II-097 VIABILIDADE DA REMOÇÃO DE METAIS PESADOS DE LODO DE ESGOTO EM ESCALA REAL

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1 II-097 VIABILIDADE DA REMOÇÃO DE METAIS PESADOS DE LODO DE ESGOTO EM ESCALA REAL Marina Maya Marchioretto (1) Engenheira Civil pela Escola de Engenharia de São Carlos (EESC/USP). Mestre em Hidráulica e Saneamento pela Escola de Engenharia de São Carlos (EESC/USP). Doutora em Ciências Ambientais pela Universidade de Wageningen, Holanda. Pós-Doutoranda do Instituto de Química da UNESP de Araraquara. Wim H. Rulkens Chefe, Docente e Pesquisador do Sub-Departamento de Tecnologia Ambiental da Universidade de Wageningen, Holanda. Harry Bruning Docente e Pesquisador do Sub-Departamento de Tecnologia Ambiental da Universidade de Wageningen, Holanda. Endereço (1) : Rua Cel. Carlos Simplício Rodrigues, 75 - Apto Jd. Gibertoni - São Carlos-SP - CEP: Brasil - Tel: (16) marinamarchioretto@hotmail.com RESUMO Este trabalho avalia novas técnicas pesquisadas na remoção de metais pesados de lodos de esgotos e discute a significância de cada uma sob o prisma da aplicação prática. Deste modo, o processo completo de tratamento de lodo como uma parte integrante do processo de administração de lodos é considerada. Dois projetos conceituais de tratamento que podem ser aplicados na prática para a remoção de metais pesados de lodos são discutidos. O primeiro se refere ao tratamento físico-químico e o segundo se refere ao tratamento combinado biológico-físico-químico. No tratamento físico-químico, a solubilização dos metais pesados é alcançada pela acidificação usando HCl (com ph em torno de 1) com uma etapa de pré-tratamento prévio de oxidação (no mesmo reator), por aeração ou pela adição de peróxido de hidrogênio. No tratamento biológico-físico-químico a técnica da mobilização dos metais pesados é utilizada, e mediada pela atividade de bactérias acidofílicas (ex. Acidithiobacillus) capazes de produzir ácido sulfúrico. Este sistema consiste em um bio-reator anaeróbio alimentado com enxofre elementar como a fonte de enxofre reduzido, que é oxidado por Aciditiobacillus sp. e convertido em ácido sulfúrico. Neste sistema, uma etapa de redução do sulfato até sulfeto e subseqüente conversão do sulfeto a enxofre é incluída, possibilitando desta maneira o fechamento do ciclo do enxofre no processo. Baseando-se em uma breve avaliação qualitativa, a possibilidade de ambos os processos é verificada. O processo biológico-físico-químico mostra-se mais atrativo do que o processo físico-químico. PALAVRAS-CHAVE: Biolixiviação, Lixiviação Química, Lodo de Esgoto, Metais Pesados. INTRODUÇÃO A crescente aplicação e melhoramentos no tratamento de águas residuárias domésticas nos últimos 30 anos têm resultado num aumento considerável da quantidade de lodos de esgoto. Apesar da substancial redução dos descartes de metais pesados nas águas residuárias presentes em coletores de esgotos, o lodo é ainda freqüentemente poluído com os metais. A remoção de metais pesados de lodos pode ser útil no gerenciamento de lodos, não somente pela possibilidade da aplicação benéfica do lodo como beneficiador de solos, mas também por permitir a disposição final dos lodos em aterros sanitários controlados, a incineração do lodo para a recuperação de energia e o uso do lodo na fabricação de cimento e materias de construção civil. O tratamento visando a remoção de metais pesados de lodos de esgoto é geralmente efetuado em quatro etapas. A primeira delas consiste na solubilização dos metais pesados. A segunda etapa compreende a separação da fase aquosa contendo os metais pesados mobilizados das partículas de lodo. As partículas do lodo são removidas como lodo concentrado e o líquido contendo os metais solubilizados (lixívia) é então submetido a uma terceira etapa de tratamento, na qual os metais pesados são precipitados. Finalmente, os metais precipitados são removidos da lixívia em uma quarta etapa do tratamento. A etapa crucial do tratamento para remover metais pesados de lodo de esgoto é a solubilização destes metais. Cada metal pesado tem um comportamento particular, que é dependente do tipo de lodo (aeróbio ou ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 1

2 anaeróbio), ph, potencial redox, temperatura, etc. Geralmente, para solubilizar a maioria dos metais pesados é necessário diminuir o ph do lodo a valores em torno de 1-2, com uma prévia etapa de aumento do potencial redox do lodo (Hayes et al., 1980). O potencial redox pode ser aumentado tanto por oxidação química quanto por oxidação biológica, que podem ser alcançados através de condições aeróbias ou por adição de um agente oxidante como o peróxido de hidrogênio (Marchioretto, 2003). O ph pode ser reduzido por lixiviação química (ex. com a adição de HCl ou H 2 SO 4 ) ou por biolixiviação (produção microbiana de H 2 SO 4 ). Para remover os metais pesados solubilizados do meio líquido ácido (lixívia), um processo de precipitação seguido de uma etapa de separação física é uma opção técnica viável. Agentes pricipitantes comuns incluem álcalis como CaO, NaOH e NaHCO 3. Sulfetos como o Na 2 S, H 2 S, NaHS ou FeS também podem ser utilizados, como tem sido verificado no tratamento de águas residuárias industriais contendo metais pesados (Brooks, 1991). A menor solubilidade dos sulfetos metálicos na região ácida (valores do ph menores que 7) permite a redução da solubilidade dos metais a valores de ordens de magnitude menores daqueles que são obtidos pela oxidação utilizando a precipitação por hidróxidos. Atualmente, a combinação da precipitação por hidróxido e sulfeto para a remoção ótima de metais pesados também tem sido considerada (U.S.EPA, 1998). Ainda que um grande número de estudos sobre a remoção de metais pesados de lodos de esgotos têm aparecido, tais estudos enfocam principalmente a etapa de solubilização dos metais pesados. Até o momento, pouca atenção foi dispendida à possível implementação da extração de metais pesados na prática (Marchioretto, 2003). Baseando-se em pesquisas realizadas em nossos laboratórios e na literatura disponível, este manuscrito sumariza os mais relevantes resultados e desenvolvimentos obtidos sobre a pesquisa da remoção de metais pesados de lodos de esgoto e discute a significância destes resultados na aplicação prática. Neste sentido, o processo completo de tratamento de lodos como uma parte integrante do processo de gerenciamento de lodos é considerado. Dois projetos conceituais de processos de tratamento que podem ser aplicados na prática para a remoção de metais pesados de lodos de esgotos são discutidos. O primeiro se refere ao tratamento físico-químico e o segundo se refere ao tratamento biológico-físico-químico. MATERIAIS E MÉTODOS CARACTERIZAÇÃO DO LODO O lodo aplicado nesta pesquisa é originário de um digestor anaeróbio de uma estação de tratamento de esgotos localizada em Schijndel, Holanda. As principais características, a distribuição físico-química dos metais pesados no lodo, os procedimentos analíticos e equipamentos utilizados são descritos em outros manuscritos (Marchioretto, 2003; Marchioretto et al., 2002a). SOLUBILIZAÇÃO DOS METAIS PESADOS Lixiviação química com diferentes ácidos: Ácidos orgânicos (cítrico e oxálico) e ácidos inorgânicos (nítrico, hidroclórico, fosfórico e sulfúrico) foram utilizados para o processo de extração sob diferentes condições de ph, tempo de reação e potencial redox. O efeito da acidificação na remoção de metais pesados foi intensamente testado para amostras líquidas do lodo e brevemente testado para amostras de lodo secas e trituradas. A descrição completa destes experimentos pode ser encontrada em Marchioretto (2003). Oxidação lixiviação química: O efeito da aeração e adição de H 2 O 2 na solubilização de metais pesados foram investigados separadamente e aplicados antes da etapa de acidificação, como descrito em Marchioretto (2003). Nos experimentos de aeração, frascos em duplicata foram preenchidos com lodo e aerados durante 0, 3, 5, 9 e 24 horas. Posteriormente estas amostras foram acidificados com 13.9 g/l (380 mm) de HCl para alcançar um ph igual a 1 e mantidas durante 0.5, 2, 5 e 24 horas neste valor de ph. Este ácido foi selecionado de resultados obtidos em experimentos de lixiviação (Marchioretto, 2003). Aeração e acidificação foram realizadas sob condições de agitação (125 rpm) a 20 C. Para cada frasco, duas amostras de 10 ml foram coletadas e centrifugadas a 4000 rpm durante 20 minutos. O sobrenadante foi filtrado em um filtro de papel S&S faixa preta (12-25 μm) e posteriormente analisado em termos de metais pesados (em duplicata). A dosagem de H 2 O 2 variou de acordo com a concentração de ferro presente no lodo para se ter a proporção de Fe:H 2 O 2 necessária para a reação Fenton ocorrer. De acordo com Walling (1975), a faixa típica é 1: Fe:H 2 O 2. Portanto, baseando-se em experimentos de otimização de dosagem de H 2 O 2 (Marchioretto, 2003), o ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 2

3 H 2 O 2 foi aplicado a uma concentração de 4.8 g/l (141 mm) (1:15 - Fe:H 2 O 2 ). Após a aplicação de H 2 O 2, as amostras foram agitadas durante 24 horas. Antes da adição de H 2 O 2, o valor do ph foi reduzido com HCl e H 3 PO 4 até o valor 3, já que a faixa requerida de ph para a reação Fenton é entre 3 e 5 (Walling, 1975). As amostras foram mantidas sob agitação durante duas horas. A combinação do H 3 PO 4 e H 2 O 2 foi introduzida seguindo as recomendações de Yoshizaki e Tomida (2000). Depois da adição de H 2 O 2 a um tempo de agitação de 24 horas, o ph decresceu até 1.6 com ambos os ácidos (o menor valor de ph alcançado foi com H 3 PO 4 ) e as amostras foram mantidas sob agitação durante 24 horas. Os experimentos foram conduzidos em duplicata, a 20 C e os procedimentos de amostragem foram idênticos àqueles utilizados nos experimentos de aeração. As dosagens de HCl usadas foram: 93 mm (3.4 g/l) para ph= 3, e 190 mm (6.9 g/l) para ph= 1.6. As dosagens de H 3 PO 4 usadas foram: 208 mm (20.4 g/l) para ph= 3, e 580 mm (56.8 g/l) para ph= 1.6. Biolixiviação: Os procedimentos adotados nos experimentos de biolixiviação são descritos em detalhes em Marchioretto et al. (2003). REMOÇÃO DOS METAIS PESADOS DO LIXIVIADO Após a solubilização dos metais pesados, a próxima etapa correspondeu à separação das partículas do lodo da solução rica em metais solúveis (lixívia) por centrifugação. Desta forma, a lixívia foi submetida a uma prévia filtração (para se remover as partículas suspensas remanescentes) e em seguida despejada nos frascos de precipitação. A precipitação por hidróxido com NaOH e a precipitação por sulfeto com Na 2 S foram investigadas, aplicando-se ambos os reagentes separadamente como em conjunto. O precipitado formado foi removido da fase líquida através de filtração com filtro de papel com filtro de papel S&S faixa preta (12-25 μm). A completa descrição dos experimentos de precipitação encontra-se em Marchioretto et al. (2002b). RESULTADOS E DISCUSSÃO SOLUBILIZAÇÃO DOS METAIS PESADOS A fim de se comparar facilmente os resultados obtidos com a aplicação dos métodos de extração aplicados e alguns econtrados na literatura, os resultados encontram-se sumarizados na Tabela 1. Tabela 1: Eficiência de Extração de Metais Pesados (%) de Lodo Anaerobiamente Digerido Através de Diferentes Métodos (Marchioretto, 2003) MÉTODO ph Cr Cu Pb Zn % Dias % Dias % Dias % Dias HCl a Aeração HCl a c c c c H 2 O 2 HCl a c c c c a H 2 O 2 H 3 PO c c c c a Biolixiviação com FeSO 4 H 2 SO d Biolixiviação com FeSO 4 H 2 SO (Xiang et al., 2000) Biolixiviação com S o 1 56 e 85 e 97 e (Villar and Garcia Jr., 2002) a Aeração H 2 SO b HNO b HNO HCl b a Lodo Líquido; b Lodo Seco e Triturado; c Tempo de Oxidação Tempo de Acidificação; d Desprezível; e Não- Mencionado. A Tabela 1 enfatiza que uma etapa oxidativa tanto com aeração como com H 2 O 2 favorece a extração dos metais pesados, principalmente do Cu. Quando o HCl foi aplicado ao lodo sem uma prévia oxidação deste, o resultado da extração do Cu para o lodo seco e triturado foi melhor que para o lodo líquido. Sob um ponto de ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 3

4 vista prático e econômico, no entanto, o processo de secagem e trituração do lodo antes do tratamento não demonstra viabilidade. Outro aspecto importante mostrado na Tabela 1 é que, apesar de o HNO 3 ser um forte agente oxidante, ele requer, particularmente para o Cu, um tempo de reação maior (cerca de 5 dias) para ocasionar uma extração equivalente àquela obtida com o HCl sob o mesmo ph (ao redor de 1). Outra desvantagem do HNO 3 é seu alto custo (por mol) comparado ao HCl (fator 7). Todavia, diferentemente do HCl, o HNO 3 possui a vantagem de ser biodegradável. De acordo com a Tabela 1, tanto o HCl como o H 3 PO 4 em combinação com H 2 O 2 foram capazes de solubilizar uma considerável porcentagem de metais pesados. Entretanto, a dosagem de H 3 PO 4 (em mol/l) necessária para reduzir o ph ao valor apropriado é pelo menos 2 vezes maior que a dosagem de HCl requerida. Adicionalmente, o custo (por mol) do H 3 PO 4 é cerca de 1.5 vezes maior que o custo do HCl. A Tabela 1 mostra que a acidificação com H 2 SO 4 (quimicamente ou biologicamente produzido) não é a melhor opção para se extrair o Pb quando este metal se encontra presente em altas concentrações no lodo. A formação da anglesita (PbSO 4 ) é a provável razão para este fato. Os resultados mostrados na Tabela 1 demonstram que, apesar de os valores de ph obtidos com a biolixiviação não serem tão baixos quanto os obtidos com a lixiviação química com H 2 SO 4, a eficiência de extração do Zn e do Cu não foram muito distintas entre os dois métodos. Diferentemente, a biolixiviação não foi capaz de solubilizar o Pb e apenas uma pequena porção do Cr foi extraída. As eficiências de remoção obtidas foram mais baixas que aquelas observadas na literatura para o mesmo tipo de lodo e substrato (Villar e Garcia Jr., 2002; Xiang et al., 2000). Tais diferenças se devem provavelmente às diferentes origens dos lodos, concentração e especiação dos metais, concentração de sólidos totais, ph e condições experimentais. No caso da presente pesquisa, é possível concluir que a otimização do processo de biolixiviação requer atenção especial nos quesitos adição de substrato para o adequado crescimento das bactérias, temperatura e condições de aeração. Ainda assim, os resultados mostram que as bactérias endóginas do lodo são capazes de promover a solubilização dos metais pesados. A eficiência do processo de biolixiviação depende da atividade microbiológica, a qual é muito sensível às condições do processo (Marchioretto et al., 2003). PRECIPITAÇÃO DOS METAIS PESADOS Os resultados mostrados em Marchioretto (2003) e Marchioretto et al. (2002b) mostraram que, quando ferro e alumínio encontram-se presentes na lixívia, como era o caso do lodo em questão, adsorção e/ou coprecipitação do Cr, Pb e Zn com Fe (OH) 3 e Al(OH) 3 podem ocorrer a condições de baixo ph, nas quais os hidróxidos destes metais encontram-se ainda solúveis. Os resultados também demonstraram que, com a combinação da precipitação por hidróxidos e a precipitação por sulfetos, altas eficiências de remoção dos metais pesados foram obtidas. Combinando-se NaOH com Na 2 S, a dosagem do segundo reagente foi consideravelmente reduzida, comparada com a utilização exclusiva do Na 2 S. Tal fator é muito importante, uma vez que o Na 2 S (por mol) custa ao menos 4 vezes mais que o NaOH e tem o agravante de liberar o tóxico gás sulfeto de hidrogênio a baixo ph. ASPECTOS TECNOLÓGICOS Baseando-se nos resultados obtidos e em pesquisa à literatura, dois projetos conceituais de um processo integrado completo para a remoção de metais de lodos de esgotos são apresentados e discutidos. O primeiro se refere ao tratamento físico-químico (Figura 1) e o segundo se refere ao tratamento biológico-físico-químico (Figura 2). Projeto conceitual de um processo físico-químico para remover metais pesados de lodos de esgoto: A primeira etapa do processo (Figura 1) consiste na solubilização dos metais pesados por acidificação com HCl (ph em torno de 1) com uma etapa preliminar oxidativa (no mesmo reator) por meio de aeração ou adição de H 2 O 2. ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 4

5 Afluente Estação de Tratamento de Esgotos Efluente ph 8 Lodo Metais pesados HCl ph 1 Aeração/H 2 O 2 Reator de Lixiviação Química ph 1 Separação de Lixívia Metais Pesados (ph 1) Precipitação por Hidróxidos ph 1 Lodo com Separação de MeOH Lodo sem Metais Pesados Precipitação por Sulfetos Lodo com MeS Separação de Líquido com Alta Salinidade Figura 1: Esquema conceitual de um processo físico-químico para remover metais pesados de lodo de esgoto A segunda etapa consiste na separação da fase aquosa contendo os metais pesados mobilizados das partículas de lodo. O separador pode ser um hidrociclone, uma centrífuga, um sedimentador, um tanque de flotação ou um filtro. O lodo é removido como lodo concentrado. Depois da correção do ph com cal e após a secagem, o lodo pode ser disposto no solo, usado como um componente para o melhoramento da qualidade do solo, ou ainda como um constituinte de materiais de construção. Deve-se, no entanto, considerar que a qualidade deste lodo para o uso agrícola pode ser negativamente afetada pela etapa de acidificação. Desta maneira, nutrientes como fosfato e potássio podem também estar presentes na lixívia, pois também são solubilizados na etapa ácida do processo. A terceira etapa do processo é a precipitação dos metais pesados e o uso de uma unidade de separação para a remoção do precipitado. O processo de precipitação é primeiramente executado com a adição de NaOH até valores de ph entre 4 e 5. Esta precipitação por hidróxidos é seguida por uma etapa de separação. Após a ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 5

6 remoção dos flocos de hidróxidos metálicos, a segunda epata de precipitação é levada a cabo usando Na 2 S. Os flocos de sulfetos metálicos gerados são separados da fase líquida em um separador. Os lodos com hidróxidos metálicos e com sulfetos metálicos concentrados precisam ter disposição final apropriada, já que são resíduos altamente tóxicos. Um processo de recuperação dos metais do lodo objetivando o seu reúso como um minério metálico também é possível. No entanto, a recuperação dos metais é um processo complexo e caro. A fase líquida incluindo altas concentrações de NaCl e compostos orgânicos dissolvidos deve ser considerada antes de lançada nos corpos d água ou no seu possível reúso. Este projeto conceitual de processo físico-químico para a remoção de metais pesados de lodos de esgoto é muito efetivo para atingir o objetivo da remoção de metais do lodo. No entanto, o processo apresenta algumas desvantagens como o custo dos reagentes (HCl, NaOH, Na 2 S), os custos da etapa preliminar de oxidação (aeração ou H 2 O 2 ) e a produção de um efluente rico em NaCl. Uma alternativa é redirecionar o efluente final para o início da estação da tratamento de esgotos. Evidentemente, esta opção depende da concentração de NaCl do afluente à estação de tratamento de esgotos. Finalmente, a necessidade da adição de cal também afeta os custos do processo. Projeto conceitual de um processo biológico-físico-químico para a remoção de metais pesados de lodosde esgotos: A primeira etapa (Figura 2) consiste em um bio-reator aeróbio alimentado com uma fonte de enxofre reduzido, podendo ser enxofre elementar (S 0 ) ou ferro II (FeSO 4 ou FeS). Estes compostos são oxidados por Thiobacillus sp. convertendo para a forma oxidada, ácido sulfúrico. A quantidade de enxofre reduzido requerido depende do ph inicial do lodo, da capacidade tampão e do valor do ph final desejado. Se o chumbo estiver presente no lodo, pode ser necessária a adição de HCl após a queda natural do ph após o processo de biolixiviação. Este procedimento, no entanto, torna o processo mais complexo e a sua efetividade ainda deve ser testada. A segunda etapa é idêntica à apresentada no primeiro esquema de tratamento mencionado. A terceira etapa inclui a remoção dos metais pesados do lixiviado em duas fases: precipitação e separação. Desta maneira, o ciclo do enxofre pode ser fechado no sistema. Devido à natureza inorgânica do lixiviado, a adição de um doador de elétrons para o processo de redução de sulfato é requerida. Para ser economicamente possível, o doador de elétrons deve ser barato e biodegradável, de maneira que nenhuma poluição remanescente possa ser gerada no processo de biodegradação. Doadores de elétrons possíveis são: hidrogênio (conjuntamente com o dióxido de carbono), metanol, etanol ou acetato. A redução de compostos oxidados do enxofre (SO 4 2- ) irá gerar um efluente rico em sulfeto dissolvido (HS - ) e carbonatos (HCO 3 - ). Parte do efluente será misturado com o lixiviado contendo os sulfatos metálicos, causando a formação de sulfetos metálicos insolúveis e o aumento do ph. O efluente do reator redutor de sulfato é então conduzido a um reator micro-aerado, onde o sulfeto é parcialmente oxidado a enxofre elementar, que pode ser separado (é um colóide) e reusado como doador de elétrons para as Thiobacillus no processo de biolixiviação. Isto resultará na oxidação do enxofre elementar novamente a sulfato, fechando portanto o ciclo do enxofre no sistema. Existe a necessidade de uma unidade de separação dos metais antes do reator redutor de sulfato por duas razões. Primeiro, é necessário aumentar o valor do ph do lixiviado antes de entrar em contato com a biomassa do reator redutor de sulfato, que é sensível a baixos valores do ph. Segundo, a formação dos precipitados metálicos no reator redutor de sulfato precisa ser evitado, já que resultaria em um lodo metálico de baixa qualidade (rico em biomassa). Portanto, se uma etapa prévia de separação é considerada, um lodo metálico de alta qualidade pode ser produzido. Este lodo contém altas concentrações de metais pesados e, após secagem, deve ser disposto de forma apropriada. A fração líquida que é separada do enxofre elementar produzido no reator micro-aerado pode ser retornada para o início da estação de tratamento de esgotos. De um ponto de vista econômico e ambiental, o processo biológico-físico-químico parece ser mais atraente que o processo físico-químico. O efluente final gerado no processo biológico-físico-químico pode ser misturado com o afluente da estação de tratamento de águas residuárias, não havendo a necessidade de uma etapa de pós-tratamento especial. Adicionalmente, os custos da adição de ácidos são minimizados. Se o enxofre elementar é utilizado como substrato, os custos com a sua adição podem ser reduzidos com o uso do enxofre elementar biológico produzido no reator micro-aerado. As desvantagens deste processo são os custos de energia para aeração e os custos do doador de elétrons (dependendo de sua origem). Adicionalmente, a formação de PbSO 4 impede a solubilização do chumbo no processo de biolixiviação. Portanto, uma etapa adicional de acidificação com HCl deve ser considerada quando altas concentrações de chumbo estão ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 6

7 presentes no lodo. A presença de chumbo, portanto, torna o processo mais caro. Outra desvantagem é a complexidade de operação e as possíveis dificuldades de controle do processo. Afluente Estação de Tratamento de Esgotos Efluente ph 8 Biodigestor (Biolixiviação) FeSO 4 ou S 0 ph 2 Ácido (se necessário) Lodo Metais Pesados ph > 5 Doador de Elétron Reator de Redução de Sulfato S 0 Líquido HS - Líquido Separação de Reator Micro- Aerado Separação de ph 2 Lixiviado MeSO 4 (ph 2) Precipitação dos Metais Separação de Lodo com MeS Lodo sem Metais Pesados Efluente Rico em HCO 3 - HS - Figura 2: Esquema conceitual de um processo biológico-físico-químico para remover metais pesados de lodo de esgoto Em respeito à presença de patógenos no lodo, pode ser que as condições extremamente ácidas aplicadas durante o processo de (bio-)lixiviação cause uma redução considerável na concentração destes microrganismos. O objetivo desta pesquisa foi o de desenvolver um processo eficiente para a remoção de metais pesados de lodos de esgotos a concentrações suficientemente baixas e a um custo aceitável. Para a aplicação do processo em escala plena, atenção deve ser dada à possibilidade de reúso dos metais pesados recuperados do lodo. Adicionalmente, atenção deve ser dada à manipulação dos resíduos líquidos remanescentes, como aqueles obtidos depois do processo de extração com HCl. Esta pesquisa lidou com condições extremamente ácidas para possibilitar altas eficiências de remoção de metais pesados de lodos de esgoto. Em alguns casos, no entanto, a aplicação de condições ácidas menos rigorosas podem ser apropriadas para se atingir uma remoção de metais pesados satisfatória. Em adição, os resultados deste estudo podem também ser relevantes para a remoção de metais pesados de outros tipos de resíduos, como sedimentos poluídos. ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 7

8 CONCLUSÕES Este trabalho avaliou novas tecnologias desenvolvidas para a remoção de metais pesados de lodos de esgotos e significância destas em aplicações práticas. De um ponto de vista econômico e ambiental, o processo biológico-físico-químico é mais promissor que o processo físico-químico para a remoção de metais pesados de lodos de esgotos. O efluente final produzido no processo biológico-físico-químico pode ser misturado com o afluente de estações de tratamento de esgotos. No processo físico-químico o líquido remanescente do processo contém altas concentrações de NaCl resultando no aumento da salinidade total do efluente. Em adição, os custos da adição de ácidos são minimizados no processo de biolixiviação. No entanto, os custos de aeração devem ser considerados. No avanço do desenvolvimento do processo para uma escala real, atenção deve ser dada à possibilidade de recuperação e reúso dos metais pesados removidos do lodo e à administração dos resíduos líquidos remanescentes do tratamento. AGRADECIMENTO Este trabalho foi financiado pelo CNPq (Projeto n o /98-2), junto ao Programa de Ação Induzida para Formação de Doutores no Exterior. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS 1. BROOKS, C. S. Metal recovery from industrial waste. Lewis Publishers, Inc. Chelsea, Michigan, USA, HAYES, T. D.; JEWELL, W. J. AND KABRICK, R. M. Heavy metal removal from sludges using combined biological/chemical treatment. Proceedings of the 34 th Industrial Waste Conference, Purdue University, West Lafayette, Indiana, , MARCHIORETTO, M. M. Heavy Metals Removal from Anaerobically Digested Sludge. PhD thesis, Wageningen University, Wageningen, The Netherlands. ISBN: , MARCHIORETTO, M. M.; BRUNING, H.; HIEN, N. T. P. AND RULKENS, W. H. Bioleaching and chemical leaching of heavy metals from anaerobically digested sludge. In: Biosolids Wastewater Sludge as a Resource. June 23-25, Trondheim, Norway, MARCHIORETTO, M. M.; BRUNING, H.; LOAN, N. T. P. AND RULKENS, W. H. Heavy metals extraction from anaerobically digested sludge. Water Science and Technology 46(10), 1-8, 2002a. 6. MARCHIORETTO, M. M.; BRUNING, H. AND RULKENS, W. H. Optimization of chemical dosage in heavy metals precipitation in anaerobically digested sludge. Proceedings of XXVIII CONGRESS INTERAMERICAN OF ENVIRONMENTAL SANITARY ENGINEERING, October, Cancun, Mexico, 2002b. 7. U.S.EPA - Wastewater Treatment Technologies. In: Development Document for the CWT Point Source Category. U.S. Environmental Protection Agency, EPA, Washington DC, USA, VILLAR, L. D. AND GARCIA JR., O. Solubilization profiles of metal ions from bioleaching of sewage sludge as a function of ph. Biotechnology Letters 24, , WALLING, C. Fenton s reagent revisited. Accounts of Chemistry Research 8: , XIANG, L.; CHAN, L. C. AND WONG, J. W. C. Removal of heavy metals from anaerobically digested sewage sludge by isolated indigenous iron-oxidizing bacteria. Chemosphere 41, , YOSHIZAKI, S. AND TOMIDA, T. (2000). Principle and process of heavy metal removal from sewage sludge. Environmental Science and Technology 34: ABES - Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 8