 0,5 64 % 
Zinco (mg/L) 0,01 – 8,0 0,01 – 1,5 70 % 
FVMP: freqüência de ocorrência dos valores mais prováveis. (Fonte: Souto e Povinelli, 2007.) 
9 
 
Há inúmeros fatores que afetam as características físicas, químicas e biológicas 
dos lixiviados, por exemplo: idade do aterro, composição e características dos resíduos 
aterrados (em função das características da população), conteúdo de umidade, 
precipitação pluviométrica, aspectos climáticos e hidrogeológicos, estações do ano, 
características do solo, tipo de operação e gerenciamento do aterro, atividade da flora 
microbiana, além das próprias condições internas do aterro (temperatura, conteúdo de 
umidade, fase de biodegradação entre outros) (EL-FADEL et al., 2002; KARGI e 
PAMUKOGLU, 2003; RENOU et al., 2007). 
A variação da composição química do lixiviado depende, dentre os fatores 
apresentados, da idade do aterro. Segundo Lins (2003), a composição do lixiviado varia 
com o transcorrer dos anos, de acordo com as fases de vida do aterro, nas quais 
compostos químicos podem ser gerados ou consumidos. 
O lixiviado é um líquido de alto poder poluidor, cuja principal característica é a 
variabilidade de sua composição em decorrência do esgotamento progressivo da matéria 
orgânica biodegradável resultando em inúmeros compostos orgânicos e inorgânicos. 
Christensen et al. (2001) propõem a classificação dos poluentes presentes no lixiviado 
de aterros sanitários em quatro grandes grupos: 
1. Matéria orgânica dissolvida, expressa como demanda química de oxigênio (DQO) 
ou carbono orgânico total (COT), incluindo metano (CH4), ácidos graxos voláteis e 
mais compostos recalcitrantes, como por exemplo as substâncias húmicas (ácidos 
húmicos e fúlvicos); 
2. Macrocomponentes inorgânicos: cálcio (Ca), magnésio (Mg), sódio (Na), potássio 
(K), amônia (NH3), ferro (Fe), manganês (Mn), cloro (Cl), sulfato (SO4
2-
) e 
bicarbonato (HCO3
-
). 
3. Metais pesados: cádmio (Cd), cromo (Cr), cobre (Cu), chumbo (Pb), níquel (Ni) e 
zinco (Zn); 
4. Compostos orgânicos xenobióticos, presentes em baixas concentrações, que incluem 
uma variedade de hidrocarbonetos aromáticos, compostos fenólicos e alifáticos 
clorados; 
Além desses constituintes, Christensen et al. (2001) citam outros componentes 
do lixiviados encontrados em baixíssimas concentrações como boro (B), arsênio (As), 
selênio (Se), bário (Ba), lítio (Li), mercúrio (Hg) e cobalto (Co). Nesse tipo de efluente 
10 
 
é possível também encontrar um número elevado de bactérias, sendo as mais comuns: 
acetogênicas, redutoras de sulfato, desnitrificantes e espécies patogênicas como as 
pertencentes ao grupo coliforme. 
No lixiviado são encontradas também Archaeas metanogênicas, microrganismos 
fundamentais no processo de digestão anaeróbia (BARLAZ et al., 1989). Além desses 
organismos são encontrados também cisto de protozoários e ovos de helmintos (PAES, 
2003). 
O lixiviado é considerado um efluente tóxico devido à presença de compostos 
recalcitrantes, metais pesados, elevadas concentrações de amônia e alcalinidade. 
Entretanto, segundo Clèment et al. (1997), a toxicidade do lixiviado não pode ser 
associada à uma substância isoladamente e nem a soma de todas as substâncias 
presentes, mas sim ao efeito sinérgico entre as diferentes substâncias existentes nesse 
efluente. 
Os parâmetros físico-químicos e biológicos mais frequentemente utilizados para 
caracterizar o lixiviado são pH, DQO, DBO5, COT, Nitrogênio Total (NKT) e 
amoniacal, alcalinidade, série de sólidos, ácidos orgânicos voláteis e metais pesados 
(CLÈMENT et al., 1997; RENOU et al., 2007, BAUN et al., 2004). Tais parâmetros 
são essenciais para controlar o descarte do lixiviado tratado nos corpos hídricos 
receptores. Dentre esses parâmetros pode-se destacar a DBO e DQO, uma vez que a 
biodegradabilidade da matéria orgânica presente no lixiviado é comumente determinada 
pela relação DBO/DQO. 
A relação DBO5/DQO pode sugerir o estágio de degradação dos resíduos sólidos 
e, consequentemente, indicar a maturidade do aterro e do lixiviado a qual aumenta com 
o tempo (a relação DBO/DQO é inversa à maturidade, diminuindo com o tempo. 
Aterros novos, cujo lixiviado apresenta grande quantidade de matéria orgânica de fácil 
biodegradação, a relação DBO5/DQO encontra-se na faixa de 0,4 a 0,6. Para aterros 
mais antigos, esta relação situa-se normalmente na faixa entre 0,05 e 0,2. A relação é 
menor porque o lixiviado proveniente de aterros antigos contém tipicamente mais 
ácidos húmicos e fúlvicos, constituintes considerados recalcitrantes ou de difícil 
biodegradação e a matéria orgânica biodegradável já foi quase todo degradada (EL 
FADEL et al.,2002; TCHOBANOGLOUS et al., 1993). Para alguns autores, o lixiviado 
pode ser classificado em novo (jovem), intermediário e estabilizado (velho) (BRAIG et 
al. ,1999). 
11 
 
A quantidade de substâncias químicas nos resíduos é finita e a qualidade do 
lixiviado alcança um limite de diversidade de seus componentes depois de 
aproximadamente 2 ou 3 anos, seguidos pelo declínio gradual nos anos seguintes 
(PAES, 2003). 
 
2.4 ATERRO CONTROLADO DA MURIBECA 
 
O Aterro de Resíduos Sólidos da Muribeca está localizado a 16 km da Cidade do 
Recife, situado na zona rural do município de Jaboatão dos Guararapes/PE, possui uma 
área total de 64 hectares, com perímetro de 3,85 km. O Aterro recebia dos municípios 
de Recife e Jaboatão todo tipo de resíduos sólidos durante toda sua vida útil, onde no 
inicio (1985) funcionou como vazadouro a céu aberto (lixão). Em 1994 se iniciou oprocesso de transformação do lixão em um aterro sanitário, após um diagnóstico do 
local começou-se um estudo para tratamento dos resíduos e recuperação ambiental, 
visando à recuperação da área, com o intuito de aumentar o tempo de vida útil do aterro, 
transformando o lixão em aterro controlado. Esse processo consistiu na construção de 
nove células, com largura e comprimento médios de 200m x 200m, respectivamente, 
com altura variando de 20 a 40 m, aproximadamente (LINS, 2003). 
O lixiviado gerado no Aterro da Muribeca parou de ser lançado diretamente no 
Rio Muribequinha em 2002 e passou a ser drenado e encaminhado para a Estação de 
Tratamento de Lixiviado (ETL), onde após ser tratado era direcionado através de um 
emissário até o Rio Jaboatão para ser descartado. Antes deste sistema já avia duas 
lagoas de decantação, de onde uma parte do lixiviado era recirculado para o aterro, 
seguido de uma caixa de medição de vazão. O aterro foi fechado em meados de 2009. 
A ETL no Aterro controlado da Muribeca é composta de um tratamento 
biológico que consiste numa série de lagoas de estabilização ordenadas (01 anaeróbia 
seguida de 03 facultativas) e de um tratamento bioquímico, constituído por duas 
barreiras bioquímicas que utilizam a fitorremediação, para polimento final do lixiviado. 
A Figura 2.3 apresenta o aterro Controlado da Muribeca e sua ETL. 
12 
 
 
Figura 2.3: Vista aérea do aterro da Muribeca e da estação de tratamento de lixiviados. 
O aterro da Muribeca quando na sua plena atividade, recebia diariamente 2.800 
toneladas de resíduos domésticos, hospitalares e industriais. A Figura 2.4 exibe a 
composição gravimétrica do aterro baseada em dados obtidos para a célula experimental 
da CHESF (Companhia Hidro Elétrica do São Francisco) (MARIANO et al., 2007). 
 
Figura 2.4: Composição gravimétrica do aterro da Muribeca. (Fonte: Mariano, 2007). 
 
2.5 MÉTODOS PARA TRATAMENTO DE LIXIVIADO 
 
No Brasil, o Conselho Nacional de Meio Ambiente (CONAMA), através das 
Resoluções 357/2005 e 430/2011 (que altera e complementa a 357), estabelecem 
condições e padrões de lançamento de efluentes para qualquer fonte poluidora. Boa 
parte dos efluentes descartados nos corpos d´água não atendem as normas de descarte 
13 
 
estabelecida nestas resoluções, que dispõe também sobre a classificação dos corpos de 
água e diretrizes ambientais para o seu enquadramento. 
O lançamento de efluentes sem tratamento nas águas superficiais pode alterar 
sua tonalidade natural e provocar o desenvolvimento de espumas na superfície do corpo 
hídrico. De modo geral, o lixiviado dos aterros de resíduos sólidos (ARS), quando 
submetido aos sistemas convencionais de tratamento de efluentes, dos quais pode-se 
citar lagoas aeróbias, anaeróbias e facultativas, ainda apresenta concentrações de 
poluentes elevados, principalmente de carga orgânica, que representam riscos de 
impacto ambiental e à saúde publica (CECCONELLO, 2005). 
A determinação do processo a ser adotado para o tratamento de lixiviado deve 
ser motivada por uma análise de critérios técnicos e econômicos, avaliando parâmetros 
quantitativos e qualitativos, ligados necessariamente à realidade ambiental. De acordo 
com Souto e Povinelli (2007), as falhas na operação de uma estação de tratamento 
podem ser resultado da aplicação de tecnologia inapropriada ou do dimensionamento 
inadequado das unidades. De maneira geral, não há tecnologia que, atuando 
isoladamente, consiga tratar o efluente tão complexo como o lixiviado. Os métodos 
convencionais de tratamento de lixiviado podem ser classificados em quatro grandes 
grupos: transferência de lixiviado – recirculação, evaporação e tratamento combinado 
com esgotos; métodos biológicos aeróbios e anaeróbios; métodos físicos e químicos – 
adsorção, precipitação química, coagulação/floculação, oxidação química, air stripping 
ou remoção de amônia por injeção de ar e filtração por membranas; e por fim, métodos 
alternativos – wetlands construídos e o sistema de barreira bioquímica. (RENOU et al. 
2007; KURNIAWAN et al., 2006b; WISZNIOWSKI et al., 2006; IWAI, 2005; 
BELTRÃO, 2005). 
Nesta revisão bibliográfica procurou-se abordar de forma breve algumas das 
técnicas usadas no tratamento de lixiviado, enfatizando os métodos de 
coagulação/floculação/decantação e Adsorção, por serem os métodos utilizados nesta 
pesquisa. 
2.5.1 Processos Biológicos 
Este tratamento objetiva a estabilização da matéria orgânica, realizada por 
microrganismos (bactérias). A estabilização transforma a matéria orgânica do meio em 
compostos inertes não prejudiciais ao meio ambiente. Quando o esgoto bruto é lançado 
diretamente num corpo d'água, ocorre um impacto ambiental devido à mudança nas 
14 
 
propriedades ecológicas do meio e nos grupos que habitam a região em equilíbrio 
natural. Isto se deve, basicamente, ao consumo de oxigênio pelos microrganismos, 
quando da estabilização da matéria orgânica. Os processos biológicos de tratamento 
utilizam os mesmos mecanismos naturais de estabilização, porém de maneira controlada 
e a taxas mais altas. 
Para o tratamento de lixiviado por processos biológicos, além da recirculação, 
realizado no próprio aterro, também podem ser utilizados sistemas aeróbios (lagoas 
aeradas, filtros biológicos, lodos ativados), anaeróbios (lagoas anaeróbias, filtro 
anaeróbio, reator anaeróbio de fluxo ascendente) e os facultativos, representados pelas 
lagoas facultativas (MORAIS, 2005). 
As lagoas aeradas são usadas como tratamento de descargas orgânicas leves 
provenientes de efluentes de outras lagoas. As eficiências de remoções de DBO e DQO 
são geralmente baixas. Porém, a função principal é a destruição de microrganismos 
patogênicos, além da redução de nutrientes e sólidos em suspensão (MARA E 
PEARSON, 1986). 
Este tipo de lagoas para tratamento de águas residuárias compreende unidades 
rasas necessárias para manter as condições aeróbias. O desempenho da lagoa depende 
exclusivamente do oxigênio produzido pelas algas, sendo ele transferido quase que por 
toda a lagoa através da turbulência dos ventos. De acordo com Pearson et al (1995), 
reduzindo a profundidade da lagoa também reduz-se o tempo de detenção, mas isto não 
afeta a qualidade do efluente. Pelo contrário, isto traduz que as lagoas mais rasas são de 
melhor eficiência quanto à desinfecção natural do que as lagoas de maturação mais 
profundas. 
STEGMANN e HEYER (2005), partem do principio de que o tempo de 
detenção do lixiviado seja longo o suficiente para que as bactérias, embora 
transportadas para fora da lagoa com o lixiviado, possam se desenvolver e realizar a 
nitrificação da amônia. COSSU et al. (1982), estimam que este tempo de detenção deva 
ser entre 50 e 100 dias. 
Os filtros biológicos são unidades constituídas de leitos de pedras britadas que 
servem de suporte de fixação de microrganismos aeróbios responsáveis pela conversão 
e oxidação de matéria orgânica e nutriente. 
O mecanismo dos filtros biológicos caracteriza-se por uma contínua alimentação 
e percolação do lixiviado nos interstícios do meio suporte onde ocorrem o crescimento e 
a aderência da massa biológica nesta superfície. O material para o meio suporte depende 
http://pt.wikipedia.org/wiki/Oxida%C3%A7%C3%A3o
15 
 
da disponibilidade local, custos de transporte e montagem. A biomassa fica aderida à 
superfície do leito do meio suporte formado por brita, areia, plástico, bambu, etc. 
(SCHIMANKO, 2008). 
O tratamento por lodos ativados trata-se de um processo destinado a degradação 
de poluentes orgânicos por um sistema heterogêneo de microrganismos, continuamente 
recirculado e concentrado. Neste processo há contato destes microorganismos com a 
matéria orgânica do efluente a ser tratado na presença de oxigênio introduzido no 
sistema. Estes microrganismos têm a capacidade de estabilizar e remover a matéria 
orgânica biodegradável. O processo pode ser inibidopela presença de substâncias 
tóxicas (principalmente a nitrificação) e pela variação de temperatura e do pH do 
lixiviado (FERREIRA et al., 2001). 
O tratamento por lodos ativados removem aproximadamente 90% de DBO, 99% 
de DQO e de 80 a 99% de metais pesados para esgoto. Entretanto para lixiviados esta 
remoção é bem menor devido à elevada concentração de amônia e da carga orgânica 
(VAN HAANDEL e GERRIT, 1999). 
A principal vantagem no processo de lodos ativados é a eficiência na remoção 
dos parâmetros de poluição tais como sólidos suspensos, DQO, DBO5, nutrientes, 
nitrogênio por nitrificação e desnitrificação. Também apresentam algumas desvantagens 
como, a necessidade de longos períodos de aeração, acarretando alto consumo de 
energia; sensibilidade a sobrecargas hidráulicas; grande volume de lodo produzido em 
excesso e inibição microbiana devido às elevadas concentrações de nitrogênio 
amoniacal (WISZNIOWSKI et al. 2006). 
As lagoas anaeróbias são reatores biológicos modelados para receber altas 
cargas orgânicas por unidade de volume do reator, fazendo com que a taxa de consumo 
de oxigênio seja muito superior à taxa de produção, sendo assim completamente isentas 
de oxigênio dissolvido e de atividade fotossintética, mas associando os mecanismos de 
fermentação e respiração anaeróbicos. Nesses reatores, segundo Oleszkiewicz e 
Koziarski (1986), a maior parte da matéria orgânica é destruída por via metanogênica e 
sulfetogênica. Segundo Merkel (1981), o tratamento anaeróbio é um processo 
sequencial que envolve três estágios: na primeira fase, hidrólise de materiais complexos, 
o material orgânico complexo é transformado em matéria orgânica simples solúvel via 
hidrólise e enzimática. Na segunda etapa, produção de ácidos, que são formados pelas 
bactérias anaeróbias e facultativas, convertendo os compostos orgânicos solúveis em 
ácidos orgânicos pelas bactérias anaeróbias conhecidas como produtoras de ácidos e, no 
16 
 
terceiro período, fermentação metanogênica, os ácidos orgânicos simples são 
convertidos em metano e dióxido de carbono através de bactérias anaeróbias produtoras 
do metano. São usadas com grandes vantagens como tratamento primário de águas 
residuárias, industriais e/ou de dejetos suínos com grande concentração de compostos 
orgânicos e altos teores de sólidos. 
Os filtros anaeróbios são unidades que contém superfície para o crescimento de 
colônias de bactérias anaeróbias e facultativas. A filtração se dá pela passagem do 
lixiviado pelo meio do filtro, onde há adsorção e posterior metabolismo da matéria 
orgânica solúvel e particulada presente no efluente que se converte a gás metano e gás 
carbônico (CASAGRANDE, 2006). Embora eficaz, o tratamento de lixiviado em filtro 
anaeróbio necessita, em geral de tratamento posterior. 
Reator UASB consiste de um leito de lodo denso no qual o fluxo ascendente 
atravessa. O perfil de sólidos no reator varia, de muito denso próximo ao fundo, até um 
lodo mais disperso e leve, próximo ao topo do reator. Uma das características principais 
do reator UASB é reter, por tempo elevado, os sólidos, mesmo com a aplicação de 
elevadas cargas hidráulicas ao sistema (CHERNICHARO, 1990). 
As lagoas facultativas são sistemas baseados numa mistura de microrganismos, 
aeróbios próximos à superfície superior e anaeróbios próximos ao fundo da lagoa, onde 
a matéria orgânica em suspensão é sedimentada. As principais características desse tipo 
de lagoa são: cor verde, devido à elevada concentração de algas e de oxigênio 
dissolvido (produzido pela fotossíntese) e uma grande quantidade de sólidos suspensos. 
No Brasil, os métodos biológicos são os mais empregados no tratamento de 
lixiviados de aterros sanitários. Devido à sua confiabilidade e simplicidade eles são 
comumente usados para lixiviado contendo altas concentrações de DBO e DQO 
(RENOU et al., 2007). Inúmeras dificuldades são encontradas ao utilizar este tipo de 
tratamento para lixiviado de aterro sanitário, como a vazão e a carga orgânicas muito 
variáveis, necessidade de uma grande área para implantação, inibição do crescimento 
microbiano em função dos metais pesados, altas concentrações de amônia (toxicidade), 
acarretando em baixa eficiência para o tratamento de lixiviado estabilizado ou pouco 
biodegradável (ALVES; LANGE, 2004; LANGE et al., 2006). 
2.5.2 Stripping de amônia ou arraste com ar 
O arraste com ar consiste na injeção de ar no líquido através de difusores ou 
outros mecanismos de aeração com o intuito em transferir compostos voláteis. Segundo 
17 
 
Metcalf e Eddy (1991), os fatores responsáveis pela eficiência de remoção dos 
compostos voláteis envolvem a área de contato (gás de arraste - líquido), a solubilidade 
do contaminante na fase aquosa, a difusividade do contaminante no ar e na água, a 
turbulência das fases e a temperatura de operação. 
Para remoção de amônia em lixiviado um dos métodos físico-químicos mais 
comumente utilizado é o de arraste com ar (air stripping). A obtenção de eficiências de 
remoção de amônia com valores acima de 93% a partir de lixiviados com concentrações 
iniciais de amônia relativamente altas de 500 a 700 mg/L (MARTTINEN et al. 2002). 
Segundo estes autores esta tecnologia envolve cinéticas de reação de 1ª ordem, onde a 
taxa de transferência de massa do líquido para o gás depende da concentração inicial de 
amônia. Consequentemente, espera-se que a taxa de remoção de amônia seja menor em 
lixiviados diluídos do que em concentrados. 
A remoção de amônia com ar é um processo que pode ser útil em lixiviado, 
embora esta tecnologia seja mais amplamente utilizada no tratamento de efluentes 
industriais, os quais apresentam baixas concentrações de nitrogênio (LIAO et al, 1995). 
Este processo de tratamento envolve a injeção forçada de ar através de um 
reator, resultando na liberação da amônia volátil (amônia livre) para o ar. Este tipo de 
tratamento fornece uma série de vantagens, como por exemplos, a não necessidade de 
construção de equipamento, a simplicidade e baixo custo do processo. A remoção por 
arraste com ar, em contrapartida, necessita de uma torre de remoção e, portanto, envolve 
alguns custos de construção. O efluente é bombeado para o topo da torre e depois 
escorre em direção oposta, deslizando suavemente através do material de recheio no 
interior da torre. Paralelamente, o efluente vai de encontro ao ar em escoamento forçado 
em contra corrente, resultando na liberação da amônia livre para o ar (LIAO et al., 
1995). 
A quantidade de amônia que pode ser removida de um efluente qualquer através 
do arraste com ar é dependente de dois equilíbrios termodinâmicos: o equilíbrio de 
amônia no gás/líquido e o equilíbrio de dissociação da amônia no líquido. O equilíbrio 
da amônia em solução aquosa depende do pH e da temperatura. A concentração de 
amônia livre está expressa na Equação 2.1 (BONMATI & FLOTATS, 2002). 
 (Eq. 2.1) 
18 
 
na qual: 
[NH3] = concentração de amônia livre (mg/L) 
[NH3 + NH4
+
] = concentração total de amônia (livre e ionizada) (mg/L) 
[H
+
] = concentração de hidrogênio ionizado (mol/L) 
Ka = constante de ionização de amônia em fase acida (mol/L) 
 
A amônia é um gás incolor, mais leve do que o ar. É facilmente liquefeito devido 
à formação de pontes de hidrogênio entre as suas moléculas (MARTINEZ 
RODRIGUEZ, 2007). A amônia livre é mais tóxica que a amônia na forma ionizada 
para as espécies aquáticas, cerca de cem vezes mais, mesmo em baixas concentrações. 
Essa maior toxicidade certamente ocorre devido à difusão da amônia pela membrana 
epitelial das espécies aquáticas, dificultando, por exemplo, mecanismos naturais de 
eliminação dessa substância por esses organismos (SILVA & JARDIM, 2007). Este 
poluente pode ser acumulado nos tecidos dos peixes, podendo causar efeitos 
secundários como alteração do metabolismo e o seu efeito pode estar relacionado com a 
perda de equilíbrio,hiper-excitabilidade, aumento da atividade respiratória, aumentos de 
batimentos cardíacos e bloqueando as funções vitais, danos ao fígado e rins, etc. No ser 
humano, a amônia gasosa pode causar problemas respiratórios, queimaduras na mucosa 
nasal, necrose dos tecidos, edema pulmonar e bronquite crônica (LEYTÓN CERNA, 
2008). 
A Resolução do CONAMA nº 20/1986 limitava para lançamentos de efluentes 
em corpos de água o valor de 5,0mg/L de amônia. Na legislação CONAMA nº 357/05, a 
amônia passou a ser expressa como nitrogênio amoniacal total, cujo limite de 
lançamento aumentou para 20,0 mg/L, no qual este valor foi mantido pela nova 
resolução CONAMA nº 430/2011. 
2.5.3 Processo de Separação por Membranas (PSM) 
Os processos de separação por membranas (PSM) tiveram inicio no século 
XVIII, porém seus progressos mais expressivos ocorreram principalmente na segunda 
metade do século XX. De modo geral uma membrana é um obstáculo que separa duas 
etapas e que restringe, total ou parcialmente, o transporte de uma ou varias espécies 
químicas presentes nestas etapas. 
No tratamento de lixiviado, os processos de separação por membranas em 
especial a osmose inversa, tem sido amplamente usada nos países europeus (França, 
19 
 
Alemanha, Itália, etc.), na América do Norte (Estados Unidos e Canadá) e na Ásia 
(China e Coréia), devido à capacidade de reter ambos contaminantes orgânicos e 
inorgânicos (TREBOUT et al., 2001; RENOU et al., 2008). 
Os processos de separação por membranas são uma modificação da filtração 
clássica convencional onde os elementos filtrantes (membranas) apresentam poros 
muito inferiores em comparação aos processos convencionais. Os processos utilizando 
membranas baseados na diferença de pressão são: microfiltração, ultrafiltração, 
nanofiltração e osmose inversa, onde, o que varia é o tamanho da partícula retida em 
cada um dos processos (NASCIMENTO, 2004). No geral, o que diferencia e caracteriza 
cada uma das categorias é o diâmetro dos poros das membranas, conforme a Tabela 2.2. 
Tabela 2.2: Diâmetro de poros e exemplos do uso de membranas. 
Tipo de membrana Diâmetro do poro Aplicação típica 
Microfiltração (MF) 0,1 a 2,0 µm Remover sólidos em suspensão. 
 
Ultrafiltração (UF) 0,01 a 0,1 µm Remover substâncias coloidais, bactérias, 
pirogênio. 
Nanofiltração (NF) 0,001 a 0,01 µm Remover vírus, íons inorgânicos e 
substâncias com peso molecular > 
400g/mol 
Osmose inversa (OI) 0,0001 a 0,001 µm Remover compostos orgânicos, sais 
dissolvidos, vírus, bactérias e pirogênio. 
Fonte: NASCIMENTO, 2004 
 
A principal vantagem do sistema de membranas é a seletividade, em alguns 
casos apresentam-se como única alternativa na separação de compostos. O elevado 
custo de operação, provenientes do elevado consumo de energia para aplicação de alta 
pressão e dos problemas de incrustação dos poros das membranas, ainda é sua principal 
desvantagem, principalmente no caso de lixiviado, devido às altas concentrações de 
sólidos e a disposição do concentrado gerado. Desta forma, a limpeza periódica das 
membranas é de fundamental importância, pois visa à restauração do fluxo permeado a 
valores próximos do fluxo inicial. 
2.5.4 Processos Oxidativos Avançados (POAs) 
A oxidação química é um processo de tratamento que se baseia na utilização de 
um agente oxidante, responsável pela degradação dos contaminantes. Os principais 
oxidantes utilizados são: peróxido de hidrogênio, reagente Fenton, permanganatos e 
persulfatos (US EPA, 2004). 
20 
 
A principal via de reação química deste processo oxidativo é o radical hidroxila 
(•OH) devido a seu alto pode oxidante capazes de oxidar praticamente todas as classes 
de compostos orgânicos. Em relação a outros agentes oxidantes, o radical hidroxila 
apresenta alto potencial de oxidação termodinâmico, conforme mostrado na Tabela 2.3. 
 
Tabela 2.3: Potencial de oxidação para alguns oxidantes. 
Agente oxidante Potencial de oxidação 
Radical fluoreto 3,06 
Radical Hidroxila (• OH) 2,80 
Ozônio (O3) 2,07 
O2 1,23 
Peróxido de hidrogênio (H2O2) 1,77 
Permanganato (KMnO4) 1,67 
Dióxido de cloro (Cl2) 1,50 
Cloro 1,36 
Bromo 1,09 
Iodo 0,54 
Radical Peroxila (•OOH) 1,70 
Fonte: BÉLTRAN et al. (1997) 
 
Segundo Silva 2009a, o radical hidroxila é um poderoso oxidante de natureza 
não seletiva a compostos orgânicos, sendo capaz de oxidá-los gradativamente a alcoóis, 
aldeídos ou cetonas, ácidos carboxílicos, ou até sua completa mineralização, encerrando 
em gás carbônico e água. 
Os POA são classificados em dois grandes grupos: sistemas homogêneos, que 
envolvem reações com ozônio (O3), peróxido de hidrogênio (H2O2) com ou sem 
radiação e sistemas heterogêneos, que utiliza semicondutores foto-sensíveis no estado 
sólido, que em contato com a massa líquida, catalisam a reação de geração do radical 
(•OH), como o dióxido de titânio (TiO2). A Tabela 2.4 apresenta alguns dos principais 
sistemas homogêneos e heterogêneos, diferenciando-os. 
 
21 
 
Tabela 2.4: Tipos de sistemas em processos oxidativos avançados. 
Sistema homogêneo Sistema heterogêneo 
Com irradiação Sem irradiação Com irradiação Sem irradiação 
O3/UV O3/H2O2 TiO2/O3/UV Eletro-Fenton 
H2O/UV O3/OH
-
 TiO2/H2O2/UV 
Feixe de elétrons H2O2/Fe
2+
 (Fentron) 
Ultrasom (US) 
H2O2/US 
UV/US 
H2O2/Fe2+/UV 
(Foto Fenton) 
 
Fonte: Renou et al., (2007). 
 
De um modo geral, existem muitas vantagens para tratamento de lixiviados 
utilizando processos oxidativos avançados, tais como: simplicidade de implantação, 
facilidade de operação e insensibilidade à mudança de temperatura. Surgindo como 
principais desvantagens os altos custos operacionais (produtos químicos utilizados) e o 
grande consumo de energia (KARGI, 2004). 
Fares (2003) cita a tendência de uma combinação de técnicas para o tratamento 
de efluentes, ou seja, a utilização de processos agrupados que reúnem as vantagens de 
dois ou mais processos de tratamento como, por exemplo, utilizar reagente de Fenton 
para degradar moléculas persistentes e gerar intermediários menos tóxicos que podem 
ser, posteriormente, destruídos por tratamentos biológicos (FARES, 2003). 
 
2.5.5 Coagulação/Floculação/Decantação 
Este tipo de tratamento considera a simplicidade do processo e o uso de 
equipamentos de baixo custo como um dos fatores determinantes à sua escolha para 
remoção de compostos orgânicos não-biodegradáveis, metais pesados e NH3-N do 
lixiviado. Este tratamento físico-químico permite a remoção de sólidos suspensos e 
particulas coloidais da solução a ser tratada (JORDÃO, 1995). 
A coagulação é definida como sendo o processo no qual as forças de repulsão 
das partículas dissolvidas ou em suspensão são anuladas, permitindo que elas possam se 
agrupar. O processo da coagulação inicia-se pela adição de um coagulante em uma 
câmara de mistura rápida no efluente que se pretende tratar (BUCHARD, 1979). 
Para aumentar o tamanho da partícula e facilitar sua posterior remoção, por 
exemplo pela decantação ou flotação, o processo da coagulação é geralmente seguido 
22 
 
pela floculação. Neste as partículas se aglomeram formando flocos volumosos por 
agruparem-se mais facilmente. Esta técnica permite a remoção de sólidos suspensos e 
partículas coloidais da solução (JORDÃO, 1995). 
O processo de coagulação/floculação é uma técnica que pode ser empregada 
para remoção de sólidos suspensos, matéria orgânica não-biodegradável, e metais 
pesados de chorume de aterros sanitários (KURNIAWAN, 2006). 
A última fase deste processo é a de sedimentação, que é a etapa de clarificação 
do efluente. À medida que os flocos agregados, os mesmos aumentam de densidade e 
tendem a decantar (BUCHARD, 1979). 
A coagulação/floculação tem sido empregada tanto no tratamento de água 
quanto no tratamento de diferentes tipos de efluentes, visando principalmente à remoção 
de compostos orgânicos não-biodegradáveis, nitrogênio amoniacale metais pesados. 
Este método envolve a adição de produtos químicos que promovem a remoção de 
substâncias dissolvidas e suspensas por sedimentação (METCALF e EDDY, 2003). 
Os agentes químicos empregados para os métodos de coagulação/floculação são 
geralmente classificados em dois grandes grupos: agentes inorgânicos - sulfato de 
alumínio (alume), sulfato ferroso, cloreto férrico, clorosulfato férrico, cloreto de 
polialumínio (PAC); e polímeros orgânicos derivados de poliacrilamida (ou polietileno) 
ou biopolímeros (polímeros produzidos por organismos biológicos) (ZOUBOULIS et 
al., 2004). 
Amokrane et al. (1997) afirmam que o hidróxido de cálcio é o reagente mais 
utilizado na precipitação química, requerendo, geralmente, entre 1 a 15 mg/L deste 
reagente no tratamento de lixiviado de aterros. O hidróxido de cálcio pode ser 
implementado como um pré-tratamento de um sistema biológico uma vez que a cal 
hidratada remove da solução grande quantidade de metais pesados e parte da matéria 
orgânica, em especial as substâncias húmicas responsáveis por conferir cor ao lixiviado 
e inibir processos fotossintéticos e fotoquímicos essenciais ao desenvolvimento dos 
microrganismos, principalmente nas lagoas facultativas e aeradas (LINS et al., 2007). 
O grau de clarificação ou remoção de cor de um efluente está diretamente 
relacionado com a quantidade de agente químico usado e dos cuidados necessários para 
o controle do processo, sendo possível obter por precipitação química um efluente claro 
e livre de matéria orgânica em suspensão ou em estado coloidal (METCALF e EDDY, 
2003). 
 
23 
 
O coagulante hidróxido de cálcio 
O termo Cal, refere-se ao óxido de cálcio ou cal virgem (CaO), hidróxido de 
cálcio ou cal hidratada Ca(OH)2 e a cal dolomítica, porém as mais usadas são CaO e 
Ca(OH)2 (SANTANA-SILVA, 2008). 
A cal é obtida através de uma reação química de calcinação que consiste na 
remoção térmica do calcário, dolomitas e conchas calcárias, o que resulta na formação 
de dois produtos: CaO e CO2 (REBELATO, 2006). 
O principal uso da cal, é na correção de pH, sendo também utilizadas para outros 
fins como: precipitação de matéria orgânica, fosfatos e metais pesados, e como 
coagulante para remoção de material coloidal (SEMERJIAN, 2003). 
A cal hidratada é aplicada em diversas áreas como na fabricação de argamassa, 
asfalto na construção civil, tratamento de efluentes, etc. Esta cal, segundo SANTANA-
SILVA (2008), é a cal mais apropriada para o tratamento do lixiviado devido à relação 
custo/remoção quando comparada às demais. 
 
2.5.6 Adsorção 
A adsorção refere-se ao acúmulo de uma substância em uma interface (FOGLER, 
2002). Considerando o sistema sólido-líquido, a adsorção constitui em um processo de 
separação em que componentes de uma fase fluida são transferidos para a superfície de 
um sólido adsorvente. O adsorvato é o material adsorvido, enquanto que a substância a 
ser adsorvida (aquela que ainda não está em contato com a superfície) é chamada de 
adsortivo. O material sobre o qual a adsorção ocorre é chamado de adsorvente (FOUST 
et al., 1982). 
Por causa das diferentes forças de ligação que ocorrem entre as moléculas do 
adsorvato e do adsorvente que estão envolvidas no fenômeno de adsorção, esse 
comumente diferencia-se em adsorção física (fisiossorção) ou química (quimiossorção). 
A adsorção pode ocorrer em uma única camada de moléculas ou em diversas camadas 
(CARVALHO, 2010). 
A adsorção física envolve forças intermoleculares fracas, que inclui as forças de 
van der Waals (dispersão-repulsão) e interações eletrostáticas incluindo polarização, 
dipolo e interação quadrupolo (ZUIM, 2010). Na adsorção física, não se observa troca 
de elétrons; o que ocorre, mais propriamente, são atrações intermoleculares entre sítios 
de energias favoráveis, independentemente das propriedades eletrônicas das moléculas 
24 
 
envolvidas. O adsorvato é mantido na superfície por forças relativamente fracas, 
chamadas forças de van der Waals, e camadas múltiplas podem se formar com 
aproximadamente o mesmo calor de adsorção. O calor de adsorção na fisiossorção é 
baixo e, por isso, esse tipo de adsorção é estável apenas a temperaturas abaixo de 150°C 
(CARVALHO, 2010). 
A adsorção química envolve uma troca de elétrons entre sítios específicos da 
superfície e moléculas do soluto, resultando na formação de uma ligação química. A 
quimiossorção é caracterizada por energias de interação entre a superfície e o adsorvato, 
energias comparáveis às forças de ligações químicas; consequentemente, a 
quimiossorção é mais forte e mais estável a elevadas temperaturas do que a adsorção 
física. Apenas uma única camada molecular pode ser adsorvida. As ligações formadas 
podem ser iônicas, covalentes ou a mistura das duas. Para as ligações iônicas, a 
facilidade de passagem de elétrons através da superfície plana pode decidir tanto a 
facilidade de formação quanto à força de ligação. No caso das ligações covalentes, elas 
somente podem ser formadas se o adsorvente possuir orbitais com elétrons solitários 
capazes de entrar em covalência (CARVALHO, 2010). 
As características gerais que diferenciam a adsorção física da química estão 
apresentadas na Tabela 2.5. 
Tabela 2.5: Diferenças entre adsorção física e química. 
Adsorção Física Adsorção Química 
Baixo calor de adsorção (2 ou 3 x menor 
que o calor latente de vaporização) 
Alto calor de adsorção (2 ou 3 vezes 
maior que o calor latente de vaporização) 
Não específica Altamente específica 
Monocamada ou Multicamada Somente monocamada 
Nenhuma dissociação das espécies 
adsorvidas 
Pode envolver dissociação 
Significante somente a temperaturas 
relativamente baixas 
Possível em uma ampla faixa de 
temperatura 
Rápida, não ativada, reversível Ativada, pode ser lenta e irreversível 
Sem transferência de elétrons. 
Transferência de elétrons com formação 
de ligações entre adsorvato e adsorvente 
Fonte: Ruthven (1984). 
A capacidade adsortiva do adsorvente em remover adsorvato (ou adsorbato) no 
processo de adsorção é definida pela Equação 2.2: 
 
25 
 
V
M
CC
q AAt 

 0 (Eq 2.2) 
na qual: qt = capacidade adsortiva no tempo t (mg.g
-1
); CA0 = concentração inicial de 
adsorvato (mg.L
-1
); CA = concentração final de adsorvato (mg.L
-1
); V = volume da 
solução de corante (L); M = massa de adsorvente (g). 
 
a) Fatores que influenciam na adsorção 
O processo de adsorção depende de vários fatores segundo Fernandes (2005), tais 
como: natureza do adsorvente, adsorvato e as condições de adsorção. As características 
dos adsorventes incluem: área superficial; distribuição do tamanho dos poros e tipo de 
grupos funcionais presentes na superfície. 
Os principais fatores no mecanismo de adsorção em soluções aquosas diluídas são 
a superfície química do adsorvente e as características químicas da substância a ser 
adsorvida, pois influenciam fortemente nas interações eletrostáticas e não eletrostáticas. 
Grupos funcionais presentes no adsorvente ou na fase a ser adsorvida afetam 
profundamente as interações de dispersão. Assim, é importante analisar as 
características químicas da substância que se deseja adsorver e do adsorvente para 
determinar a escolha do melhor adsorvente (ZUIM, 2010). 
Segundo Fogler (2002) a natureza do adsorvato depende da: polaridade; 
hidrofobicidade; tamanho da molécula; solubilidade: grupos polares diminuem a 
adsorção; acidez ou basicidade, determinado pela natureza do grupo funcional presente. 
A capacidade adsortiva depende do tamanho da molécula a ser adsorvida porque 
isso define seu acesso aos poros do adsorvente (microporos, mesoporos ou macroporos) 
e a solubilidade determina as interações hidrofóbicas (ZUIM, 2010). 
As condições de contorno (características químicas e temperatura de adsorção) 
incluem a (FOGLER, 2002): temperatura: geralmente a adsorção é exotérmica; 
velocidade de agitação: