Estudo comparativo da eficiência do processo de tratamento de

UNIVERSIDADE DO EXTREMO SUL CATARINENSE - UNESC
CURSO DE ENGENHARIA AMBIENTAL
DIOGO DE CESARO
ESTUDO COMPARATIVO DA EFICIÊNCIA DO PROCESSO DE
TRATAMENTO DE DRENAGEM ÁCIDA DE MINA (DAM) POR
FLOCULAÇÃO/DECANTAÇÃO E FLOTAÇÃO POR AR DISSOLVIDO
(FAD) NA REMOÇÃO DE METAIS
CRICIUMA, JUNHO DE 2008
DIOGO DE CESARO
ESTUDO COMPARATIVO DA EFICIÊNCIA DO PROCESSO DE
TRATAMENTO DE DRENAGEM ÁCIDA DE MINA (DAM) POR
FLOCULAÇÃO/DECANTAÇÃO E FLOTAÇÃO POR AR DISSOLVIDO
(FAD) NA REMOÇÃO DE METAIS
Trabalho de Conclusão de Curso, apresentado para
obtenção do grau de Engenheiro Ambiental no curso
de Engenharia Ambiental da Universidade do
Extremo Sul Catarinense, UNESC.
Orientadora: Profª. MSc. Marta Valéria Guimarães
de Souza Hoffman
CRICIUMA, JUNHO DE 2008
DIOGO DE CESARO
ESTUDO COMPARATIVO DA EFICIÊNCIA DO PROCESSO DE
TRATAMENTO DE DRENAGEM ÁCIDA DE MINA (DAM) POR
FLOCULAÇÃO/DECANTAÇÃO E FLOTAÇÃO POR AR DISSOLVIDO
(FAD) NA REMOÇÃO DE METAIS
Trabalho de Conclusão de Curso aprovado pela
Banca Examinadora para obtenção do Grau de
Engenheiro Ambiental, no Curso de Engenharia
Ambiental da Universidade do Extremo Sul
Catarinense, UNESC, com Linha de Pesquisa em
Tratamento de Efluente de Drenagem Àcida de Mina
(DAM).
Criciúma, 30 de junho de 2008.
BANCA EXAMINADORA
Prof. MSc. Marta Valéria Guimarães de Souza Hoffman
Universidade do Extremo Sul Catarinense
Prof. Dr. Eduardo de Oliveira Nosse
Universidade do Extremo Sul Catarinense
Engenheiro Ambiental/ MSc Sérgio Luciano Galatto
Universidade do Extremo Sul Catarinense
Dedico este trabalho ao meu pai, Carlos Alberto
de Cesaro, minha mãe, Rosângela de Cesaro e ao
meu irmão Daniel de Cesaro, onde, cada um, a
sua maneira, me incentivou a chegar até aqui.
AGRADECIMENTOS
Ao nascermos, pessoas começam a fazer parte de nossos dias e consequentemente
de nós mesmos. Destas, duas em especial, me ensinaram a dizer duas palavras, certamente as
mais importantes pra mim, uma palavra é Pai e a outra é Mãe. Agradeço a vós, meu pai,
minha mãe e meu irmão, pelo incentivo ao estudo, por mostrar–me, o melhor caminho a ser
seguido, apesar das incríveis possibilidades, com certeza esta foi a melhor escolha! Sei eu e
sabem vocês que não foi nada fácil chegar até aqui, por isso, digo-lhes, que essa conquista
pertence não somente a mim, mas a vocês também. Obrigado por tudo que me concederam,
jamais esquecerei o que já fizeram por mim! Vocês moram em meu coração, amo-os! Estarão
comigo até o fim de meus dias, onde quer que eu esteja!
Aos meus amigos que dividiram a mesma casa comigo, Roger (Migué), Ronaldo
(Frank), Maicon (Sete), Diego (Bax), os quais me ensinam até hoje e os levo comigo como
verdadeiros irmãos. Muitas alegrias foram compartilhadas. Galera nervosa com as derrotas no
futebol no play esperando a fila passar. E o fuscão? Será que alguém vai esquecer que se o
motorista saísse sozinho voltava a pé? E a limpeza da casa quando vinham nossas visitinhas?
Cinco minutos e estava limpa! Era um arrastão. E o time “imbatível”, Furacão Catarina, Saulo
Neto e companhia eram fregueses.
A toda a minha família, e principalmente meus avós maternos e paternos (in
memorian), por serem base de tudo em minha vida.
Ao meu grande amigo Guilherme Fernandes Toscan (barraca), que tem bom
coração e está sempre disposto a ajudar o próximo. Gosta de ver a galera sorrindo, com um
belo sorriso no rosto.
Ao eterno amigo Marcelo Pucci (baby), sempre aparecendo do nada e com boas
noticias. Vamos jogar um game ai?
Aos meus amigos mais recentes Diogo Amandio Klein (calouro), que atualmente
reside no mesmo apartamento que eu, e, sua namorada Alice pelas inúmeras festas.
Ao meu grande amigo Ricardo Cerutti (miguesinho), irmão do Roger (migué) e
companheiro nos joginhos de futebol na UNESC. Olha a canetinha!
As minhas amigas de Três Cachoeiras (Débora, Janaina e Rosana), as quais
levarei comigo, sempre, pelas ótimas lembranças, dentre elas a do jogo da pirâmide e dos
churrasquinhos.
Ao Marcelo Crisel Del Moro, pela maneira inteligente de se pensar, e passar a
mensagem.
A Rafaela Scheffer Cardoso, por me proporcionar dias melhores e mais brilhantes.
A minha amiga Ramone Oliveira, por abrir meus olhos quando eu menos
enxergava.
Ao paciente e solidário Anderson pela ajuda na realização deste trabalho.
A minha incomparável amiga Tatiane, por ajudar-me na realização deste trabalho.
Aos professores do Curso de Engenharia Ambiental, por compartilhar de seu
conhecimento em minha formação profissional e em especial a minha orientadora Marta.
A minha banca examinadora, principalmente pelo conhecimento e valiosas
contribuições.
A todos os meus colegas da Engenharia que direta ou indiretamente me fizeram
crescer de alguma forma, ajudando a me tornar o que sou hoje.
Muito obrigado!!!
“A dádiva mais bela da natureza é a alegria de
ver e compreender. O mundo tornou-se perigoso,
por que os homens aprenderam a dominar a
natureza antes de se dominarem a si mesmos”.
Albert Einstein
RESUMO
As atividades de mineração de carvão na região sul de Santa Catarina, têm influência direta na
poluição dos recursos hídricos da região carbonífera através do lançamento inadequado de
drenagem ácida de mina (DAM), gerado no beneficiamento do carvão. Efluente este, é capaz
de comprometer seriamente a qualidade das águas quando lançados indiscriminadamente. Nos
dias de hoje, a legislação Brasileira e Catarinense não permitem o lançamento em corpos
hídricos antes de tratamento adequado, que obedeça rigorosamente aos padrões de
lançamento, os quais visam apenas uma melhor qualidade aos seres que vivem em ambientes
aquáticos. Duas técnicas de tratamento de efluentes de DAM são usadas em mineradoras da
região: a flotação por ar dissolvido (FAD) e floculação/decantação. A DAM possui em sua
composição diversos metais tóxicos aos organismos vivos, dentre eles estão o cádmio, o
cobre, o ferro, o manganês e o zinco, que em escala fora dos padrões de lançamento trazem
sérios danos ambientais. Este trabalho de conclusão de curso (TCC) teve a finalidade de se
determinar a eficiência na remoção de metais tóxicos do efluente de DAM com o tratamento
do efluente no sistema FAD e floculação/decantação. Os resultados dos ensaios demonstraram
remoção de metais como o ferro e o zinco, com destaque na remoção de cobre pela FAD,
porém os dois processos não foram eficientes na remoção do manganês, havendo necessidade
de novos estudos.
Palavras-chave: DAM, FAD, floculação, metais.
LISTA DE ILUSTRAÇÕES
Figura 1 – Circuito típico de beneficiamento nos lavadores de carvão de Santa Catarina para a
camada barro branco (CETEM, 2001)......................................................................................25
Figura 2 – Fluxograma típico do tratamento de minérios (LINS e LUZ, 2004).......................26
Figura 3 – Mecanismos de oxidação da pirita (SNOEIYNK e JENKINS apud CORSEUIL,
1984).........................................................................................................................................30
Figura 4 – Resultado da oxidação da pirita em contato com água (DE CESARO, D. 2008)...32
Quadro 1 – Matriz informativa sobre impacto ambiental de atividades ligadas à exploração do
carvão mineral em recursos naturais.........................................................................................37
Quadro 2 - Resumo do processos de flotação e sistemas de geração de bolhas.......................53
Figura 5A – Coleta do efluente bruto de DAM (DE CESARO, D. 2008)................................55
Figura 5B – Galão de 5L utilizado na coleta de DAM ( DE CESARO, D. 2008)....................55
Figura 6 – Jar Test em atividade, programado para simular uma estação de tratamento de
efluentes (DE CESARO, D. 2008)............................................................................................58
Figura 7A – Amostra tratada (DE CESARO,D. 2008) ............................................................59
Figura 7B – Amostra tratada e amostra bruta encaminhadas para o Laboratório de Análises do
IPAT (DE CESARO,D. 2008)..................................................................................................59
Figura 8 – Célula de FAD em acrílico com capacidade para 1L e vaso saturador com
capacidade para 3L (DE CESARO,D. 2008)............................................................................60
Figura 9A – Adição de microbolhas de ar com 40% de reciclo (DE CESARO,D. 2008)........61
Figura 9B – Ação das microbolhas no efluente já neutralizado mostrando duas fases: efluente
tratado (transparente) e produto flotado (lodo) (DE CESARO,D. 2008).................................61
Figura 10 – Gráfico – Representação da eficiência na remoção de metais pelo sistema de
tratamento por Floculação/Decantação (DE CESARO,D. 2008).............................................64
Figura 11 – Gráfico – Representação da eficiência na remoção de metais tóxicos pelo
tratamento de FAD (DE CESARO,D. 2008)............................................................................66
Figura 12 – Gráfico – Comparação entre os dois sistemas de tratamento com relação a
eficiência na remoção de metais tóxicos (DE CESARO,D. 2008)...........................................68
LISTA DE TABELAS
Tabela 1 - Padrões de lançamento de efluentes........................................................................33
Tabela 2 - Resultado da neutralização com cal virgem (CaO) na escolha do melhor pH para
tratamento com floculação/decantação.....................................................................................62
Tabela 3 - Entrada e saída do tratamento de efluente de DAM pelo sistema de
floculação/decantação com valores máximos permitidos pela legislação, mostra também a
eficiência na remoção de metais...............................................................................................63
Tabela 4 – Entrada e saída do tratamento de efluente de DAM pelo sistema de FAD com
valores máximos permitidos pela legislação, mostra também a eficiência na remoção de
metais........................................................................................................................................65
Tabela 5 - Relação de valores dos resultados obtidos pós tratamento e a eficiência dos dois
sistemas de tratamento utilizados no tratamento do efluente de drenagem ácida de
mina...........................................................................................................................................67
LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS
DAM – Drenagem Ácida de Mina
pH – Potencial Hidrogeniônico
FAD – Flotação por Ar Dissolvido
DNPM – Departamento Nacional de Produção Mineral
IPAT – Instituto de Pesquisas Ambientais e Tecnológicas
Cd – Cádmio
Fe – Ferro
Zn – Zinco
Mn – Manganês
As – Arsênio
Cu – Cobre
Ni – Níquel
Pb – Chumbo
Al – Alumínio
Cr – Cromo
Mg – Magnésio
Hg – Mercúrio
FATMA – Fundação do Meio Ambiente
CONAMA – Conselho Nacional de Meio Ambiente
OEA – Organização dos Estados Americanos
EPA – Environmental Protection Agency
NTU – Unidade Nefelométrica de Turbidez
UNESC – Universidade do Extremo Sul Catarinense
SUMÁRIO
LISTA DE ILUSTRAÇÕES................................................................................................XII
LISTA DE TABELAS.........................................................................................................XIII
LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS.................................................................XIV
1 INTRODUÇÃO....................................................................................................................15
2 OBJETIVO...........................................................................................................................16
2.1 OBJETIVO GERAL...............................................................................................16
2.2 OBJETIVO ESPECÍFICO......................................................................................16
3 FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA.............................................................................17
3.1 CARVÃO MINERAL NO BRASIL.......................................................................17
3.2 TRATAMENTO DE MINÉRIOS OU BENEFICIAMENTO...............................18
3.2.1 Britagem.........................................................................................................19
3.2.2 Peneiramento..................................................................................................20
3.2.3 Moagem.........................................................................................................21
3.2.4 Classificação..................................................................................................22
3.2.5 Concentração.................................................................................................22
3.2.5.1 Concentrado-Rejeito..............................................................................23
3.3 DRENAGEM ÁCIDA DE MINA..........................................................................27
3.3.1 O que é DAM................................................................................................28
3.3.2 Formação da DAM.......................................................................................29
3.3.3 Técnicas de tratamento de DAM.................................................................33
3.3.3.1 Tratamento do Efluente de DAM..........................................................34
3.3.3.2 Processo de Neutralização....................................................................35
3.3.4 Impacto da DAM ao Meio Ambiente..........................................................36
3.3.5 Principais Parâmetros da DAM....................................................................38
3.3.5.1 Potencial de Hidrogênio.......................................................................38
3.3.5.2 Metais....................................................................................................39
3.3.5.2.1 Cádmio (Cd)....................................................................................41
3.3.5.2.2 Cobre (Cu).......................................................................................41
3.3.5.2.3 Ferro (Fe)........................................................................................43
3.3.5.2.4 Manganês (Mn)...............................................................................44
3.3.5.2.5 Zinco (Zi)........................................................................................45
16
3.4 FLOCULAÇÃO......................................................................................................47
3.5 DECANTAÇÃO.....................................................................................................49
3.6 FLOTAÇÃO POR AR DISSOLVIDO (FAD)........................................................50
4 METODOLOGIA ...............................................................................................................55
4.1
EQUIPAMENTOS
E
MATERIAIS
USADOS
NA
FLOCULAÇÃO
/
DECANTAÇÃO E FLOTAÇÃO POR AR DISSOLVIDO.....................................................56
4.2 REAGENTES..........................................................................................................56
4.3 MÉTODOS..............................................................................................................57
4.3.1 Preparo das Soluções....................................................................................57
4.3.2 Descrição dos Ensaios...................................................................................58
4.3.2.1 Ensaio de Floculação/Decantação com uso de Sulfato de Alumínio....58
4.3.2.2 Ensaio de Flotação Por Ar Dissolvido..................................................59
5 RESULTADOS E DISCUSSÃO.........................................................................................62
5.1 RESULTADO DO ENSAIO DE FLOCULAÇÃO/DECANTAÇÃO COM USO
DE SULFATO DE ALUMÍNIO EM JAR TEST.....................................................................62
5.1.1
Escolha
do
pH
para
o
Uso
do
Coagulante
Sulfato
de
Alumínio...................................................................................................................................62
5.1.2 Ensaio de Floculação/Decantação.........................................................................63
5.2 Ensaio de Flotação Por Ar Dissolvido.....................................................................65
5.3 COMPARAÇÃO DOS RESULTADOS OBTIDOS NOS DOIS ENSAIOS DE
TRATAMENTO.......................................................................................................................67
6 CONSIDERAÇÕES FINAIS..............................................................................................70
7 REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS...............................................................................72
ANEXOS..................................................................................................................................77
ANEXO
1:
Resultado
da
Análise
de
Entrada
do
Tratamento
de
Floculação/Decantação.............................................................................................................78
ANEXO 2: Resultado da Análise de Saída do Tratamento de Floculação/Decantação...........79
ANEXO 3: Resultado da Análise de Entrada do Tratamento de FAD.....................................80
ANEXO 4: Resultado da Análise de Saída do Tratamento de FAD.........................................81
15
1 INTRODUÇÃO
A água é um dos recursos naturais mais importantes, está diretamente ligado a
sobrevivência dos organismos vivos na terra, ou seja, é o ingrediente fundamental à vida, este
não tem a atenção necessária com relação a qualidade de nossos recursos naturais, um
patrimônio de todos.
A cidade de Criciúma, em Santa Catarina, é conhecida por ter sua economia
baseada na mineração de carvão, embora nos dias de hoje essa atividade tenha menos valor
com relação ao “auge” do carvão na década de 70, quando se deu a crise do petróleo. A
extração de carvão, que foi importante para o desenvolvimento econômico da região, apesar
de suas vantagens econômicas, causa grande impacto ao meio ambiente quando feita de forma
incorreta, como era feita antigamente e até mesmo nos dias de hoje.
Um dos principais impactos ambientais causados pela extração de carvão está
diretamente ligado aos recursos hídricos que acabam sendo contaminados pela drenagem
ácida de mina (DAM). A DAM é gerada em minas a céu aberto e subterrâneas além de
depósitos de rejeitos. É um fenômeno que ocorre com o rejeito do carvão (pirita – FeS2), que
contém principalmente a presença de ferro e de sulfetos.
A reação que ocorre é a
transformação do sulfeto de ferro em ácido sulfúrico e sulfato ferroso, quando o exposto ao
oxigênio e a água, sofrendo oxidação. O ácido sulfúrico, diminui consideravelmente o pH das
águas, e este promove a solubilidade de metais pesados na forma iônica. Deste modo a DAM
pode conter uma grande variedade de íons catiônicos, incluindo principalmente o ferro,
alumínio, magnésio, zinco, manganês, cobre, cromo, cádmio, e íons aniônicos representados
principalmente pelo sulfato.
Devido a presença de metais tóxicos e sulfetos em efluentes de DAM, a legislação
brasileira não permite o lançamento destes em recursos hídricos sem tratamento adequado.
Este trabalho visa avaliar a eficiência na remoção de metais tóxicos como ferro,
cádmio, zinco, cobre e manganês de efluente de drenagem ácida de mineração de carvão,
através dos sistemas de tratamentos de floculação/decantação e flotação por ar dissolvido
(FAD).
16
2 OBJETIVO
2.1 OBJETIVO GERAL
Estudo comparativo da eficiência de remoção de metais por meio da
floculação/decantação e flotação por ar dissolvido (FAD).
2.2 OBJETIVOS ESPECÍFICOS
■ Caracterizar a qualidade do efluente de DAM utilizando o sistema de
floculação/decantação;
■ Caracterizar a qualidade do efluente de DAM utilizando o sistema de flotação
por ar dissolvido;
■ Comparar os resultados dos tratamentos quanto a remoção dos metais tóxicos:
cádmio, chumbo, ferro, manganês e zinco.
17
3 FUNDAMENTAÇÃO TEÓRICA
3.1 CARVÃO MINERAL NO BRASIL
O carvão é formado por carbono, oxigênio, nitrogênio, enxofre e traços de outros
elementos, que constituem sua matéria carbonosa. Pode estar associado a rochas (arenito,
siltito, folhelhos e diamictitos) e minerais como a pirita. O objetivo fundamental da etapa de
beneficiamento é reduzir as impurezas associadas à matéria carbonosa do carvão. As camadas
lavradas em Santa Catarina é a Barro Branco, representando cerca de 90% do produto
vendável, e das Camadas Bonito e Irapuá (CETEM, 2001).
Para Hoffmann et al., (2005), no Brasil o carvão mineral corresponde a 65% dos
recursos energéticos não renováveis, com reservas medidas que totalizam um bilhão de
toneladas. Candiota é a maior jazida de carvão mineral do país, com uma participação de 55%
das reservas medidas totais. Fungaro (2008), complementa que a maior fonte de energia não
renovável no país é o carvão mineral, sendo que as maiores reservas estão localizadas no Rio
Grande do Sul, Santa Catarina e Paraná. As reservas de carvão mineral no Brasil totalizam
23,5 bilhões de toneladas/ano das quais 88% estão no Rio Grande do Sul, 11% estão em Santa
Catarina e 1% no Paraná (SAMPAIO, LUZ e LINS, (2001).
Segundo Pacheco et al. (2005) o Brasil têm uma reserva de carvão mineral na
ordem de um bilhão de toneladas, com uma produção total de 4.700.000 toneladas/ano,
segundo o sumário de 2004 do Departamento Nacional de Produção Mineral (DNPM).
Na mesma obra, relata-se que o consumo total de carvão no Brasil, em 2000, foi
de 16,4 milhões de toneladas. Desse total 66% corresponde ao carvão metalúrgico importado
de qualidade superior ao produzido no País, e com preço muito menor, destinado a siderurgia,
com um custo de R$ 618,5 milhões de reais/ano. Com relação ao carvão energético, cerca de
80% destinam-se ao abastecimento das usinas termelétricas e o restante ao consumo
industrial, principalmente nos setores petroquímico, cimento, papel e celulose, entre outros. A
energia termelétrica produzida a partir do carvão representa 1,5% da matriz energética
brasileira.
Aqui no país, o carvão mineral constituiu, originalmente, a fonte principal de
geração de energia para o desenvolvimento industrial e tecnológico, justificando o inicio da
exploração do carvão, principalmente nas expressivas reservas do Estado de Santa Catarina.
18
Durante a época áurea do petróleo, quase se cessaram as atividades da indústria carbonífera,
mas a ampla visão dos cidadãos frente às necessidades futuras de energia de nosso país fez
com que isso não acontecesse. O que ocorreu, foi que a indústria do carvão não parou
inteiramente, somente reduziu as suas atividades deixando de ampliar suas metas originais de
desenvolvimento (DICK, et al., 1978).
Na região sudeste do estado de Santa Catarina, encontram-se nos municípios de
Criciúma, Içara Siderópolis, Treviso, Urussanga e Lauro Muller as principais jazidas e minas
de carvão mineral do Estado de Santa Catarina(SAMPAIO, LUZ, LINS, 2001).
Em Santa Catarina a produção de carvão mineral cresceu 58% em 2000, em
relação a 1999. Em 1999, a produção foi de 2,298 mil toneladas/ano e, em 2000, de 3 milhões
e 643 mil toneladas/ano. Esta produção representa 50% da produção nacional do carvão
mineral. O faturamento do setor carbonífero de Santa Catarina cresceu 55% em 2000, com
relação a 1999. Em 1999, o faturamento foi de R$ 138 milhões e, em 2000, R$ 215 milhões
(DICK, et al., 1978).
O principal mercado para o carvão catarinense é a produção de energia elétrica. A
mineração de carvão no estado, a partir de 1996 (Fundação Getúlio Vargas), diz que o setor
gerava 3600 empregos diretos, informa ainda que a cada R$ 100,00 de produção de carvão
implica em uma geração de renda de R$ 388,06 e um emprego direto na produção de carvão
gera 8,32 empregos na economia (SIECESC, 2008).
3.2 TRATAMENTO DE MINÉRIOS
Tratamento ou beneficiamento de minérios consiste de operações aplicadas aos
bens minerais sem modificar a identidade química ou física, visando cominuir a
granulomentria, a forma ou a concentração relativa das espécies presentes. Há autores que
dizem que é um processo o qual os minerais podem sofrer até alterações de ordem química,
resultantes da simples decomposição térmica ou mesmo de reações típicas geradas pela
presença de calor (LUZ, SAMPAIO, ALMEIDA, 2004).
Beneficiamento pode ser considerado como o processo que serve para remover
minerais não desejáveis, aumentando assim a concentração do mineral.
Numa perspectiva sistêmica, o input (material para o estágio de beneficiamento), é
o minério minerado, sendo que o output pode ser um produto final pronto para o mercado.
19
Segundo Ripley (1996 apud MILIOLLI 1999, p.52), atualmente o processo de beneficiamento
consiste em três passos: a) preparação: no qual o mineral é reduzido a pequenos fragmentos
(dividido em pequenas porções) por britagem e/ou moagem; b) concentração: para separar o
minério desejado de outros minerais, um processo final removendo a água do concentrado
(desaguamento).
Os principais impactos ambientais produzidos durante as etapas de lavra e
beneficiamento do carvão decorrem da disposição de resíduos sólidos estéreis e
rejeitos, constituídos basicamente por materiais carbonosos e minerais (pirita e
argilo minerais) sem valores comerciais que são depositados em áreas próximas ao
local de mineração. Estes estéreis e rejeitos ricos em sulfetos de ferro oxidam-se em
presença do ar, da água e da ação de bactérias Thiobacilus Ferroxidans,
desencadeando o processo de acidificação de drenagens e a dissolução de metais,
que podem ocorrer em minas abandonadas ou em operação, originando a drenagem
ácida de mina (DAM) (FUNGARO, 2008, p. 1).
O beneficiamento do carvão no passado atuou negativamente na qualidade
ambiental sob diversas formas, causando grande degradação ambiental provocada por todas as
atividades envolvidas na extração do carvão. Os recursos hídricos, o solo e a qualidade do ar
sofreram influência direta destas atividades e contribuíram para o desaparecimento da fauna e
flora regional (REDIVO, 2006).
3.2.1 Britagem
Britagem é a operação que fragmenta blocos obtidos na lavra, deve ser repetida
diversas vezes mudando-se o equipamento, até se obter um material adequado à alimentação
da moagem (LUZ, SAMPAIO, ALMEIDA, 2004).
Para Pereira, Turrer e Perez (2005) britagem é a “redução do diâmetro da rocha, o
qual usa-se uma força de compressão (processo mais comum de quebra)”.
É um conjunto de operações que objetiva a fragmentação de blocos de minérios
levando-os a granulometrias compatíveis para a utilização direta ou para posterior
processamento. É um estágio que utiliza em sucessivas etapas, equipamentos apropriados para
a redução de tamanhos convenientes, ou para a liberação de minerais valiosos (LUZ,
SAMPAIO, ALMEIDA, 2004). Abaixo estão alguns tipos de britadores:
• mandíbulas;
• giratório;
• impacto;
20
• rolo dentado;
• cônico.
A britagem é um processo que passa por três etapas: primária, secundária e
terciária conforme a necessidade para diminuir a granulometria.
3.2.2 Peneiramento
A separação de um material em duas ou mais classes, estando estas limitadas uma
superior e outra inferiormente é dita como peneiramento (LUZ, SAMPAIO, ALMEIDA,
2004). Continua com o conceito de que peneiramento é a separação do material em duas ou
mais frações, com partículas de tamanhos distintos, ou seja, obedecendo um tamanho
geométrico das partículas, enquanto que na classificação, a separação é realizada tomando-se
como base a velocidade que os grãos atravessam um meio fluido. O meio fluido mais
utilizado na mineração é a água.
Para Luz e Carvalho (2005), peneiramento é processo de separação de um
material granular não coeso em duas ou mais diferentes classes de tamanho de partículas,
mediante uma ou mais superfícies vazadas com aberturas de dimensões definidas. Essa
classificação por tamanho, portanto, é feita por barreira mecânica (nos processos de
classificação em correntes fluidas, a barreira é fluidodinâmica). É um processo do tipo
"passa/não passa" e as barreiras são constituídas pelos fios da malha. Em geral, peneira referese à superfície tecida com fios espaçados regularmente e crivos àquela feita de chapa
perfurada.
Quando uma partícula cai livremente no vácuo, a sua velocidade aumenta
indefinidamente por ela ter um tamanho e densidade, fazendo com que a força da gravidade
acelere a queda da mesma e, esta quando cai em um outro meio, que não seja o vácuo, oferece
resistência ao seu movimento, a qual aumenta em razão direta com a velocidade. Quando a
força gravitacional e a de resistência de fluido atuam na partícula tornando-as iguais, a
partícula atinge uma velocidade denominada terminal, passando a ter uma queda com
velocidade constante (LUZ, SAMPAIO, ALMEIDA, 2004).
21
3.2.3 Moagem
A moagem, é uma operação de fragmentação para obter-se um produto adequado
à concentração ou a qualquer outro processo industrial (LUZ, SAMPAIO, ALMEIDA, 2004).
Pereira, Turrer e Perez, et al. (2005) relata que por ser a etapa mais cara do
beneficiamento de minérios, um correto dimensionamento do circuito de moagem torna-se
importantíssimo para que sejam avaliados gastos desnecessários com energia, e para isso
torna-se necessário a realização de testes que sejam capazes de fornecer resultados precisos,
economicamente viáveis e que tenham determinada confiabilidade.
Diz ainda, que neste estágio, as partículas são reduzidas pela combinação de
impacto, compressão, abrasão e atrito a um tamanho adequado a moagem depende de muitos
fatores incluindo a distribuição do mineral útil na ganga (conjunto dos minerais sem interesse)
que vai ser usado em seguida. É a etapa do beneficiamento que requer maiores investimentos,
maior consumo de energia, consequentemente maiores gastos, e é considerada uma operação
importante para o bom desempenho de uma instalação de tratamento (PEREIRA, Turrer e
Perez, 2005).
A moagem deve ser estudada fortemente na etapa de dimensionamento e escolha de
equipamento, e muito bem controlada na etapa de operação da usina, pois o bom
desempenho de uma instalação industrial com fins também de moagem, depende em
muito da operação de moagem (LUZ, SAMPAIO, ALMEIDA, 2004, p. 152).
Tipos de moinhos:
• cilíndricos - moinho de barras
• bolas
• martelos
• discos
• vibratório
• pólos de alta pressão.
22
3.2.4 Classificação
Na etapa de peneiramento existe uma separação, segundo o tamanho geométrico
das partículas enquanto que na classificação, a separação é realizada, tomando-se como base a
velocidade que os grãos atravessam um meio fluido. Na mineração e beneficiamento o meio
fluido mais utilizado é a água. A classificação a úmido é aplicada, habitualmente, para a
população de partículas com granulometria muito fina onde o peneiramento não funciona de
forma eficiente (LUZ, SAMPAIO, ALMEIDA, 2004).
Os classificadores consistem essencialmente de uma coluna de separação na qual
o fluido seja líquido ou gasoso, está escendendo a uma velocidade uniforme. As partículas
introduzidas na coluna de separação sobem ou descem dependendo das suas velocidades
terminais. Assim são obtidos dois produtos: overflow consistindo de partículas com
velocidade terminal menor que a velocidade do fluido e um anderflow de partículas com
velocidade terminal maior que a velocidade do fluido (LUZ, SAMPAIO, ALMEIDA, 2004).
Para Dutra (2008), a classificação é um processo de separação que se baseia na
velocidade de sedimentação das partículas imersas em meio fluido, sendo os mais utilizados a
água e o ar, conhecidos como processos de hidroclassificação e aeroseparação, fenômenos
estes ligados a mecânica dos fluidos. Na hidroclassificação, os equipamentos mais utilizados
são cones estáticos, hidrociclones, classificadores espirais e outros. Já na aeroseparação são
usados ciclones e aeroseparadores dinâmicos.
3.2.5 Concentração
Definida por Luz, Sampaio, Almeida (2004) como sendo um processo no qual
partículas de diferentes densidades, tamanhos e formas são separadas umas das outras pela
ação da gravidade ou por força centrífuga. É uma forma de processamento mineral das mais
antigas e, seus mecanismos ainda não são perfeitamente compreendidos apesar de tantos
séculos de utilização.
Os principais princípios atuantes no processo de concentração gravítica são os
seguintes:
a) Aceleração diferencial;
23
b) Sedimentação retardada;
c) Velocidade diferencial em escoamento laminar;
d) Consolidação insterstical;
e) Ação de forças cisalhantes.
Dutra (2008) diz que o principal objetivo desse processo é a recuperação dos
minerais úteis contidas em um minério na forma mais concentrada possível. Conforme o
minério a ser concentrado, é feita a seleção do método de concentração, ou seja, depende da
natureza do minério em si. Dentre essas propriedades se destacam o tamanho relativo das
partículas, cor, densidade, suscetibilidade magnética, condutividade elétrica, molhabilidade
superficial e solubilidade.
Muitos métodos de concentração foram utilizados ao longo do crescimento da
tecnologia no processo de beneficiamento de minérios:
• seleção ou catação ;
• separação gravimétrica;
• separação por meio denso;
• separação magnética;
• separação eletrostática;
• flotação, etc.
Desta etapa de concentração surgem o concentrado e o rejeito.
3.2.5.1 Concentrado/Rejeito
Chaves e Filho (2004) da um exemplo simples onde a partir de uma alimentação
composta de duas espécies de minerais, A e B, por exemplo, totalmente liberados, sendo A o
mineral útil e B o mineral de ganga (o conjunto dos minerais sem interesse), onde será
separado numa fração (concentrado) as partículas de A, e também em uma outra fração, as
partículas de B, de tal maneira que: o concentrado tenha o mínimo de contaminação de
partículas do mineral de ganga e no rejeito o mínimo de partículas do mineral útil. Isto é feito
de operações unitárias, que tiram partido das diferenças entre propriedades físicas
características e individualizadas de cada espécie mineral, tais como a cor, a forma,
densidade, propriedades magnéticas, elétricas e de superfície das partículas. O uso das
24
diferentes propriedades físicas dos minerais é que definem os diferentes processos de
concentração de minérios para efetuar a separação do concentrado e rejeito.
Na mineração de carvão, o processo de separação do mineral muda com relação
ao fluxograma geral do tratamento de minérios a partir da etapa de concentração.
O jigue faz a “separação” do carvão bruto da pirita através de impulsos dados a
um fluxo de água que atravessa um leito sobre o qual o carvão bruto é depositado. A água
executa um movimento de impulsão e sucção fazendo com que o material mais pesado vá se
depositando em um leito pulsante e o material mais leve, influenciado pelo movimento do
fluido sofre movimento ascendente depositando-se na superfície do jigue (CETEM, 2001).
O produto flutuado no jigue é peneirado a 0,5 mm (28 mesh) e o retido (31,5% do
carvão bruto) constitui o produto CE4500, com 35% de cinzas e 2% de enxofre. O passante (<
0,5 mm) é desaguado e classificado em ciclones. O produto grosseiro é concentrado em
espirais. O concentrado das espirais (3,1% do ROM) é denominado produto CE4500, com
42% de cinzas e 1,3% de enxofre. O estéril e rejeitos grosseiros, que constituem 56,4% do
carvão bruto, são estocados em pilhas. A água do processo e o rejeito dos ciclones,
juntamente com o rejeito das espirais, perfazem 9% do carvão bruto e são estocados em
bacias de decantação (CETEM 2001).
Na Figura 1 abaixo pode-se observar as etapas de funcionamento do jigue.
25
Figura 1 - Circuito típico de beneficiamento nos lavadores de carvão de Santa Catarina para a camada Barro
Branco.
Fonte: CETEM (2001).
A água sai pela parte de baixo do jigue, e é depositada em bacias de decantação
devido ao percentual de finos de carvão, cerca de 30 a 40 % de sólidos, o qual o jigue não
separa.
26
Após o contato da água com o carvão bruto no jigue, a água sofre mudanças
principalmente em seu pH, baixando-o e consequentemente ficando ácida.
Aí entra a drenagem ácida de mina a qual pode ser formada em varias etapas do
processo de extração e beneficiamento de carvão.
As etapas de perfuração, desmonte, e transporte do carvão geram grandes
quantidades de água que são responsáveis pelo transporte de contaminantes. A
contaminação dessas águas poderá provocar a geração de drenagem ácida de mina
que se caracteriza pela produção de efluentes líquidos com baixo pH contendo
metais pesados e sulfatos, alem de sólidos dissolvidos (MENEZES e LEAL, 2004
apud CECHINEL, 2008 p. 24).
A Figura 2 ilustra um fluxograma típico de um tratamento de minério.
Figura 2 - Fluxograma típico do tratamento de minérios.
Fonte: LINS e LUZ, (2004).
27
3.3 DRENÁGEM ÁCIDA DE MINA (DAM)
“[...] a micro-região de Criciúma, vem se destacando no cenário mineral brasileiro
desde o século XX como importante produtor de carvão mineral” (SANCHES, et al. 1994
apud MENEZES. FILHO, 2004, p 2).
Se por um lado, a mineração na região tem contribuído para seu progresso
econômico, por outro lado, esta mesma atividade tem sido a principal causadora de grande
impacto ambiental e social. A degradação ambiental causada pela vocação mineira tem sido
evidenciada através da formação de drenagem ácida de mina (DAM), poluição do ar e da
água, impacto visual, perda de áreas agriculturáveis, assim como subsidência em zona rural e
urbana (SANCHES, et al. 1994 apud MENEZES e FILHO, 2004).
No que diz respeito à poluição das águas, informações geradas pelo Instituto de
Pesquisas Ambientais e Tecnológicas (IPAT) mostram a gravidade e extensão do problema
(ALEXANDRE, KREBS 1996; ALEXANDRE 1999 apud MENEZES, FILHO 2004).
a) Dois de cada três rios e córregos da região apresentam pH bastante ácido,
grande aporte de sedimentos, além de altas concentrações de metais pesados e sulfatos.
b) Em efluentes das carboníferas, verificou-se elevada acidez e baixos valores de
pH do meio (2,5<pH<3,5), sendo que em alguns rios e córregos foram encontrados valores
inferiores a pH = 2,5;
c) Em efluentes de DAM, há presença de metais pesados em concentrações acima
dos limites recomendados pelo órgão ambiental estadual FATMA – Fundação do Meio
Ambiente;
d) Em efluentes de subsolo e drenagem de infiltração de bacias de decantação
encontram-se valores de acidez total na faixa de 1700 a 2810 mg/L de carbonato de
cálcio(CaCO3) e concentrações de sulfato entre 3600 – 4500mg/l.
A DAM é um efluente caracterizado por elevada acidez e altas concentrações de
metais como Al, Cu, Fe, Mg, Mn e Zn, ânions (sulfato) e compostos residuais orgânicos (no
caso das DAM de carvão). O desenvolvimento de técnicas avançadas para tratamento de
DAM, e seu possível reuso como água de processo, é de fundamental importância para a
região carbonífera do Estado de Santa Catarina (ALEXANDRE, KREBS 1996;
ALEXANDRE 1999 apud MENEZES, FILHO 2004).
Os recursos hídricos poluídos pela drenagem da mineração do carvão (drenagem
ácida, sólidos suspensos, etc...) não podem ser utilizados na irrigação e recreação. Além disso,
28
as características das águas apresenta um grave problema para a sobrevivência de espécies
aquáticas e podem destruir a vida aquática. A utilização dessas águas para abastecimento
requer um tratamento sofisticado e oneroso conforme (IPH, 1981 apud REDIVO 2006).
3.3.1 O que é drenagem ácida de mina
É um efluente derivado das atividades de mineração com um pH muito baixo, ou
seja, ácido. Contém metais pesados em concentrações superiores às permitidas pela legislação
ambiental estadual (MENEZES, FILHO, 2004).
Segundo Silveira (2004 p.6) a DAM é o resultado da reação química entre o
oxigênio, água e o sulfeto de ferro (FeS2) mais conhecido como pirita. Neste ambiente,
mecanismos, que podem ou não catalisar a reação, normalmente estão presentes.
DAM “é o resultado da oxidação natural de minerais sulfetados quando expostos à
ação combinada da água e oxigênio” (MELLO E ABRAHÃO, 1998 apud MENESES,
FILHO, 2004), “na presença de bactérias” (SINGER e STUMM, 1970; Kontopoulos, 1998,
apud MENEZES, FILHO, 2004 p. 1).
A drenagem ácida para Mello e Abrahão (1998 apud GALATTO 2003) é a reação
de oxidação de sulfetos, estes que produzem ácidos e, reações de dissolução de certos
minerais, principalmente carbonatos, capazes de produzir alcalinidade. O principal mineral
sulfetado capaz de produzir DAM é a pirita.
Os sulfetos são tóxicos, corrosivos e causam sérios problemas de odores, sendo
que sua toxicidade aumenta quando o pH diminui. No tratamento de efluentes com sulfetos,
devem ser removidos antes do sistema biológico, pois impedem a floculação. Quando
lançados em corpos hídricos, estes, que têm ação tóxica, provocam a diminuição do oxigênio
dissolvido. O tratamento pode ser feito de duas formas, precipitação e oxidação, sendo a
segunda a mais viável economicamente (NUNES, 2001).
O conteúdo de enxofre na pirita é alto, sendo que o mineral puro contém 53,4% de
enxofre e 46,6% de ferro (ALEXANDRE et al. 1995, p.15).
As atividades mineradoras são reconhecidas como grandes contribuintes da
poluição do solo e das águas superficiais. Um dos mais sérios problemas é a drenagem ácida
resultante de reações químicas de sulfetos (geralmente sulfetos de ferro) e ar na presença de
água. Este tipo de reação é comum em áreas de mineração de carvão, uma vez que materiais
29
que produzem enxofre, normalmente pirita e marcasita, são encontrados nos veios de carvão.
Os poluentes da drenagem ácida afetam a qualidade da água baixando o pH, reduzindo a
alcalinidade natural, aumentando a dureza total e acrescendo quantidades indesejáveis de
ferro, manganês, alumínio, sulfatos e eventualmente metais (EPA, 1977 apud REDIVO
2006).
3.3.2 Formação de DAM
Segundo Menezes e Filho (2004), as principais fontes geradoras de DAM são as
minas a céu aberto/subterrâneas alem de depósitos de rejeitos, estéreis, ou concentrados de
sulfetos quando expostos às intempéries. Essas fontes podem permanecer ativas durante
décadas ou até mesmo centenas de anos, mesmo após o fechamento das minas.
O sulfeto de ferro é convertido em ácido sulfúrico e sulfato ferroso quando o
mesmo é exposto ao oxigênio e água, sofrendo a oxidação. O ácido gerado baixa o valor do
pH, este promove a solubilidade de metais pesados na forma iônica. Deste modo a DAM pode
conter uma grande variedade de íons catiônicos, incluindo principalmente o ferro, alumínio,
magnésio, zinco, manganês, cobre, cromo, cádmio, e íons aniônicos representados
principalmente pelo sulfato (SILVEIRA, 2004).
Na Figura 3, quando uma pequena quantidade de FeS2(S) é oxidada pelo O2, uma
quantidade adicional de oxigênio é somente necessário para a oxidação catalisadora
microbiológica do Fe+2 para Fe+3. Isso serve como informações importantes para os métodos
de controle da DAM (CORSEUIL 1984, apud REDIVO, 2006).
30
Figura 3 - Mecanismos de oxidação da pirita.
Fonte: SNOEYINK e JENKINS apud CORSEUIL, (1984).
A DAM resulta da oxidação natural de espécies minerais portadoras de enxofre
(no estado reduzido) quando expostas à ação combinada da água e do oxigênio, na presença
ou não de bactérias oxidantes, e é um dos principais problemas ambientais associados à
mineração de carvão e de sulfetos. As principais reações químicas associadas à isso, em
presença de pirita, podem ser representadas pelas seguintes equações (MENEZES et al.
2002):
FeS2 + 7/2 O2 + H2O → FeSO4 + H2SO4
eq. (a)
2 FeSO4 + H2SO4 + 1/2 O2 → Fe2 (SO4)3 + H2O
eq. (b)
Fe2 (SO4)3 + 6 H2O → 2 Fe (OH)3 + 3 H2SO4
eq. (c)
Fe2 (SO4)3 + 2 H2O → 2 Fe (OH) (SO4) + H2SO4
eq. (d)
Na equação (a), a reação produz sulfato ferroso e ácido sulfúrico. Posteriormente,
o sulfato ferroso pode ser oxidado e produzir sulfato férrico (b), e então na terceira equação
passa a hidróxido férrico (c) ou sulfato básico de ferro (d), de acordo com as reações
representadas de (a) a (d), alterando a qualidade das águas superficiais e subterrâneas.
Para Menezes et al (2002) a drenagem ácida de mina como ocorre, é formada por
uma seqüência de mecanismos de oxidação dos sulfetos, na presença de oxigênio e, como
resultado da atividade bacteriana, possuindo fatores limitantes da oxidação química e de
31
fatores catalisadores das reações em função da variação do pH e da presença de bactérias
Thiobacillus ferroxidans de acordo com as equações abaixo:
Fe2(s)+H2O(l)+7/2O2(g) ↔Fe2+(aq)+2SO42-(aq)+2H+(aq)
Eq. 1
2Fe2+(aq)+1/2O2(g)+2H+(aq)↔2Fe3+(aq)+2H2O(l)
Eq. 2
2Fe3+(aq)+FeS2(s)↔3Fe2+(aq)+2S0(s)
Eq. 3
Nesta etapa do processo, se o pH for maior do que 3, a oxidação do Fe(OH)3
começa a acontecer. O enxofre elementar resultante da oxidação da pirita é oxidado pelo íon
férrico:
2S0(s)+ 12Fe3+(aq)+ 8H2O(l) ↔ 12Fe2+(aq)+ 2SO42-(aq)+16H+(aq)
Eq. 4
Ou então o enxofre elementar é oxidado pelo oxigênio, caso em que o S0(s)
produzido de acordo com a equação 3 é convertido a sulfato por Thiobacillus thioxidans, de
acordo com a equação 5:
2S0(s)+ O2(g)+ 2H2O(l) ↔ SO42-(aq)+4H+(aq)
Eq. 5
O Fe2+ produzido é submetido a uma nova ação microbiana por Thiobacillus
ferroxidans de acordo com a equação 2, configurando-se um ciclo onde o Fe3+ resultante da
ação microbiológica reage com a pirita na seguinte reação:
FeS2(s)+ 14Fe3+(aq)+ 8H2O(l) ↔ 15Fe2+(aq)+ 2SO42-(aq)+16H+(aq)
Eq. 6
Este ciclo é mantido constante até que a pirita disponível aos agentes da reação
seja toda consumida no processo. A oxidação de ferro ferroso a férrico controla a produção de
acidez na drenagem de minas. Quando o pH da água está maior que 4,5, a oxidação química
do ferro é extremamente lenta. Nessas condições as bactérias ferro-oxidantes são responsáveis
pela oxidação do férrico a ferro ferroso (MENEZES, et al. 2002).
Já para Silva et al (2004), as reações químicas abaixo explicam a oxidação da
pirita e a produção de ácido in situ :
FeS2 (s)+7/2O2 (g)+H2O(l) ↔ Fe2+(aq) + 2SO42-(aq) + 2H+(aq)
2+
Fe
(aq)
+
+ 1/4O2(g) + 2H
(aq)
3+
↔ Fe
(aq)
+ H2O
Eq. 1
Eq. 2
Fe3+(aq) + 3H2O(l) ↔ Fe(OH)3(s) +3H+(aq)
Eq. 3
4FeS2 (s) +15O2(g)+14H2O(l) ↔ 4Fe(OH)3(s) + 8SO42-(aq) + 16H+(aq)
Eq. 4
32
O íon ferroso gerado na reação (Eq. 1) pode ser oxidado ao estado férrico (Eq. 2)
que se hidrolisa gerando mais acidez (Eq. 3). Os hidróxidos ferrosos e férricos, associados na
reação química (Eq. 2), dão a cor vermelho-alaranjada que é característica da drenagem ácida
da mina. Esta pode ser observada geralmente nos córregos e nas áreas da mina de carvão.
Uma vez que os produtos da oxidação estão na solução, a etapa que determina a reação ácida
é a oxidação do íon ferroso (Fe2+) ao íon férrico (Fe3+). Os produtos solúveis da oxidação da
pirita são removidos pela água, conseqüentemente, na ausência de materiais alcalinos, as
reações de produção de ácidos podem prosseguir por períodos de tempo indefinidos (SILVA,
et al. 2004)
O nível de acidez, a concentração e a composição dos metais da DAM dependem
do tipo e quantidade de sulfetos e da presença ou ausência de materiais alcalinos. Em
conseqüência desse fenômeno, além do risco de contaminação de fontes de água superficiais e
subterrâneas com a possível destruição do habitat aquático, a recuperação dessas áreas se
torna mais cara devido à maior dificuldade de reflorestamento (FUNGARO, 2008).
Na Figura 4 pode-se notar claramente a reação de oxidação da pirita em córregos
que passam dentro das áreas de mineração de carvão, gerando a drenagem ácida de mina.
Figura 4 - Resultado da oxidação da pirita em contato com a água.
Fonte: DE CESARO, D. (Abr.2008).
33
3.3.3 Técnicas de tratamento de drenagem ácida de mina
A DAM contém íons metálicos dissolvidos (As, Cd, Cu, Ni, Pb, Zn, Al, Cr, Mn,
Mg, etc), em composições e concentrações que dependem de condições geológicas
específicas. As múltiplas combinações de acidez e íons metálicos fazem com que cada
efluente de mineração seja único e, portanto, o tratamento adequado varia de sítio para sítio.
Existem vários métodos de tratamento de DAM utilizados para alcançar os níveis de descarga
de poluentes permitidos pela legislação do Conselho Nacional do Meio Ambiente
(FUNGARO, 2008).
Segundo a resolução CONAMA 357/2005 os efluentes a serem lançados em
recursos hídricos vindos diretamente de atividades industriais devem obedecer alguns padrões
de lançamento.
Para isso, tais efluentes devem passar por sistemas de tratamento eficientes, que
após tratados, obedeça as condições de lançamento em corpos hídricos previstas pela
legislação ambiental. A disposição destes no solo, não poderá causar poluição ou
contaminação das águas.
O § (inciso) 4º da Resolução CONAMA estabelece condições de lançamento de
efluentes, os quais devem ter características como:
I - pH entre 5 a 9;
II - temperatura: inferior a 40ºC, sendo que a variação de temperatura do corpo
receptor não deverá exceder a 3ºC na zona de mistura;
III - materiais sedimentáveis: até 1 mL/L em teste de 1 hora em cone Imhoff. Para
o lançamento em lagos e lagoas, cuja velocidade de circulação seja praticamente nula, os
materiais sedimentáveis deverão estar virtualmente ausentes.
Já o § (inciso) 5o estabelece os padrões de lançamento de efluentes, conforme
CONAMA 357/2005:
Tabela 1: Padrões de lançamento de efluentes.
PARÂMETROS INORGÂNICOS
VALOR MÁXIMO
Arsênio total
0,5 mg/L As
Bário total
5,0 mg/L Ba
Boro total
5,0 mg/L B
Cádmio total
0,2 mg/L Cd
Chumbo total
0,5 mg/L Pb
34
PARÂMETROS INORGÂNICOS
VALOR MÁXIMO
Cianeto total
0,2 mg/L CN
Cobre dissolvido
1,0 mg/L Cu
Cromo total
0,5 mg/L Cr
Estanho total
4,0 mg/L Sn
Ferro dissolvido
15,0 mg/L Fe
Manganês dissolvido
1,0 mg/L Mn
Mercúrio total
0,01 mg/L Hg
Níquel total
2,0 mg/L Ni
Nitrogênio amoniacal total
20,0 mg/L N
Prata total
0,1 mg/L Ag
Selênio total
0,30 mg/L Se
Sulfeto
1,0 mg/L S
Zinco total
5,0 mg/L Zn
Fonte: Resolução CONAMA 357 (2005).
3.3.3.1 Tratamento do efluente de DAM
O princípio de tratamento de DAM de algumas mineradoras da região é contínuo
e automático e consistem em um conjunto de reatores seqüenciais com vasos comunicantes
tipo cascata e chicana que retém determinado volume por um espaço de tempo, recebendo
reagentes químicos e oxigênio, ocorrendo reações físico–químicas que desestabilizam as
moléculas de água separando o líquido do sólido. (CECHINEL, 2006).
Os sólidos dissolvidos necessitam de precipitação química, enquanto que a
utilização do processo físico-químico é recomendada na remoção de poluentes inorgânicos,
metais pesados, óleos e graxas, cor, sólidos sedimentáveis e sólidos em suspensão através da
coagulação/floculação (NUNES, 2001).
A separação dos sólidos dissolvidos nas etapas de neutralização, coagulação e
floculação é por decantação. Uma planta de tratamento físico-químico consiste em uma série
de etapas onde desenvolvem processos físicos de sedimentação e homogeneização, seguido
das etapas químicas de neutralização, coagulação e floculação (CECHINEL, 2006).
35
3.3.3.2 Processo de neutralização
A neutralização de DAM é comum na maioria dos sistemas de tratamento. Visa
elevar o pH do efluente de uma faixa muito ácida (pH<4) para uma faixa neutra ou básica
(6<pH<8). O ajuste do pH irá provocar a precipitação de metais pesados tais como ferro,
zinco, cobre, cádmio e manganês, entre outros. Levando em conta os custos mais baixos e o
maior poder alcalino dos reagentes, os neutralizantes mais utilizados no tratamento de
efluente de DAM são a cal virgem (CaO) e a cal hidratada [Ca(OH)2], porém a literatura
aponta várias substâncias químicas que são capazes de agir como agentes neutralizantes
(MENEZES e FILHO, 2004).
Os principais reagentes capazes de contribuir para a neutralização de soluções
acidas (GALATO, 2003), tais como efluentes de DAM são:
a) Carbonato de cálcio (CaCO3);
b) Óxido de cálcio (CaO);
c) Hidróxido de cálcio (Ca (OH)2);
d) Carbonato de sódio (NaCO2);
e) Hidróxido de sódio (NaOH);
f) Carbonato de cálcio e de magnésio (CaCO3 / MgCO3);
g) Dolomita calcinada (CaO . MgO);
h) Dolomita hidratada (Ca (OH)2 . MgO).
As vantagens do processo de neutralização no sistema de tratamento é a elevação
do pH, a remoção da acidez, adição de alcalinidade, precipitação de metais pesados
indesejáveis e tóxicos e redução de ferro e manganês que normalmente encontram-se em
grandes concentrações na DAM de carvão. Por outro lado existem as desvantagens tais como
o aumento de dureza em alguns casos, sulfatos não são removidos, há uma alta produção de
lodo, variando em função do alcalinizante a ser utilizado e as dificuldades no transporte e
disposição final do lodo em função de suas características químicas e físicas (MENEZES,
FILHO, 2004).
36
3.3.4 Impactos da DAM ao meio ambiente
A Organização dos Estados Americanos (OEA), diz que as indústrias que mais
contaminam o meio ambiente são as dos setores metalúrgico e mineiro. Estas lançam
diariamente grandes volumes de gases, resíduos aquosos e/ou sólidos contendo elementos de
toxicidade variada. Esses setores, portanto, devem assumir a responsabilidade social e
ambiental, adequando-se dentro dos mais rigorosos padrões de qualidade internacionais
visando a preservação da saúde humana e de seu habitat em seus métodos de crescimento
empresarial (SINGHAL, et al., 1992 apud LUZ, SAMPAIO, ALMEIDA, 2004).
Numa perspectiva local, os efeitos dos processos da atividade de mineração
geralmente estão associados aos distúrbios da superfície, à produção de rejeitos sólidos e, por
conseguinte, de partículas químicas e reativas, que têm influências no sistema atmosférico e
hidrosférico (RIPLEY, 1996 apud MILIOLI, 1999).
Estudos realizados na Bacia Carbonífera de Santa Catarina, dentro da qual se
insere o município de Criciúma, demonstraram a existência de uma situação ambiental
alarmante, levando a ser considerada como a XIV Área Crítica Nacional (ALEXANDRE et
al. 1995, p.1).
A extração e beneficiamento do carvão no passado atuaram negativamente por ter
uma ligação direta na degradação ambiental provocada por todas as atividades envolvidas na
qualidade ambiental sob diversas formas. Os recursos hídricos, o solo e a qualidade do ar
sofreram influência direta destas atividades e contribuíram para o desaparecimento da fauna e
flora regional (REDIVO, 2006).
No beneficiamento, os impactos mais comuns são provocados por efluentes
líquidos que contém metais pesados, e anions tóxicos, sólidos e resíduos orgânicos, produzem
também poeira e ruído (RUBIO e TESSELE, 2004).
Segundo Guimarães (2007) as atividades de mineração e processamento de
minérios causam danos irreversíveis nos sistemas terrestres e aquáticos, sendo problemas
mais sérios decorrentes dessa atividade: mudanças em sistemas hidrológicos, transformações
ocorrentes nos solos e corpos d’água superficiais, contaminação dos solos e reservatórios
d’água superficiais e a poluição atmosférica. Impactos estes podem ser de escala regional
como local.
As atividades de extração e beneficiamento do carvão mineral é a principal causa
da poluição hídrica no município. A oxidação do material piritoso gera significativa carga de
37
acidez, ocasionando a solubilização de uma gama de metais pesados, conseqüência de um
baixo pH das águas, afetando o ecossistema da região atingida. Estas atividades contribuem
intensamente para o desaparecimento da fauna e flora regional, pelo fato de terem ligação
direta, ou seja, impactando os recursos hídricos, o solo e a qualidade do ar (ALEXANDRE et
al., 1995), como mostra o quadro 1 abaixo.
Quadro 1: Matriz informativa sobre impacto ambiental de atividades ligadas à exploração do
carvão mineral em recursos naturais
Água
Processo
de Ar
Solo
Degradação
Combustão
Espontânea
Gases tóxicos, material
particulado
Chuvas ácidas
Acidificação do solo
Lixiviação
Formação de ácido e
solubilização de metais
Acidificação do solo e
contaminação do solo
Drenagem superficial
Transporte de águas
ácidas, metais traços e
sólidos em suspensão
Erosão, acidificação do
solo, assoreamento
Drenagem Subsuperficial
Acidificação e
contaminação de águas
sub-superficiais
Acidificação do solo
infiltrado pela água
ácida
Acelera o processo de
formação de águas
ácidas e provoca o
assoreamento em rios e
lagoas
Erosão
Intemperismo
Material particulado
Fonte: ALEXANDRE, et al, (1995).
De acordo com Nunes (2006 apud SANTOS, 2006) a DAM é um dos problemas
ambientais mais sérios que pode ocorrer em áreas de mineração de carvão e poli metálicos
sulfetados. Os minerais sulfetados sofrem oxidação quando expostos à água e oxigênio, dando
origem a drenagem ácida. Esta geração é catalisada por bactérias oxidantes. É uma fonte
difusa de poluição e que pode comprometer seriamente os recursos hídricos quando atingidos
pela DAM.
38
3.3.5 Principais parâmetros da DAM
3.3.5.1 Potencial de hidrogênio (pH)
O pH, potencial hidrogeniônico ou potencial hidrogênio iônico, é um índice que
indica a acidez, neutralidade ou alcalinidade de um meio qualquer. O valor do pH está
diretamente relacionado com a quantidade de íons hidrogênio de uma solução e pode ser
obtido com o uso de indicadores. Os indicadores possuem a propriedade de mudar de cor
conforme o caráter da substância, se for ácido ou básico. Um exemplo é a fenolftaleína, que
na presença de ácidos, a coloração vai de vermelha a incolor (SANTOS et al., apud
WASNIEWSKI, 2006).
A medida de pH infere a acidez do corpo receptor. A acidez é devida à presença
de íons hidrogênio dissociado de ácidos fortes e de cátions de bases fracas, particularmente
aquelas de metais pesados. Valores baixos de pH tendem a dissolver metais das estruturas,
adicionando constituintes a água, tais como: ferro, cobre, chumbo, zinco e cádmio (SANTOS,
2006).
Para Santos et a., (2002, apud WASNIEWSKI, 2006) a acidez, ao contrário da
alcalinidade, mede a capacidade da água em medir as mudanças de pH causadas pelas bases.
Ela é devida fundamentalmente a presença de gás carbônico livre na água. A origem da acidez
pode ser tanto natural (CO2 absorvido da atmosfera ou liberado na decomposição da matéria
orgânica, presença de H2S – gás sulfídrico) ou antropogênica (despejos industriais, passagem
de água por minas abandonadas).
O potencial hidrogênio iônico representa condições ácidas ou alcalinas do meio
líquido medindo-se a presença de íons hidrogênio (H+). Envolve a faixa de 0 a 14 (inferior a
7: condições ácidas; superior a 7: condições alcalinas). O valor do pH implica na distribuição
das formas livres e ionizadas de diversos compostos químicos, contribui também para um
maior ou menor grau de solubilidade das substâncias no líquido e define o potencial de
toxicidade de vários elementos. A influência nas alterações de pH pode ser tanto de origem
natural (dissolução de rochas e fotossíntese) quanto de origem antropogênica (despejos
industriais ou domésticos) (WASNIEWSKI, 2006).
Para a adequada manutenção da vida aquática, o pH deve ficar geralmente na
faixa de 6 a 9. Existe, no entanto, várias exceções a esta recomendação, provocadas por
39
influências naturais como é caso de vários recursos hídricos com elevados teores de cor, em
decorrência da presença de ácidos húmicos e decomposição da vegetação. A acidificação das
águas pode ser também um fenômeno derivado da poluição atmosférica, mediante
complexação de gases poluentes com o vapor de água, provocando o predomínio de
precipitações acidas segundo Santos et al (2002, apud WASNIEWSKI, 2006).
No caso da DAM a cor característica (vermelho-alaranjado) dos recursos hídricos
é devido à oxidação do ferro quando em contato com o oxigênio e a água (oxidação de
sulfetos).
Os produtos químicos utilizados no tratamento de efluentes, mais precisamente na
correção de pH de efluentes alcalinos é o gás carbônico, o ácido sulfúrico e ácido clorídrico, e
para efluentes ácidos é a cal hidratada, o carbonato de cálcio, o hidróxido de sódio e o
carbonato de sódio (NUNES, 2001).
3.3.5.2 Metais
Na literatura o termo metal pesado tem várias definições, sendo que algumas
destas baseiam-se na densidade atômica, outras no peso ou número atômico. Mas a definição
empregada com freqüência está relacionada com saúde pública onde os metais pesados são
classificados como sendo elementos que apresentam efeitos adversos a saúde humana
(GUIMARÃES, 2007).
São oito os metais considerados pesados pela EPA (Environmental Protection
Agency), são eles: Arsênio (As), Cádmio (Cd), Cobre (Cu), Cromo (Cr), Chumbo (Pb)
Mercúrio (Hg), Níquel (Ni) e Zinco (Zn) (NUNES, 2001). Entretanto algumas publicações
antigas como Braile e Cavalcanti, (1979) consideram vários outros elementos como metais
pesados.
A presença de metais pesados em quantidades fora da legislação permitida
prejudica os usos benéficos da água. Traços de metais pesados, tais como níquel, manganês,
chumbo, cromo, zinco, cádmio, ferro e mercúrio aparecem constantemente na composição de
despejos industriais, os quais não são permitidos (BRAILE e CAVALCANTI, 1979).
A resolução CONAMA n° 357, de 17 de março de 2005 “dispõe sobre a
classificação dos corpos de água e diretrizes ambientais para o seu enquadramento bem como
40
estabelece as condições e padrões de lançamento de efluentes, e dá outras providências”
(CONAMA, 2005. p1), como mostra a tabela 1.
Ao serem detectados metais pesados nos efluentes, o procedimento mais indicado
inicialmente é o tratamento biológico, que objetiva a oxidação da matéria orgânica, por meio
da desinibição de microorganismos oxidantes. Parte dos metais também é removida junto com
o lodo de decantadores, quando precipitam sobre a forma de hidróxidos e carbonatos
(NUNES, 2001).
É necessária uma análise da concentração de metais pesados para uma possível
avaliação da qualidade da água. Isto apresenta algumas dificuldades, pois a quantidade de
metal detectável na água não corresponde obrigatoriamente às verdadeiras proporções da
contaminação, ou seja, podem ser adsorvidos por sedimentos minerais, podem combinar-se
quimicamente com diferentes minerais (por exemplo, na forma de sulfeto, carbonato, sulfato,
etc) ou precipitam em presença dos hidróxidos de ferro e manganês (FELLENBERG, 1980
apud REDIVO, 2006).
Na água os metais podem estar presentes na forma de partícula (em suspensão ou
sedimento de fundo), coloidal e dissolvida, sendo constantemente redistribuídas entre estas
fases durante o transporte (SHI et al., 1998 apud GUIMARÃES, 2007), e dependendo da sua
forma química, podem ser acumulados pelos organismos vivos. O transporte dos metais
pesados quando adicionados no sistema pluvial, por fontes naturais ou antrópicas, pode ser
dissolvidos na água ou associado às partículas sólidas transportadas pelo rio, sejam estas em
suspensão ou arrastadas como parte da carga do leito do rio (GUIMARÃES, 2007).
Para Nunes (2001) na remoção dos metais pesados, geralmente existe tratamento
específico para cada substância, e na maioria são tratamentos químicos, físicos e físico –
químico. A remoção do Cobre, Chumbo, Níquel, Cromo, Ferro, Zinco, etc. é realizada por
precipitação química, ajustando o pH em torno de 8 sendo recolhidos posteriormente em
decantadores (NUNES, 1993).
Sedimentos orgânicos podem combinar-se com metais pesados. Substâncias estas
quando combinadas com metais pesados retidos pelos sedimentos podem formar complexos
mais tóxicos que os metais isolados e não sofrem decomposição em condições normais. Como
conseqüência dessa combinação, os metais desenvolvem intoxicações lentas e contínuas aos
seres de vida aquática e ao ser humano (FELLENBERG, 1980 apud REDIVO, 2006).
Muitos organismos aquáticos podem bioconcentrar metais pesados. As
concentrações da maioria dos metais pesados encontrados na água potável são normalmente
pequenas e não causam problemas diretos à saúde. Quantidades de metais ingeridas através de
41
nossa dieta alimentícia são normalmente muito mais importantes que as quantidades
atribuíveis à água que bebemos (HOBOLD, 2007).
3.3.5.2.1 Cádmio (Cd)
É um metal de transição de número atômico 48, peso atômico de 112,4 e
densidade de 8,642g/cm-3. É raramente encontrado na natureza em estado puro e sua presença
no ambiente esta diretamente relacionada com minérios de zinco (ADRIANO, 1986 apud
MELLIS, 2006). A concentração média de cádmio na crosta terrestre é 0,15 mg . Kg-1, porém
a média pode variar conforme o tipo de solo, ou seja, a rocha de origem, sendo que em rochas
ígneas os teores médios encontram-se na faixa de 0,15 mg . Kg-1, basaltos variam de 0,01 a
1,6 mg . Kg-1sendo as rochas sedimentares as que apresentam os maiores concentrações de
cádmio, na faixa de 10 a 980 mg . Kg-1 (ALOWAY, 1980 apud MELLIS, 2006).
Quando em contato com o solo após queima de combustíveis fósseis, produção de
aço, incineração de lixo, utilização de fertilizantes, etc., esse metal é capturado pelas plantas
que utilizam desse solo para sobreviverem, aumentando as concentrações médias de cádmio.
Partindo disso, o Cádmio passa a fazer parte da nossa dieta alimentar, sendo que a maior parte
desse metal provém da batata, do trigo, do arroz e de outros cereais, por serem mais
consumidos. O cádmio apresenta toxicidade aguda e sua dose letal é de aproximadamente
uma grama. Existem evidências de que a exposição crônica ao cádmio leva a um aumento na
probabilidade de surgirem doenças renais. A excreção é lenta com período de meia - vida
longa (décadas) e se acumula nos músculos, rins, fígado e em todo o organismo humano
(OGA, 2003 apud HOBOLD, 2007).
Tanto organismos aquáticos como terrestres bioacumulam o cádmio. Em
ambientes aquáticos o cádmio tem mais mobilidade do que a maioria dos outros metais, é
bioacumulativo e persistente no meio ambiente (t ½ de 10 - 30 anos). É encontrado em água
de superfície ou águas subterrâneas (COTTA, 2003).
42
3.3.5.2.2 Cobre (Cu)
O cobre, elemento com densidade 8,96 g cm-3, número atômico 29, peso atômico
63,54 está presente em todas as rochas da crosta terrestre. Nos solos o teor total de Cu varia
de 2 a 100 mg . Kg-1, estando os teores médios na faixa de 20 a 30 mg . Kg-1, levando em
conta o material de origem esse valor pode subir para 150 mg Kg-1, como acontece em solos
de origem basáltica (MATIAZZO-PREZZOTTO, 1994 apud MELLIS, 2006).
Em águas naturais o cobre pode ser encontrado dissolvido ou como íon cúprico
(+2) ou ainda complexada com ânions inorgânicos ou ligantes inorgânicos (carbonatos, ácido
húmicos, cloretos ou fúlvicos). Pode, também, estar presente na forma insolúvel (ex.
hidróxido, fosfato ou sulfeto) ou ainda adsorvido à sedimentos de fundo ou existir particulado
sedimentado. Cada uma dessas formas pode ter concentrações relativas, pois são dependentes
de uma série de parâmetros químicos, incluindo pH, alcalinidade, salinidade, e a presença de
ligantes orgânicos, ânions inorgânicos e outros íons metálicos (COTTA, 2003).
Em águas naturais, o cobre tem uma concentração média na ordem de 4-10 mg
Cu.L-1, contribuindo com 6-13% do cobre ingerido diariamente. O consumo de água e
alimentos contaminados com cobre está diretamente associado ao desenvolvimento de
sintomas gastrintestinais agudos mas não está relacionado com o aumento da mortalidade.
Quando se trata de um envenenamento, os sintomas são fraqueza, letargia e anorexia, numa
fase inicial, juntamente com erosão das células epiteliais gastrintestinais, necrose
hepatocelular e renal, a nível tubular. A exposição humana a materiais de cobre não é nociva,
no entanto, a exposição a concentrações elevadas através da água e de alimentos quando
ambos ingeridos, pode ter efeitos tóxicos. A dose letal de cobre para um adulto é 10-20 g
(SERVIÇO DE TOXICOLOGIA, 2008).
As formas mais comuns do cobre em solo é Cu2+ e o CuCO3 independentemente
do pH. Com pH acima de 7, o cobre é complexado estando significativamente presente nas
formas CuOH+ e Cu2(OH)2+ (KABATA-PENDIAS; PENDIAS, 1992 apud MELLIS, 2006).
É um elemento de pouca mobilidade no solo e acumula-se geralmente em solos ácidos, no
horizonte superficial, e com baixos teores de matéria orgânica este elemento pode apresentar
maior disponibilidade (FELIX, 2005 apud MELLIS, 2006).
A nível ambiental, atividades vulcânicas, fogos florestais, fundições e também a
produção industrial de ferro e aço, entre outras, são atividades onde o cobre é libertado para a
43
atmosfera. Os teores deste metal na atmosfera rondam em média de 5 a 20 ng.m-3 (SERVIÇO
DE TOXICOLOGIA, F.F. U.P., 2008).
Na natureza o cobre é obtido na forma de minério, cuprita, malaquita, e pirita, e os
minérios de cobre mais importantes são os óxidos, sulfetos e carbonatos. Como muitos outros
metais, são essenciais no desenvolvimento das plantas, desenvolvendo importante papel na
síntese da clorofila (COTTA, 2003).
O cobre é um micro nutriente para o homem, que constitui em média 1,5 x 10-4 %
da massa corporal e a dose diária recomendada para adultos é de 1,5 a 3 mg. Níveis mais
elevados deste podem acarretar em toxicidade crônica, esta, afeta o fígado porque é o local
onde o cobre se acumula depois de entrar na circulação, manifestando-se normalmente pelo
desenvolvimento de cirrose, episódios de hemólise e danos nos túbulos renais, cerebrais, etc.
Os sintomas podem evoluir para coma, necrose hepática, colapso vascular e morte (SERVIÇO
DE TOXICOLOGIA, 2008).
3.3.5.2.3 Ferro (Fe)
Certos sais férricos e ferrosos são bastante solúveis nas águas, porém acima de 0,1
mg/litro causam nódoas em roupas e objetos de porcelanas. Este metal confere uma cor de
ferrugem avermelhada aos tecidos lavados e produz um gosto amargo, sendo assim indesejado
às águas de consumo doméstico e industrial, além de provocar decomposição nas tubulações
decorrentes de sua precipitação (BATALHA, 1997 apud REDIVO, 2006).
O ferro é um dos principais constituintes do solo, e entre os nutrientes catiônicos,
é o mais abundante. A maior parte deste está presente nos solos em formas altamente
insolúveis, como óxidos e silicatos. A forma pela qual as plantas o absorvem é o íon Fe +2 que
pode ser encontrado nas formas solúveis ou trocáveis nos solos. O aumento do pH causa a
diminuição da solubilidade (e a disponibilidade) do ferro (COTTA 2003).
O hidróxido férrico, insolúvel, provoca turbidez da água e origina uma película
avermelhada sobre as superfícies líquidas. O ferro, em quantidade adequada, é essencial ao
sistema bioquímico das águas, podendo, em grandes quantidades, se tornar nocivo, dando
sabor e cor desagradáveis e dureza às águas, tornando-as inadequadas ao uso doméstico e
industrial. O ferro aparece, normalmente, associado com manganês (CETESB, 1989 apud
REDIVO, 2006).
44
A presença e a concentração de metais como Zn, Cu, Fe, Ca, e, sobretudo Mn são
regulamentadas pela Resolução CONAMA nº 357, de 17 de março de 2005, a qual estabelece
os limites máximos admissíveis desses e de outros elementos em efluentes de qualquer fonte
poluidora. Para o Fe o limite é de 15,0 mg/L (CONAMA, 2005).
O processo de remoção de ferro da água inclui a aeração e filtração para as águas.
O objetivo é introduzir oxigênio do ar para a oxidação de compostos de ferro e manganês
contidos na água (NETTO, 1987 apud JUNIOR, 2008). Para controle ou remoção de ferro e
manganês da água pode-se utilizar um processo de aeração, sedimentação e filtração
conjugado ao uso de oxidantes como o cloro, dióxido de cloro, ozônio e alcalinizante (DI
BERNARDO,1993 apud JUNIOR, 2008).
O ferro é essencial para o organismo humano, pois exerce importantes funções de
transporte de oxigênio no sangue (hemoglobina) e faz parte de diversas enzimas relacionadas
aos processos Oxidatívos e proliferação celular. O fígado, a medula óssea e o baço contêm a
maior parte do ferro de estoque do organismo. Praticamente, todo o ferro do organismo está
dentro das células, ligado à hemoglobina (70%), mioglobina (4%), enzimas contendo ferro
(<1%) ou na forma de estoque, como ferritina e hemossiderina (25%). A carência de ferro no
organismo pode determinar alterações na resposta imunológica (BRICKS, 1994).
3.3.5.2.4 Manganês (Mn)
O manganês é um elemento essencial para o homem assim como para a grande
variedade de organismos vivos. Porém, em excesso o manganês é tóxico, chegando a ser letal
(REDIVO, 2006).
Segundo a mesma autora, o manganês é distribuído no organismo concentrandose especialmente no fígado, pâncreas e rins após a absorção (REDIVO, 2006).
A exposição humana e de animais ao manganês pode causar problemas graves. A
exposição crônica em humanos a altos níveis desse elemento químico no ar pode causar
distúrbios mentais e emocionais, causando também movimentos mais lentos e desordenados
do corpo. Essa combinação tem nome, é uma doença chamada de manganismo, devido a
níveis elevados de manganês na comida ou na água ingeridas. Esta presente em solos, ligados
a matéria orgânica como parte da estrutura cristalina, na forma de óxidos hidratados de baixa
45
solubilidade, o que, geralmente significa apenas uma pequena fração do Mn total (COTTA,
2003).
As fontes de contaminação ambiental podem ser naturais e antropogênicas. O
manganês é um metal de cor cinzenta presente quase sempre em rochas ígneas, sedimentares e
metamórficas (cristalinas). Dissolve-se e se deposita sob as mais variadas formas minerais e
pode se apresentar como um sólido frágil, quebradiço, lustroso ou como um pó brancoacinzentado. É o metal de transição mais abundante depois do ferro e do titânio, ou seja, é o 5º
metal e o 12º elemento mais abundante da crosta terrestre. O Mn é um elemento amplamente
distribuído na crosta terrestre, água e atmosfera (MENA, 1980 apud MARTINS, 2001).
Um estudo, sobre, a emissão do manganês a nível mundial na atmosfera realizado
no ano de 1983 e outro estudo sobre a emissão do manganês também a nível mundial, porém
na água e no solo, este, no ano de 1988 apresentou uma emissão média anual de 38.270
toneladas para a atmosfera, 262.000 toneladas para a água e 1.670.000 toneladas para o solo.
As concentrações atmosféricas tendem a aumentar em áreas nas quais existem fontes
emissoras como, por exemplo, as fundições (WHO apud MARTINS, 2001).
3.3.5.2.5 Zinco (Zn)
O zinco é um elemento que possui número atômico 30, peso atômico 63.57 e
densidade 7.133 g cm-3, o que o caracteriza como metal pesado. É encontrado em
concentrações que variam de 40 a 100 mg kg-1, sendo encontrado principalmente em rochas
graníticas e basálticas (MELLIS, 2006).
Na natureza o zinco é encontrado na forma de sulfeto ou associado a sulfeto de
outros metais, principalmente chumbo, cobre, cádmio e ferro. Ocorre no meio ambiente
principalmente no estado de oxidação +2, seja como íon de zinco livre (hidratado), ou como
complexos dissolvidos e insolúveis. Em ambiente aquático ele se prende ao material suspenso
antes de se acumular ao sedimento (COTTA, 2003).
O zinco existe na natureza apenas em forma de compostos conjuntamente com o
chumbo e o cádmio. Alguns compostos orgânicos de zinco são aplicados como pesticidas. O
zinco chega às águas de superfície através dos efluentes da indústria de zinco (REDIVO,
2006). Os efluentes residenciais apresentam um teor médio de zinco de 0,1 – 1 mg/L. A
concentração de zinco no solo varia entre 10 e 300 mg/kg. O zinco é usado principalmente
46
como protetor de corrosão para produtos de ferro e aço, e em ligas (KOPPE 1990, apud
REDIVO, 2006). No solo o zinco encontra-se adsorvido a minerais e compostos orgânicos, e
sobre tudo na forma de precipitados (MELLIS, 2006).
O zinco na forma solúvel tem maior chance de migrar no meio ambiente com
relação a se estivesse preso a matéria orgânica como precipitado insolúvel. O zinco precipita
com hidróxidos, fosfatos, carbonatos e silicatos e pode assim fazer parte dos materiais
amorfos do solo. É um elemento essencial, presente nos tecidos animais e vegetais, mas
quando os mesmo são expostos a altos teores de zinco, pode ocorrer bioacumulação com
possíveis efeitos tóxicos (COTTA, 2003).
No sistema aquático o zinco acumula-se no sedimento, ou seja, 45 – 60 % do
zinco esta no sedimento de forma residual e, portanto, não é acessível para organismos
aquáticos. Algumas plantas aquáticas e musgos acumulam o zinco, e uma concentração de
zinco de 0,1 mg/l têm efeito tóxico para algas, conforme (DVGW 1985 apud REDIVO,
2006).
Em ambientes aquáticas a sorção é o destino dominante do zinco, e ocorre por
meio dos óxidos e hidróxidos de ferro e manganês, argilo minerais e matéria orgânica. O
zinco tem sido sorvido para pH abaixo de 7 e é prontamente transportado em muitas águas
superficiais devido a mobilidade (SMITH et al., 1995 apud ANJOS, 2003).
O zinco é essencial para o desenvolvimento dos animais tendo papel enzimático,
estrutural e regulador em muitos sistemas biológicos. A deficiência de zinco nos organismos
pode causar um atraso de crescimento, anorexia e dermatite, e pode ser corrigido com a
adição do metal na dieta alimentar. No extremo oposto, a exposição excessiva na alimentação,
tanto nos animais como em humanos podem causar distúrbios gastrintestinais e diarréia, dano
pancreático e anemia (COTTA, 2003).
A deficiência de zinco provoca, entre outras coisas, atrasos de desenvolvimento e
de crescimento, hipogonadismo e anemia. Uma toxicidade crônica por zinco, através de uma
alta ingestão pela alimentação, não é conhecida. A inalação de vapores de zinco, por exemplo
na soldagem, leva a febre de vapores metálicos (febre de fundição), que é caracterizada por
náusea, tosse e depressões. Envenenamentos crônicos após inalação foram descritos apenas
em casos isolados (fibrose pulmonar). Doses altas de sais de zinco, ingeridas oralmente,
levam à perturbações do trato gastrintestinal, conforme DVGW (1985) e FRIEBERG (1979).
A toxicidade do zinco no ecossistema aquático é muito maior do que para os seres vivos de
sangue quente. A medicina se aproveita do efeito bacteriostático (REDIVO, 2006).
47
Segundo FATMA (1999), o zinco (Zn) faz parte dos metais pesados e existe em
forma bivalente nas suas combinações e forma complexos com amoníaco, aminas, cianetos e
halogênios. A crosta terrestre superior contém cerca de 0,012 % de zinco. Blenda e espato de
zinco são os minérios mais freqüentes deste elemento (REDIVO, 2006).
3.4 FLOCULAÇÃO
Floculação é a agregação física dos colóides previamente desestabilizados de
modo a formar flocos, enquanto que a coagulação pode ser definida como a desestabilização
química das partículas coloidais (SAWAMURA, 1997 apud TEIXEIRA 2003).
Após a etapa de coagulação em tanques de mistura rápida, o efluente passará para
a unidade de mistura lenta, cujo gradiente e velocidade deverá situar-se entre 20 e 80 s-1
objetivando fazer com que os coágulos, ou seja, as partículas desestabilizadas formem
partículas maiores denominadas flocos, as quais ocorrem quando há colisões entre as
partículas (NUNES, 1993).
A floculação consiste em impor um período de agitação lenta à água, procurando
maximizar a agregação e minimizar a ruptura dos flocos. As variáveis mais importantes são:
concentração de coagulante, pH, número e características das partículas primárias presentes
na água, gradiente de velocidade e tempo de agitação (TEIXEIRA, 2003).
Quando
os
flocos
formados
necessitarem
de
maior
densidade
para
consequentemente sedimentarem, é necessário a utilização de auxiliares de coagulação, que
são os polieletrólitos catiônicos e aniônicos. Cada efluente a ser tratado, deverá ser pesquisado
em laboratório o tipo de eletrólito através de ensaios de floculação (NUNES, 1993).
Segundo Luz, Sampaio e Almeida (2004), a floculação caracteriza-se pela ação de
um polímero, denominado floculante, este promove a agregação de partículas finas em forma
de flocos. Os floculantes podem ser naturais modificados ou sintéticos; de baixo ou elevado
peso molecular; neutros, aniônicos ou catiônicos. Já os polímeros podem ser classificados
quanto à origem, peso molecular e carga elétrica.
A floculação visa promover o contato entre as partículas previamente
desestabilizadas para que seja possível sua agregação e formação dos flocos, obtendo-se
48
melhores condições para sua eficiente separação da fase líquida nos processos de remoção
subseqüentes, normalmente a decantação, a flotação ou a filtração direta (TEIXEIRA, 2003).
Trata-se de um processo complexo cuja eficiência depende da escolha apropriada
do floculante, da forma de aplicação, do ambiente químico, do sistema hidrodinâmico e do
tamanho das partículas (LUZ, SAMPAIO e ALMEIDA, 2004).
A floculação é o resultado da ação de um polímero, denominado floculante, de
elevado peso molecular que, em geral, adsorve-se de forma simultânea na superfície de várias
partículas (BALTAR, 1991 apud WASNIEWSKI, 2006).
Adsorção é um dos métodos que pode ser aplicado tanto para remoção como para
a recuperação dos íons metálicos do efluente ácido de mineração (WASNIEWSKI, 2006).
Os polímeros podem adsorver-se na superfície mineral por uma ou mais
alternativas (LUZ, SAMPAIO, ALMEIDA, 2004), sendo elas:
Ligações de hidrogênio: proporcionam interações que são constantemente
estabelecidas e desfeitas num processo continuo. O tamanho da molécula do floculante
garante uma grande quantidade de pontos de interação, tornando improvável a dessorção
simultânea em todos os sítios, significando que a adsorção é praticamente irreversível. A
energia de adsorção aumenta proporcionalmente com o número de sítios de interação.
Interações hidrofóbicas: adsorção nessa etapa por meio da cadeia hidrocarbônica
do polímero e é sempre possível nos casos em que a superfície da partícula é naturalmente
hidrofóbica ou foi hidrofobizada.
Interações eletrostáticas: ocorrem sempre que a superfície mineral e o polímero
apresentam cargas contrarias e constituindo-se na principal forma de adsorção dos floculantes
catiônicos. Esse mecanismo não pode ser considerado em sistemas com polímeros neutros.
Ligações químicas: a adsorção resulta de uma interação química entre grupos
ativos de sítios metálicos e de moléculas disponíveis na superfície do mineral, formando
compostos insolúveis por meio de ligações iônicas ou covalentes.
Ligações coordenadas: na superfície do mineral os polímeros adsorvem-se
formando complexos ou quelatos.
A velocidade de adsorção, dθ/dt, é a velocidade de variação da cobertura
superficial e pode ser determinada pela observação das mudanças de recobrimento relativo ao
tempo (ATKINS, 1999 apud WASNIEWSKI, 2006).
A adsorção é um processo controlado pelo transporte, quando existe uma grande
disponibilidade de sítios na superfície, significando que a velocidade de adsorção é função da
49
freqüência com que as moléculas chegam até a superfície, ou seja, dependem do gradiente de
velocidade (LUZ, SAMPAIO e ALMEIDA, 2004).
O tratamento físico – químico por coagulação – floculação consiste em
transformar em flocos impurezas em estado coloidal, suspensões, etc, e posteriormente
removê-las em decantadores. Para se obter floculação lança-se mão de coagulantes químicos
como sais de ferro e alumínio que reagem com a alcalinidade formando hidróxidos que
desestabilizam colóides, partículas em suspensão, etc, pela redução do potencial zeta a valores
próximos de zero (NUNES, 2001).
O pH de floculação deve ser corrigido conforme coagulante a ser usado. Se for
sulfato de alumínio, por exemplo, o valor ótimo de floculação deve variar entre 5 e 8, se
cloreto férrico, entre 5 e 11, sendo este muito usado para efluentes industriais devido sua larga
faixa de pH (NUNES,1993).
O pH tem certo efeito, certa influência principalmente em se tratando da ionização
da molécula do polímero e à carga elétrica da superfície mineral, influencia também, no
estabelecimento de ligações de hidrogênio, o principal mecanismo de adsorção dos polímeros
(LUZ, SAMPAIO, ALMEIDA, 2004).
Conforme Nunes (1993) os produtos químicos que auxiliam na floculação é o
polieletrólito, a sílica ativada, a bentonita, e o retorno de lodo.
3.5. DECANTAÇÃO
É um método de separação de um sólido de um líquido, não dissolvido, e sim
suspenso, deixando um efluente, por exemplo, em repouso. O sólido, por força da gravidade,
ou seja, suas partículas com densidade maior que a do fluido vão sofrer movimento vertical
para baixo, adquirindo uma determinada velocidade levando em conta o atrito com o fluido,
isso após certo tempo de repouso.
Quando os sólidos sedimentáveis podem ser recolhidos sem coagulação, a
decantação é dita como simples ou primária (NUNES, 1993).
O tipo de processo mais comum empregado no tratamento de águas efluentes no
setor mineiro é ainda a bacia de rejeitos. O objetivo básico dessas bacias é a decantação dos
sólidos suspensos e, para tanto esta deve ter suficiente área superficial, tempo elevado de
retenção e ausência de turbulência. O tempo de retenção varia significativamente com relação
50
às condições climáticas e a distribuição granulométrica das partículas presentes (RUBIO,
TESSELE, 2004).
3.6 FLOTAÇÃO POR AR DISSOLVIDO (FAD)
A FAD surgiu na década de 20 para recuperação de fibras na indústria de papel e
é amplamente empregado na indústria de processamento de alimentos, petroquímica, sistemas
de tratamento de água potável e sistemas de espessamento de lodos industriais etc (TESSELE
et al., 2004 apud RUBIO, TESSELE, 2004).
Desde a década de 90, a FAD começou a se firmar como o processo mais eficiente
na separação sólido-líquido, no âmbito dos processos de clarificação. A FAD, utilizada na
separação sólido-líquido, aplica-se a partículas pequenas e leves, diferentemente das
características exigidas para o sólido, no processo de sedimentação (Edzwald, 1995 apud
FRANÇA et al., 2004).
A Flotação é um processo de separação de partículas via adesão de bolhas. A
unidade partícula-bolha apresenta uma densidade menor que a do meio aquoso e flutua até a
superfície da célula de flotação, de onde as partículas são removidas (SILVA et al., 2004).
O processo de flotação é uma separação feita em uma suspensão em água (polpa).
As partículas são obrigadas a percorrer um trajeto, e num dado instante as partículas que
deseja flotar são levadas a abandoná-lo, tomando um rumo ascendente. As espécies minerais
são diferenciadas pela capacidade de suas partículas se prenderem (ou prenderem a si) as
bolhas de gás (geralmente ar). Quando uma partícula captura um determinado número de
bolhas, a densidade da mesma torna-se menor que a densidade do fluido, e a partícula se
desloca em rumo ascendente, ou seja, verticalmente para cima, onde fica retida, enquanto que
as partículas das demais espécies minerais, mantêm a sua rota inalterada (CHAVES, FILHO,
2004).
A flotação por ar dissolvido é baseada na formação de micro bolhas por saturação
do ar em água, e diversos parâmetros devem ser considerados, tais como floculação das
partículas sólidas, geração de bolhas de ar, concepção e dimensionamento da célula de
flotação para a remoção mais eficiente dos sólidos (FRANÇA, et al.,2004).
A hidrofobicidade é muito importante na FAD, é a propriedade de determinadas
espécies minerais capturarem bolhas de ar no seio da polpa. Exprime a tendência dessa
51
espécie mineral ter maior afinidade pela fase gasosa que pela fase líquida. Praticamente todas
as espécies minerais imersas em água tendem a molhar sua superfície, ou seja, tem maior
afinidade pela fase líquida, comportamento este designado por hidrofobicidade (CHAVES,
FILHO, 2004).
Na flotação objetiva-se formar flocos bem menores e, por isto, o tempo de
floculação é menor, necessitando de agitação mais intensa. Isto se deve a flotação por ar
dissolvido ocorrer com bolhas minúsculas, com diâmetros médios de 70 µm (flotação
convencional com bolhas de diâmetros da ordem de 1.000 µm), para poder carrear flocos e
não partículas sólidas, como ocorre na convencional. A pressão do saturador é fundamental
para a obtenção destas microbolhas (Edzwald, 1995 apud FRANÇA et al., 2004).
A formação de bolhas é pela cativação do líquido induzido pela redução de
pressão. Utiliza-se uma solução aquosa saturada com ar a pressões de 3-6 atm, que se libera
segundo as constrições que podem ser placas de orifício, perfuradas ou válvulas. Nessas
soluções de fluxo a solução se sobressatura, se despressuriza e o ar rompe a estrutura do
fluido pela nucleação cativação formando microbolhas de aproximadamente 30 a 70 µm
(TESSELE,
RUBIO, 2004).
O processo de FAD caracteriza-se, pela geração de microbolhas, obtidas pela
despressurização de uma mistura saturada de ar em água, sob pressão de 4-5 atm (SILVA et
al., 2004).
A remoção das partículas sólidas, bem como de reagentes residuais, promoverá
uma melhoria na qualidade da água, reduzindo o volume de água nova necessário às etapas do
beneficiamento mineral. Dessa forma, apresenta como vantagem a redução do impacto ao
meio ambiente, tanto em termos de água de captação quanto de volume de efluente a ser
despejado nas barragens de rejeitos (SILVA et al., 2004).
A FAD é uma técnica de separação que vem ganhando espaço no cenário dos
processos de tratamento de efluentes com pequenas partículas sólidas, gotículas de óleo e
outros resíduos. Atualmente, vem sendo estudada e aprimorada para a sua aplicação no
tratamento de efluentes industriais, em especial da indústria mineral (RUBIO, TESSELE,
2002 apud SILVA et al., 2004).
A FAD possui diversas vantagens em relação a outros processos de tratamento
como a coagulação/floculação. Por isso vem crescendo a utilização desse processo, e
podemos citar vantagens como (CHAVES, FILHO, 2004):
• Baixo custo inicial de investimentos em equipamentos e instalações;
52
• Maior concentração de sólidos no produto separado (lodo), consequentemente
menor custo com desidratação;
• Elevada eficiência na remoção de sólidos;
• Menor área requerida para instalação dos equipamentos;
• A FAD é mais eficiente na remoção de DBO de que outros processos de
separação
• A flotação por ar dissolvido, comparada com a decantação é menos sensível às
variações de temperatura, concentração de sólidos suspensos, cargas hidráulicas e de sólidos.
A FAD é reconhecida por ser um dos mais econômicos e efetivos sistemas de
tratamento de recuperação e remoção de sólidos, íons, microrganismo, redução da DQO e
DBO e espessamento de lodo no tratamento de efluentes domésticos e estações de tratamento
de efluentes urbanos (RUBIO et al., 2002 apud FRANÇA, 2004).
O processo de flotação inicia com a geração e introdução de microbolhas no
efluente líquido através da redução brusca de pressão, tendo influência na dissolução do ar na
água a temperatura e a pressão. Com base nessas observações, pode-se concluir que a flotação
por ar dissolvido mostra-se como um processo promissor na área de tratamento de efluente,
porém, por estar se firmando, necessita de estudos detalhados com relação às suas variáveis,
aplicabilidade e adequação aos diversos tipos de efluentes das indústrias mineira e
metalúrgica (FRANÇA, 2004).
Um estudo relacionado ao que França diz, são novas técnicas estudadas para
avaliar a distribuição de tamanho de bolhas na flotação.
Por ser um processo físico – químico complexo a flotação teme inúmeras
variáveis que afetam a sua eficiência. O tamanho das bolhas e o tamanho das partículas
(incluídas as gotículas), são variáveis físicas de maior impacto no processo de flotação,
afetando principalmente a eficiência de coleção partícula-bolha e o “hold-up” de ar (razão
volume de ar / volume de líquido). O efeito da distribuição de tamanho de bolha também é
relevante em várias aplicações da flotação (RODRIGUES, et al., 2004).
Os fatores considerados mais relevantes no dimensionamento de sistema
industriais de FAD são as características do saturador, a relação ar/sólido, a descarga
hidráulica e o sistema de geração de microbolhas (RUBIO, TESSELE, 2004).
Segundo Rubio, Tessele (2004) existem 8 (oito) processos de flotação dentre eles
a FAD. Estes são diferenciados um do outro basicamente pela geração de bolhas, conforme
observado no quadro 2 abaixo:
53
Quadro 2 - Resumo do processos de flotação e sistemas de geração de bolhas.
Processo
Sistema de geração de bolhas
Eletroflotação
Eletrólise de soluções aquosas diluídas. Bolhas de
H2 e O2 de 0.01 – 0.04 mm (SRINIVASAN AND
SUBBAIYAN, 1989).
Flotação por ar disperso (induzido)
Bolhas geradas mecanicamente por meio de um
rotor. Formam-se bolhas de 0.5 – 1 mm de
diâmetro (BURKHARDT et al., 1978).
Flotação por ar dissolvido (FAD)
Bolhas formadas por cavitação de água saturada
em ar e despressurização por intermédio de
constrições. Formam-se bolhas de 0.01 – 0.1mm
de diâmetro (BRATBY e MARAIS, 1977;
LAZARIDIS et al., 1992).
Flotação “Nozzle” (constrição de fluxo)
Sucção de ar com auxilio de um constritor de fluxo
tipo venturi. Bolhas com diâmetro de 0.4 – 0.8 mm
(GOPALRATNAM et al., 1988).
Flotação em coluna
Aeração da suspensão através de meios porosos
com e sem tensoativos. Bolhas com diâmetro de
0.2 – 1 mm (FINCH AND DOBBY, 1990).
Ciclone de Miller ou ciclone aerado, ASH
Aeração da suspensão através de uma parede
externa, com e sem tensoativos. Bolhas com
diâmetro de 0.1 – 0.8 mm (YE et al., 1988;
BEEBY AND NICOL, 1993).
Flotação centrifuga
Célula cilíndrica ou cônica aerada externamente
segundo a injeção de ar ou por sucção. Bolhas com
diâmetro de 0.1–1 mm (JORDAN AND SUSKO,
1991).
Flotação a jato
Aeração de um tubo decrescente por sucção por
meio de um sistema constritor de fluxo. Diâmetro
das bolhas variando de 0.1 – 0.8 mm (JAMESON
AND MANLAPIG 1991; CLAYTON, 1991).
Fonte: RUBIO, 2003; RUBIO et al., 2002 apud TESSELE, RUBIO, (2004).
Na flotação a química de superfície, onde os minerais são separados de outras
espécies dispersas em uma solução aquosa por meio da adição de surfactantes, que tem por
objetivo, o recobrimento da superfície mineral, tornando a partícula hidrofóbica. O surfactante
é um grupo de substâncias, cujas moléculas contêm um grupo polar (hidrofílico) em uma
extremidade, e apolar (lipofílico) em outra, ligados entre si. Sendo assim, estes atuam como
54
coletores, agentes moduladores, ou ainda reguladores. Na flotação existem substancias
químicas que tem a finalidade de tornar a superfície da partícula hidrofóbica, adsorvendo na
superfície sólido/líquido e transformando o caráter da superfície mineral de polar para apolar.
Os coletores são capazes de aderir a superfície mineral, sendo que a molécula do coletor
tenderá a se posicionar na interface das bolhas de ar sopradas para dentro da célula, de modo
que a porção não polar esteja em contato com o gás (ar dissolvido) (MONTE E PERES, 2002,
apud GALATTO, 2003).
55
4. METODOLOGIA
O efluente de DAM foi coletado em uma canaleta que o leva para uma lagoa de
estabilização, o qual vem do subsolo da mina localizada em Forquilhinha – SC.
Figura 5A - Coleta das amostras do efluente bruto de DAM. 5B – Galão de 5 litros utilizado na coleta de DAM.
Fonte: DE CESARO, D (Mai. 2008).
A coleta foi feita em galões de 5L cada, lavando-os bem com o efluente a ser
coletado para que não houvesse risco de contaminação da amostra, para em seguida serem
feitos os ensaios. Foram coletados cerca de 35L para fazer os ensaios com os dois processos
de tratamento e levadas até o laboratório de química da UNESC.
Para que fossem analisados os metais pesados, as amostras brutas e tratadas foram
encaminhadas para o Instituto de Pesquisas Ambientais e Tecnológicas (IPAT). Os
parâmetros a serem analisados são: ferro, zinco, cádmio manganês e cobre. O método
utilizado na análise desses metais foi espectrometria de absorção atômica.
56
4.1 EQUIPAMENTOS E MATERIAIS USADOS NA FLOCULAÇÃO/DECANTAÇÃO
E FLOTAÇÃO POR AR DISSOLVIDO
■ Galão plástico com efluente de DAM
■ Becker
■ Turbidímetro nefelometrico policontrol AP 2000, calibrado com os padrões de 10,
100 e 1000 NTU;
■ pHmetro para leitura de pH (modelo) QUIMIS Q – 400, calibrado com solução
tampão com pH 4 e 7;
■ Pissete com água deionizada;
■ Papel absorvente;
■ Jar test composto com 5 jarros, dois litros cada;
■ Bastão de vidro;
■ Provetas;
■ Pipeta graduada;
■ Agitador e barra magnética;
■ Unidade laboratorial de FAD ;
■ Balança eletrônica (GEHAKA – MODELO BG 2000);
■ Célula de flotação em acrílico com capacidade para 1 litro;
■ Vaso saturador em PVC com capacidade de 3 litros (desenvolvido pela Empresa
AQUAFLOT Industrial Ltda.).
4.2 REAGENTES
■ Cal virgem (solução 10% e 5%);
■ Sulfato de alumínio (solução 4%);
■ Oleato de sódio (solução 10%).
57
4.3 MÉTODOS
4.3.1 Preparo das soluções
As soluções utilizadas nos ensaios de floculação/decantação, foram preparadas,
tendo como base o trabalho de conclusão de curso realizado pelo Engenheiro Ambiental
Jailson Cechinel, onde concluiu-se que os melhores resultados no tratamento de DAM com
floculação/decantação foram utilizando a solução à 4% de sulfato de alumínio após a correção
de pH deste efluente.
■ Solução sulfato de alumínio 4%. Pesou-se 73,88g do produto e dissolveu-se
com água até o volume de 1 litro.
■ Solução 10% cal virgem. Pesou-se 73,20g do produto e dissolveu-se com água
até o volume de 1 litro.
As soluções utilizadas no ensaio de flotação por ar dissolvido (FAD) foram
preparadas tendo como base o TCC do acadêmico Sergio Galatto onde concluiu-se que os
melhores resultados no tratamento de DAM com o FAD foram utilizando a solução de 5% de
cal virgem para correção de pH e solução 10% de oleato de sódio.
■ Solução de NaOH 10%. Pesou-se 5g de NaoH, em seguida foi colocado em um
balão volumétrico e foi completado com água deionizada até completar um volume de 50mL,
tomando-se o cuidado de homogeneizar a amostra.
■ Cal hidratada com concentração de 5%. Adição de 50g do reagente em 1L de
água deionizada, sendo agitado até proporcionar uma mistura homogênea.
■ Oleato de sódio: pesou-se 1g de ácido oléico em um becker de 100mL de água
deionizada. A seguir foi corrigido o pH para 11,5 com solução de NaOH 10%. Agitou-se a
solução até o final da saponificação, a seguir adicionou-se mais 90 mL de água destilada e
corrigiu-se o pH e 11,5 com a solução de NaOH 10%. Após a correção do pH, transferiu-se a
solução para um balão volumétrico de 100 mL e completou-se o volume com água destilada.
58
4.3.2 Descrição dos ensaios
4.3.2.1 Ensaio de floculação/decantação com uso de sulfato de alumínio em jar test
Após coletado a amostra e encaminhado para o laboratório de química, colocou-se
2L do efluente bruto em um jarro (jar test) para a clarificação. Determinou-se o pH e a
turbidez do efluente bruto. A seguir, o pH ácido do efluente, foi elevado até 6.8 e 9.0
(conforme sugerido em trabalho anterior já realizado) com a adição de um alcalinizante (cal
virgem 10%). Após correção de pH, colocou-se os recipientes no jar test, tendo o cuidado de
assegurar a homogeneidade do efluente em cada um dos jarros.
Figura 6 - Jar test em atividade, programado para simular uma estação de tratamento de efluentes.
Fonte: DE CESARO, D (Mai. 2008).
O jar test, programado, com uma rotação de “150 rpm durante 2 minutos e 58 rpm
durante 4 minutos” (CECHINEL, 2006), com o objetivo de simular o processo de uma
estação de tratamento de efluentes. Enquanto ligado o aparelho, foi adicionado o mesmo
volume predeterminado de floculante (sulfato de alumínio 4 %) nas amostras, tanto as com
pH 6.8 quanto as com pH 9.0.
59
Após tratamento, foi medido novamente o pH e a turbidez do efluente tratado e
encaminhada à amostra para análises de ferro, zinco, manganês, cádmio e cobre.
Figura 7A – Amostra tratada. 7B – Amostra tratada e amostra bruta encaminhadas para o laboratório de análises
do IPAT.
Fonte: DE CESARO, D (Mai.2008).
4.3.2.2 Ensaio de flotação por ar dissolvido (FAD)
Primeiramente para o funcionamento da célula de FAD foi necessário adicionar
água deionizada até completar o vaso saturador com um volume de 3L. Em seguida, ligado o
compressor para injeção de ar comprimido, e controlada a pressão até atingir 4,2Kgf/cm2. Foi
deixado cerca de uns vinte minutos ligado até dar inicio ao processo de flotação.
60
Figura 8 - Célula de FAD em acrílico com capacidade para 1L e vaso saturador com capacidade para 3L.
Fonte: DE CESARO, D (Mai. 2008).
Foi colocado em um becker cerca de 1L de efluente bruto, o qual foi corrigido o
pH inicialmente ácido com cal virgem (5%) até atingir pH 8.8, valor este, indicado em
conclusão de trabalhos já efetuados, a exemplo do TCC do acadêmico GALATTO (2003).
Colocou-se a solução lentamente com uma pipeta graduada aguardando o tempo necessário
para que as reações acontecessem e atingissem o pH desejado. Durante este processo o pH foi
monitorado por meio de um pHmetro digital e finalizado a etapa quando pH ideal de 8.8 foi
atingido.
Após, foi colocado o efluente na célula de FAD e adicionado 75 mL de oleato de
sódio, também com a ajuda de uma pipeta graduada para o devido tratamento. Este tem a
finalidade de tornar hidrofóbica a superfície do material a ser flotado, adsorvendo na
superfície sólido/líquido, melhorando consideravelmente a flotação. (GALATTO, 2003).
O procedimento seguinte, após o coletor ser adicionado, foi injetado ar
comprimido na amostra (taxa de reciclo 40 %) a uma pressão de 4,2Kgf/cm2 cerca de 1
minuto (tempo de agregação bolha - partícula), (GALATTO, 2003). Neste intervalo de tempo
os flocos reagiram normalmente e adquiriram movimento ascendente, flotando até a
superfície conforme observado na figura 9A e 9B abaixo.
61
Figura 9A - Adição de micro-bolhas de ar com 40% de reciclo. 9B – Ação das microbolhas no efluente já
neutralizado, mostrando duas fases: efluente tratado (transparente) e, produto flotado (lodo).
Fonte: DE CESARO, D. (Mai. 2008).
Nos ensaios foram tomadas alíquotas do efluente bruto e após o tratamento por
FAD para análise de pH e turbidez, e também para as análises dos metais ferro, zinco,
manganês, cádmio e cobre no Laboratório de Águas e Efluentes do IPAT.
62
5. RESULTADOS E DISCUSSÃO
O estudo da eficiência no tratamento de efluente de DAM pelos métodos de
floculação/decantação e FAD na remoção de metais tóxicos, é demonstrado a seguir:
5.1 RESULTADO DO ENSAIO DE FLOCULAÇÃO/DECANTAÇÃO COM O USO
DE SULFATO DE ALUMÍNIO EM JAR TEST
5.1.1 Escolha do pH para uso do coagulante sulfato de alumínio
Na determinação do pH ideal, obteve-se os seguintes resultados em relação a
turbidez, conforme Tabela 2:
Tabela 2 – Resultado da neutralização com cal virgem (CaO) na escolha do melhor pH para tratamento com
floculação/decantação.
Efluentes
Efluente bruto
Efluente com pH corrigido para 6,8
Efluente com pH corrigido para 9,0
Turbidez (NTU)
66
3,58
3,23
Remoção de turbidez (%)
94,6
95,1
Dos resultados obtidos, verificou-se uma redução de 94,6 % de turbidez no
efluente com correção de pH para 6,8, antes da adição de coagulante.
Já para o teste com a correção do pH do efluente bruto para 9,0, antes da adição
do floculante a turbidez passou de 66NTU, referente ao efluente bruto, para 3,23 NTU,
verificando-se uma redução de 95,1 %.
Estes testes foram realizados com o objetivo da escolha do melhor pH na correção
do efluente de DAM para o processo de floculação/decantação.
Pelos resultados obtidos, o pH 9,0 foi o que se obteve melhor porcentagem de
redução de turbidez, embora em pH 6,8 esta redução também foi significativa, confirmando
os resultados obtidos de Cechinel (2006).
63
5.1.2 Ensaio de floculação/decantação
Após definição do pH ideal para a amostra receber a adição do coagulante, solução de
sulfato de alumínio 4% e realizado o processo de floculação/decantação, obteve-se os
seguintes resultados, conforme Tabela 3.
Tabela 3 – Entrada e saída do tratamento de efluente de DAM pelo sistema de floculação /decantação com
valores máximos permitidos pela legislação, mostra também a eficiência na remoção de metais.
Parâmetros
Entrada do
Saída do
Valor
Mínimo
Valor máximo
tratamento
tratamento
máximo
detectável
permitido
permitido
CONAMA2
1
(SC)
Eficiência
na remoção
os metais
(%)
Cádmio
(mg.L-1)
Cobre (mg.L-1)
<0,01
<0,01
0,10
0,20
0,01
-
0,11
0,05
0,50
1,00
0,01
54,54
Ferro (mg.L-1)
202,10
0,72
15,00
15,000
0,02
99,64
Manganês
(mg.L-1)
19,38
5,35
1,00
1,00
0,01
72,39
Zinco (mg.L-1)
3,07
0,02
1,00
5,00
0,01
99,34
pH
2,25
8,05
6,0 a 9,0
5,0 a 9,0
-
-
Turbidez
(NTU)
64,16
1,94
100
-
97
1
Valores máximos permitidos segundo a legislação ambiental de Santa Catarina – Decreto n° 14.250, de 05 de
junho de 1981, Art. 19 – Emissão de efluentes líquidos.
2
Resolução CONAMA n°357, de 17 , de março de 2005 que dispõe sobre a classificação dos corpos de água e
diretrizes ambientais para o seu enquadramento,bem como estabelece as condições e padrões de lançamento de
efluentes, e dá outras providências.
Na Figura 10, encontramos a demonstração da eficiência do processo floculação/decantação
na remoção dos metais tóxicos em estudo.
64
Gráfico representando a eficiência na remoção de metais
pelo sistema de tratamento Floculação/Decantação.
120%
99,84%
99,64%
100%
72,39%
80%
60%
54,40%
40%
Cd
Cu
Fe
Mn
Zi
20%
0%
Figura 10 – Representação da eficiência na remoção de metais pelo sistema de tratamento por
floculação/decantação.
Fonte: DE CESARO, D (Jun. 2008).
O tratamento de floculação/decantação mostrou uma eficiência de 54,54 % na
remoção do metal cobre, 99,64 % na remoção de ferro, 72,39 % na remoção de manganês e
99,84 % na remoção de zinco e 97% de turbidez.
Os valores máximos permitido pela legislação Catarinense, a qual confere o
decreto 14.250 de 05 de junho de 1981, Art.19 para emissão de efluentes líquidos em corpos
de água, são mostrados na tabela 3, estando eles, dentro dos padrões de emissão com exceção
do manganês, não sendo suficiente para ser lançado em corpos hídricos perante a legislação.
O cobre foi o metal com menor índice de remoção por se apresentar em
quantidade menor. Entretanto o mesmo, antes do tratamento, já apresentava concentrações
abaixo dos valores regulamentados pela legislação de Santa Catarina.
Comparando os resultados com a resolução CONAMA n° 357/05 (Tabela 3),
observou-se que também se mostram não conformes apenas para o manganês.
65
5.2 ENSAIO DE FLOTAÇÃO POR AR DISSOLVIDO (FAD)
Com o tempo de um minuto na célula FAD, o lodo estava com uma camada de
1,5cm de altura, e após três minutos a mesma camada diminuiu para 1 cm. A Tabela 4
apresenta os resultados das análises com a FAD.
Tabela 4 - Entrada e saída do tratamento de efluente de DAM pelo sistema de FAD com valores máximos
permitidos pela legislação, mostra também a eficiência na remoção de metais.
Parâmetros
Entrada do
Saída do
Valor
Valor máximo
Mínimo
Eficiência na
tratamento
tratamento
máximo
permitido
detectável
remoção os
permitido
CONAMA2
metais (%)
(SC)1
Cádmio
(mg.L-1)
<0,01
<0,01
0,10
0,20
0,01
-
Cobre
(mg.L-1)
0,09
0,03
0,50
1,00
0,01
66,66
Ferro
(mg.L-1)
155,6
0,67
15,00
15,00
0,02
99,56
Manganês
(mg.L-1)
17,14
2,81
1,00
1,00
0,01
83,6
Zinco
(mg.L-1)
2,17
0,03
1,00
5,00
0,01
98,61
pH
3,26
8,25
6,0 a 9,0
5,0 a 9,0
-
-
76
23
-
100
-
69,7
Turbidez
(NTU)
1
Valores máximos permitidos segundo a legislação ambiental de Santa Catarina – Decreto n° 14.250, de 05 de
junho de 1981, Art. 19 – Emissão de efluentes líquidos.
2
Resolução CONAMA n°357, de 17 , de março de 2005 que dispõe sobre a classificação dos corpos de água e
diretrizes ambientais para o seu enquadramento,bem como estabelece as condições e padrões de lançamento de
efluentes, e dá outras providências.
Na figura 11, encontramos a demonstração da eficiência do processo flotação por ar
dissolvido (FAD) na remoção dos metais tóxicos em estudo.
Obs: Os resultados das concentrações das amostras dos efluentes brutos, nas etapas de
floculação/decantação e FAD são diferentes.
66
Gráfico representando a eficiencia na remoção de
metais pelo sistema de tratamento de FAD
120%
99,56%
100%
mg.L
80%
98,61%
83,60%
Cd
66,66%
Cu
60%
Fe
Mn
40%
Zi
20%
0%
1
Figura 11 – Representação da eficiência na remoção de metais tóxicos pelo tratamento de FAD.
Fonte: DE CESARO, D (Jun. 2008).
O tratamento de FAD mostrou uma eficiência de 66,66 % na remoção do metal
cobre, 99,56 % na remoção de ferro, 83,60 % na remoção de manganês e 98,61 % na remoção
de zinco e 69,70% de turbidez.
Os valores máximos permitido pela legislação catarinense, a qual confere o
decreto 14.250 de 05 de junho de 1981, Art.19 para emissão de efluentes líquidos em corpos
de água, como mostra a Tabela 4, estando eles, dentro dos padrões de emissão com exceção
do manganês, que teve uma eficiência na remoção de 83,60 % com relação ao efluente bruto,
não sendo suficiente perante esta legislação. O ferro foi o metal com maior índice de remoção,
tanto no tratamento de FAD quanto no tratamento de floculação/decantação. Assim sendo,
neste tratamento a eficiência foi de 99,56 % alcançando os padrões de emissão segundo a
legislação de Santa Catarina.
Quando comparado os resultados obtidos do efluente, na saída do tratamento de
flotação por ar dissolvido os teores de ferro e manganês, conforme os padrões de lançamento
da resolução CONAMA 357/05, também se observa que apenas o manganês está não
conforme.
67
5.3 COMPARAÇÃO DOS RESULTADOS OBTIDO NOS DOIS ENSAIOS DE
TRATAMENTO
Na Tabela 5 abaixo, encontramos a relação dos resultados obtidos pós tratamento
e a eficiência dos dois sistemas de tratamento utilizados no tratamento do efluente de
drenagem ácida de mina.
Tabela 5 – Relação de valores dos resultados obtidos pós tratamento e a eficiência dos dois sistemas de
tratamento utilizados no tratamento do efluente de drenagem ácida de mina.
Parâmetros
Saída
Saída FAD
Eficiência (%) na
Eficiência (%) na
floculação/decantação
remoção de metais na
remoção de metais na
floculação/decantação
FAD
Cádmio (mg.L-1)
<0,01
<0,01
-
-
-1
Cobre (mg.L )
0,05
0,03
54,54
66,66
Ferro (mg.L-1)
0,72
0,67
99,64
99,56
Manganês (mg. L-1)
5,35
0,02
2,81
0,03
72,39
99,34
83,6
98,61
Zinco (mg.L-1)
Na Figura 12, estas eficiências são mais claramente evidenciadas. O gráfico
mostra os resultados obtidos em ambos os processos de tratamento do efluente de DAM.
68
Comparativo entre os sistema de FAD e FLOC/DEC
100%
90%
80%
70%
60%
50%
40%
30%
20%
10%
0%
99,56%
99,64%
98,61%
99,34%
83,60%
72,39%
66,66%
54,54%
0%
Cd Cu
Fe
Mn
FAD
Zi
0%
Cd Cu
Fe
Mn
Zi
FLOC/DEC
Figura 12 – Comparação entre os sistemas de tratamento com relação à eficiência na remoção de metais tóxicos.
Fonte: DE CESARO, D (Jun. 2008).
Verificou-se que referente ao metal cádmio, ele já se apresenta com valores muito
baixos desde o efluente bruto, não havendo condição de avaliar a eficiência destes dois
processos na sua remoção.
Quando comparado o tratamento de floculação/decantação com o tratamento de
FAD, observou-se uma maior eficiência na remoção do metal cobre e manganês no sistema de
flotação por ar dissolvido, enquanto que tratamento de floculação/decantação foi mais
eficiente na remoção do metal zinco e ferro, sendo este último com uma diferença muito
pequena com relação ao tratamento de FAD, podendo até ser considerado de mesma
eficiência. Volta-se a salientar, que mesmo ocorrendo uma redução significativa na presença
do manganês, o mesmo encontrou-se em valores considerados acima do permitido pela
legislação, para emissões, devido a isso, o efluente de DAM com as devidas características
não poderia ser lançado em corpos hídricos.
A menor eficiência na remoção do manganês provavelmente se deve as condições
de formação (precipitados) dos óxidos ou hidróxidos metálicos. Provavelmente em função do
tamanho e densidade do precipitado formado, não proporcionaram condições de adsorção tão
eficientes quanto nas interações entre partícula e bolhas de ar ocorridas na flotação dos
precipitados de ferro, cobre e zinco. Pode-se levar em conta também o tamanho da bolha e a
69
pressão com que as microbolhas foram injetadas na célula de flotação, bem como o uso do cal
virgem como alcalinizante.
Na floculação/ decantação, as forças atrativas entre as partículas, provavelmente
não foram maiores do que as forças de repulsão. O floculante, não adsorveu na superfície da
partícula de manganês tanto quanto adsorveu com a superfície das partículas de ferro, zinco e
cobre de forma a formar flocos de menores densidades, conseqüentemente, tendo menor
decantação e remoção do mesmo.
70
6. CONSIDERAÇÕES FINAIS
As atividades e práticas desenvolvidas no trabalho de conclusão de curso (TCC),
de Engenharia Ambiental foram direcionados ao estudo da eficiência dos sistemas de
tratamento de efluentes da DAM por floculação/decantação e FAD na remoção de metais
tóxicos.
Baseado nos estudos realizados, em testes em escala de bancada, indicaram que a
melhor eficiência no uso do coagulante sulfato de alumínio se deu pH 9,0 para os ensaios
floculação/decantação. Embora as referências bibliográficas (CECHINEL, 2006) enfatizam a
aplicação deste coagulante na faixa de pH 6,8, pela característica do efluente em estudo
(DAM) e pelo objetivo de estudo (eficiência na remoção de metais tóxicos) e por estudos já
realizados, o pH 9,0 foi o definido como o melhor para os ensaios.
Quanto à eficiência na remoção dos metais ferro, zinco, manganês e cobre,
verificou-se resultados significativos para os dois processos em estudo, observando-se maior
eficiência na remoção do cobre e manganês no sistema de flotação por ar dissolvido, enquanto
que tratamento de floculação/decantação maior eficiente na remoção do metal zinco e ferro.
Isto implicaria em novos estudos, com adequação dos processos utilizados para uma maior
eficiência na remoção deste metal, tanto na FAD quanto na floculação/decantação. Uma troca
no uso do floculante sulfato de alumínio por sulfato ferroso poderia dar uma maior densidade
as partículas de manganês na floculação/decantação. Já na FAD, estudos relacionados a
pressão, tamanho da bolha, alcalinizante e até mesmo um coletor diferente do oleato de sódio
são cabíveis.
O pH das amostras, nos dois tratamentos, manteve-se dentro da legislação
estadual e federal vigentes, bem como a turbidez.
Cabe ressaltar que estes resultados de pesquisa cientifica laboratorial, não foram
levados
em
conta
à
relação
custo
beneficio
dos
reagentes.
No
processo
de
floculação/decantação foi utilizado um volume maior de reagentes do que na FAD. Não foi
levado em conta também o fato de aplicar esses tratamentos como tecnologia de tratamento
em escala industrial, embora encontramos todos os dois processos sendo usados em empresas
do ramo, na região. Apenas buscou-se saber qual o sistema de tratamento seria o mais
eficiente na remoção dos metais tóxicos como o cádmio, cobre, ferro, manganês e zinco no
tratamento do efluente de drenagem ácida de mina.
71
Outro ponto a ser sugerido para novos estudos seria a caracterização e destino
final do lodo gerado nos dois processos em estudo bem como testes de toxicidade, tanto do
efluente tratado como do lodo gerado.
72
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77
ANEXOS
78
ANEXO 1: Resultado da Análise de Entrada do Tratamento de Floculação/Decantação
79
ANEXO 2: Resultado da Análise de Saída do Tratamento de Floculação/Decantação
80
ANEXO 3: Resultado da Análise de Entrada do Tratamento de FAD
81
ANEXO 4: Resultado da Análise de Saída do Tratamento de FAD