22º Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental 14 a 19 de Setembro 2003 - Joinville - Santa Catarina III - 011 – UTILIZAÇÃO DE LODOS DE ESGOTO SANITÁRIO E SUAS CINZAS EM TIJOLOS CERÂMICOS MACIÇOS: RESULTADOS DOS ENSAIOS DE CARACTERIZAÇÃO DO SOLO E DOS LODOS ARIOVALDO NUVOLARI (1) Doutor em Engenharia Civil, área de SANEAMENTO pela Faculdade de Engenharia Civil da UNICAMP. Professor Pleno do Departamento de Hidráulica da Faculdade de Tecnologia de São Paulo, vinculada ao CEETEPS/UNESP. BRUNO CORAUCCI FILHO (2) Doutor em Engenharia Hidráulica e Sanitária pela Escola Politécnica da USP e Professor Associado do Departamento de Saneamento e Ambiente da Faculdade de Engenharia Civil da UNICAMP. Endereço (1): Departamento de Hidráulica - FATEC-SP. Pça Cel. Fernando Prestes, 30 Bairro Bom Retiro - São Paulo - SP - CEP - 01124-060 - Brasil Tel. (0XX11) 3322-2227 Fax. (0XX11) 3315-0383. E_mail: nuvolari@fatecsp.br RESUMO O lodo de esgoto sanitário é um resíduo gerado nas estações de tratamento de esgoto (ETEs), em quantidades significativas. O seu destino final é, mundialmente, um sério problema econômico e ambiental, podendo-se optar pelo descarte controlado ou pela utilização. Em termos de descarte, a tendência é a disposição em aterros sanitários ou em aterros exclusivos. A utilização mais nobre é na melhoria de solos agrícolas, desde que respeitadas as condicionantes ambientais; nível de metais e de patogênicos, tipos de solos, culturas, etc. Outras alternativas têm sido estudadas, dentre elas, a utilização em massas cerâmicas para confecção de tijolos, que foi o objeto desta pesquisa, realizada em laboratório. Nesta, utilizou-se como matéria prima; um solo argiloso, dois diferentes tipos de lodo (LD1 e LD2) e respectivas cinzas. O LD1, oriundo de um sistema convencional de lodos ativados, foi condicionado com cal e cloreto férrico e desaguado em filtro-prensa de placas. O LD2, oriundo de um reator anaeróbio de fluxo ascendente (UASB) foi desaguado em leito de secagem, sem qualquer condicionamento químico. Os lodos foram coletados na

ETE Jesus Neto, Bairro do Ipiranga em São Paulo e em seguida; secos em estufa a 105 ºC, destorroados, passados em peneira com 2,0 mm de abertura e armazenados em recipientes plásticos com tampa. O solo argiloso foi coletado num sítio em Nazaré Paulista, SP, seco ao ar e passado na peneira de 2,0 mm. Os lodos foram misturados ao solo nas proporções de 10, 20 e 30 % (em peso seco). Parte dos lodos foram colocados em forno -mufla a 900 ºC e transformados em cinzas. Estas foram misturadas ao solo nas proporções de 10, 20, 30 e 40 %. Uma massa cerâmica feita apenas com o solo foi utilizada como testemunho. Os tijolos foram moldados manualmente, secos ao ar por 10 dias, no mínimo, colocados em estufa a 105 ºC por 24 horas e queimados a 950 ºC. Foram avaliados os principais parâmetros tecnológicos: massa específica aparente pós-queima, retração, absorção d´água e resistência à compressão; além de parâmetros ambientais: solubilização, lixiviação e radioatividade. Neste trabalho estão sendo apresentados apenas os resultados dos ensaios de caracterização do solo e dos lodos utilizados. Apesar de serem resultados considerados preliminares, uma vez que foram feitas coletas de lodo em apenas duas datas, percebeu-se que, salvo algumas exceções, o LD2 e respectivas cinzas apresentaram-se com maiores concentrações de metais e maiores concentrações de radionuclídeos do que o LD1 e ambos com maiores concentrações de metais que o solo. Com base apenas nos resultados desses ensaios as principais conclusões são de que o LD2, por ter apresentado concentração acima do limite fixado na norma P-4230 para o elemento níquel (CETESB, 1999), não poderia, por exemplo, ser utilizado na melhoria de solos agrícolas. Segundo análise mais detalhada (Nuvolari, 2002), os níveis de radioatividade também desaconselhariam o uso das cinzas do LD2 na fabricação de tijolos cerâmicos. PALAVRAS-CHAVE: Caracterização de lodo de esgoto sanitário, elementos potencialmente tóxicos, radioatividade, uso em tijolo s cerâmicos INTRODUÇÃO As vazões coletadas nas redes de esgoto sanitário vão aumentando na mesma proporção de crescimento populacional das cidades. É desejável que se faça o tratamento do esgoto para evitar a poluição dos rios e mananciais e/ou a disseminação de doenças de veiculação hídrica. Quando o esgoto é tratado, dependendo da técnica de tratamento utilizada, o lodo resultante vai sendo gerado também em quantidades cada vez maiores. O lodo de esgoto sanitário é, portanto, o resíduo gerado nas Estações de Tratamento de Esgoto (ETEs), como resultado da remoção dos sólidos sedimentáveis e dissolvidos, contidos nesse esgoto, acrescidos dos sólidos biológicos gerados e dos produtos químicos eventualmente incluídos no processo de tratamento. O lodo, ao ser retirado do fundo dos decantadores primários e secundários, passa geralmente por unidades adicionais de espessamento (para diminuir a quantidade de água) e digestão (normalmente digestores anaeróbios) para diminuir a putrescibilidade. Após passar pelos digestores, o lodo é ainda um líquido viscoso, com teor de sólidos totais da ordem de 2 % a 10 %, sendo que cerca de 60 a 70 % desses sólidos são de natureza orgânica. Para facilitar e diminuir o volume de transporte e de destino final, é prática comum promo ver-se o desaguamento do lodo com a utilização de equipamentos mecânicos ou mesmo em leitos de secagem. Obtém-se, a partir dessa operação, um resíduo ainda úmido (torta), que apresenta um teor de sólidos da ordem de 15 % a 40 %, ou, em outras palavras, uma percentagem de umidade de 60 % a 85 % (Viessman e Hammer, 1985).

Os europeus estimam a produção de lodo, para fins de planejamento, em cerca de 82 g.hab-1.dia-1 em base seca (Vincent e Critchley, 1984). Pelas quantidades geradas, pela possibilidade do mesmo conter organismos patogênicos e, às vezes, níveis preocupantes de nitratos ou de elementos potencialmente tóxicos, o destino final do lodo de esgoto tornou-se um sério problema econômico e ambiental, em nível mundial. Na maioria dos casos esse tipo de resíduo vinha sendo descartado em aterros sanitários ou mesmo em aterros específicos. No entanto, nas últimas décadas, tem sido incentivado o seu uso, principalmente como condicionador de solos agrícolas, desde que respeitados certos limites ambientais e sanitários, referentes à eventual presença em excesso de elementos potencialmente tóxicos, de nitratos e de microrganismos patogênicos (Vincent e Critchley, 1984; Hemphill, 1992; Mathews, 1992, 1995 e 1998; Bridle e Mantele, 2000; Campbel, 2000). Outros usos, talvez menos nobres mas não menos importantes, também têm sido relatados, tais como a utilização em cerâmica (na fabricação de tijolos, agregados leves para concreto e vidros cerâmicos), como filler na fabricação de cimento e até na produção de óleo combustível (Brosch et. al., 1976; Brian, 1984-a e b; Alleman e Berman, 1984; Bridle e Campbell, 1984; Tay, 1987; Alleman et. al. 1990; Tay e Show, 1991; Tay, Yip e Show, 1991; Slim e Wakefield, 1991; Trauner, 1993; Tay e Show, 1994 ; Anderson et. al. 1996; Tay e Show, 1997; Endo et. al, 1997; Okuno e Takahashi, 1997; Wiebusch e Seyfried, 1997; Wiebusch et al., 1998; Onaka, 2000; He et. al., 2000). Deve-se ressaltar que, para utilização em cerâmica, há uma tendência atual de se utilizar as cinzas resultantes da incineração do lodo, ao invés do lodo apenas seco a 105 ºC ou mesmo da torta, que é a maneira pela qual esse resíduo é geralmente obtido nas estações de tratamento de esgoto. Em algumas cidades a prática de incineração do lodo, apesar de apresentar ainda um custo elevado, vem sendo cada vez mais utilizada e visa diminuir ainda mais os volumes para o seu destino final (O´Dette, 1999). Atualmente, a maioria dos pesquisadores utilizam a mistura das cinzas com argila, mas Okuno e Takahashi (1997) relatam uma instalação no Japão, já em escala de produção, utilizando 100 % de cinzas de lodo de esgoto. Com a utilização das cinzas, além da completa eliminação dos patogênicos, que poderiam vir a causar problemas na manipulação do resíduo, têm sido obtidos melhores resultados em termos de tecnologia cerâmica. Porém deve-se tomar certos cuidados nessa utilização pois, nas cinzas, não só os elementos potencialmente tóxicos mas também os radionuclídeos apresentam-se ainda mais concentrados. Em toda a bibliografia consultada sobre a utilização de lodo em cerâmica, não se viu qualquer referência a estudos de radioatividade no lodo. Na verdade a radioatividade no lodo de esgoto sanitário começou a ser melhor estudada recentemente nos EUA, numa ação conjunta entre a USEPA - "United States Environmental Protection Agency" e o USNRC – "United States Nuclear Regulatory Commission", que se propuseram a determinar as concentrações de radioatividade presentes nos lodos de 300 ETEs selecionadas, daquele país (USEPA, 1999).

Os estudos sobre radioatividade no lodo de esgoto sanitário, nos EUA, passaram a ser desencadeados a partir de uma série de fatos relacionados com o gerenciamento de efluentes líquidos, contendo baixos níveis de radioatividade e cuja origem eram os reatores usados em pesquisas nas universidades. Até 1992, esses efluentes líquidos podiam ser diluidos e descartados na rede de esgoto, de acordo com o regulamento federal vigente. Em 1992, a USNRC, propôs um monitoramento desses efluentes líquidos de maneira a permitir que certos materiais fracamente radioativos, que vinham sendo lançados na rede de esgoto, passassem a ser imobilizados e dispostos em aterros sanitários municipais, juntamente com o lixo. Houve um grande clamor público a respeito dessa proposição, o qual conduziu, não só ao abandono da idéia mas também à exigência de instalação de detectores de raios gama nas grades de carregamento, localizadas na entrada dos aterros sanitários. Essa medida visava a assegurar que tais materiais não fossem depositados nos aterros sanitários. Durante o inverno de 1992, uma descarga líquida, proveniente do tanque do reator de pesquisa de uma Universidade em Cleveland, foi lançada na rede de esgoto, devidamente amparada nos regulamentos da USNRC. A prática de aplicar o lodo em solo agrícola, utilizada normalmente naquela cidade, não era factível por causa da neve e por esse motivo o lodo foi incinerado e as cinzas foram transportadas para o aterro sanitário da cidade, passando antes pelo detector de radioatividade. Por causa do nível de radioatividade detectado, o resíduo teve que retornar à origem (ETE), seguindo-se uma investigação a respeito do assunto pelo "Congress General Accounting Office". Concluiram que, apesar da descarga desse material na rede de esgoto ter sido uma operação amparada nos regulamentos federais, ocorreu uma reconcentração nas cinzas do lodo incinerado e passou-se a não mais permitir o descarte desse tipo de material na rede de esgoto (Marino, 1994, Martin e Fenner, 1997). Pelas pesquisas já realizadas sabe-se que os lodos de esgoto sanitário, assim como outros resíduos sólidos passíveis de utilização, como é o caso do fosfogesso, podem apresentar radioatividade acima de níveis considerados normais (Mazzilli e Saueia, 1999). Assim, de uma forma geral, a mistura de determinados resíduos em massas cerâmicas ou mesmo em concreto, cujo produto final venha a ser utilizado em unidades habitacionais, deve ser precedida de um estudo dos níveis de radioatividade presente nos mesmos (Beretka e Mathew, 1985). O objetivo desta pesquisa foi avaliar as condicionantes tecnológicas e ambientais da utilização de 2 diferentes tipos de lodos de esgoto sanitário (LD1 e LD2) e respectivas cinzas (CZ-LD1 e CZ-LD2), misturados a um solo argiloso, em diferentes proporções, visando a preparação de massas cerâmicas e a moldagem manual de tijolos maciços de tamanho reduzido (10 x 5 x 2,5 cm). Foram moldados 28 tijolos com a argila (testemunho), 28 tijolos para cada uma das massas cerâmicas preparadas com 10, 20 e 30 % de cada tipo de lodo na massa cerâmica e 20 tijolos com 10, 20, 30 e 40 % de cada tipo de cinzas de lodo na mistura (em peso e base seca), perfazendo um total de 356 corpos de prova. Foram avaliados os principais parâmetros da tecnologia cerâmica, em especial: massa específica, resistência à compressão, absorção d´água e retração; bem como as condicionantes ambientais; solubilização e lixiviação de metais e as concentrações de radioatividade. Fez-se a comparação dos resultados com padrões nacionais e/ou internacionais e a recomendação ou não da utilização desses tijolos na construção civil (Nuvolari, 2002). Neste trabalho são apresentados os resultados dos ensaios de caracterização do solo e dos

lodos utilizados, incluindo concentração de metais e de radionuclídeos. MATERIAIS E MÉTODOS Os lodos (LD1 e LD2) foram coletados em duas datas distintas, passados 37 dias de uma coleta para outra, na Estação de Tratamento de Esgoto Jesus Neto, operada pela SABESP e situada no Bairro do Ipiranga, na cidade de São Paulo. O LD1 é oriundo de um sistema convencional de lodos ativados e foi pré-condicionado com cal e cloreto férrico, como auxiliares na operação de desaguamento, feita em filtro-prensa de placas. O LD2 é oriundo de um reator anaeróbio de fluxo ascendente (UASB) e foi de saguado em leito de secagem, sem qualquer condicionamento químico. Na hora da coleta, os lodos apresentavam cor cinza-escura, tratando-se de resíduos semi-úmidos, também conhecidos por torta. Após a coleta foram secos em estufa a 105 ºC por um período de 24 horas, destorroados e passados em peneira com abertura de 2 mm. Parte deste material foi colocado em forno-mufla, sob temperaturas em estágios crescentes de 300 ºC, 600 ºC e de 900 ºC, permanecendo em cada estágio por um período de 1,5 horas, visando à obtenção das cinzas. O solo argiloso foi coletado num sítio situado no município de Nazaré Paulista, SP. Foi destorroado, seco ao ar e passado em peneira com abertura de 2 mm. Esses materiais foram devidamente armazenados em recipientes plásticos com tampa e posteriormente submetidos aos ensaios de caracterização. O solo foi caracterizado quanto à granulometria seguindo a NBR-7181; limite de plasticidade - NBR-7180; limite de liquidez - NBR-6459 (ABNT, 1984a, b e c); pH em água (Raij et al. 1987); argilo-minerais presentes (análise qualitativa por difratometria de raio X); concentração de elementos potencialmente tóxicos e outros metais com a preparação das amostras feitas em forno micro-ondas (método EPA-3051) e medidas de concentração por espectrometria de emissão atômica (ICP). Para as medidas de concentração dos radionuclídeos naturais tório (232Th), urânio (238U, 235U) e potássio (40K), utilizou-se um detector de radiação gama de iodeto de sódio dopado com tálio, modelo 802 (Canberra). Os lodos foram caracterizados quanto ao teor de sólidos totais e umidade pós-coleta (método gravimétrico por secagem em estufa a 105 ºC); teor de sólidos voláteis (em forno mufla a 600 ºC por 1 hora); perda de massa na transformação em cinzas (a 900 ºC). Foram feitas ainda as determinações de pH em água; argilo-minerais presentes; concentração de elementos potencialmente tóxicos e outros metais; concentração dos radionuclídeos naturais; tório (232Th), urânio (238U, 235U) e potássio (40K), utilizando-se os mesmos procedimentos citados para o solo (para maiores detalhes ver Nuvolari, 2002). RESULTADOS E DISCUSSÕES Na Tabela 1 são apresentados os resultados para o lodo: teor de sólidos totais (ST); umidade referenciada à massa total seca (h1); umidade referenciada à massa total úmida (h2); teor de sólidos voláteis (SV) e perda de massa na transformação do lodo (seco a 105 ºC) em cinzas (D M,900).

Tabela 1 - Resultados dos ensaios: ST, h1, h2, SV e D M,900 realizados nos lodos de esgoto Tipo de lodo ST UMIDADE [%] SV D M,900 (%) h1 h2 [%] [%] LD1 - 1ª coleta 39,9 150,9 60,1 39,2 - LD1 - 2ª coleta 33,2 201,3 66,8 35,1 41,0

LD2 - 1ª coleta 51,4 94,7 48,6 52,9 - LD2 - 2ª coleta 46,5 115,2 53,5 49,4 48,1 Os resultados apresentados na Tabela 1 mostram que o LD1 (lodo desaguado em filtro-prensa de placas e pré-condicionado com cal e cloreto férrico), apresentou menor ST, maiores percentuais de umidade, menor teor de sólidos voláteis e menor perda de massa quando transformado em cinzas do que o LD2 (lodo desaguado em leito de secagem sem nenhum condicionamento químico). As diferenças entre os teores de umidade e de sólidos totais obtidos para o LD1 e para o LD2 são, de certa forma, característicos dos métodos de desaguamento. Já as diferenças verificadas para o teor de sólidos voláteis e perda de massa a 900 ºC talvez possam ser explicadas pela presença dos produtos químicos (cal e cloreto férrico), utilizados no pré-condicionamento do LD1. O solo apresentou coloração amarelo -alaranjada e no ensaio de granulometria revelou possuir 61 % de areia, 5 % de silte e 34 % de argila; o limite de plasticidade (LP) foi de 25,4 %; o limite de liquidez (LL) de 37,4 % e o índice de plasticidade (IP = LL – LP) de 12,0 %. Adotando-se o método de classificação BPR - "Bureau of Public Roads", trata-se de um solo argiloso, constituido de argila inorgânica de mediana plasticidade e resistência, do tipo A6 (Vargas, 1977). Esta classificação permite inferir que a utilização deste solo para fazer tijolos cerâmicos resultar ia em um produto final de mediana resistência, ou seja, que existem solos que poderiam apresentar resistência maior do que este utilizado. Na Tabela 2 apresenta-se os resultados dos ensaios complementares de caracterização do solo, do lodo e respectivas cinzas. Os valores de pH foram obtidos a partir da média de 3

amostras. No caso dos lodos, o primeiro valor foi o da 1ª coleta e o 2º valor o da 2ª coleta. No caso das cinzas apresentou-se um valor único pois as cinzas foram obtidas com o material da 2ª coleta. Tabela 2 - Resultados dos ensaios complementares de caracterização do solo, dos lodos e suas cinzas Discriminação dos ensaios realizados RESULTADOS solo LD1 CZ-LD1 LD2 CZ-LD2 pH (em água destilada e deionizada) 5,1 8,6 e 9,2 10,2 4,6 e 5,4 3,8 DRX - Ensaio qualitativo por Difratometria de Raios X A análise da amostra de solo revelou a presença de óxido de silício (quartzo alfa); hidróxido de alumínio (gibbsita); mineral do grupo da caulinita; mineral do grupo das micas (provavelmente muscovita) e mineral do grupo dos feldspatos (provavelmente microclínio). A análise da amostra do LD1 (seco a 105 ºC): revelou a presença de óxido de silício (quartzo alfa); carbonato de cálcio (calcita); mineral do grupo das micas (provavelmente muscovita); silicato básico de magnésio (talco); sulfato de cálcio di-hidratado (gipso); mineral do grupo da caulinita; hidróxido de magnésio (brucita) e de material não cristalino.

A análise da amostra das cinzas do LD1 revelou a presença de carbonato de cálcio (calcita); óxido de silício (quartzo alfa); sulfato de cálcio (anidrita); mineral do grupo das micas (provavelmente muscovita); silicato básico de magnésio (talco) e de material não cristalino. A análise da amostra do LD2 (seco a 105 ºC) revelou a presença de óxido de silício (quartzo alfa); sulfato de cálcio hemi-hidratado (bassanita); mineral do grupo da caulinita; mineral do grupo das micas (provavelmente muscovita); silicato básico de magnésio (talco) e de material não cristalino. A análise da amostra das cinzas do LD2 revelou a presença de sulfato de cálcio (anidrita); óxido de silício (quartzo alfa); silicato básico de magnésio (talco); mineral do grupo das micas (provavelmente muscovita) e de material não cristalino. Concentração de elementos po-tencialmente tóxicos (EPTs) (1) UNID. RESULTADOS SOLO LD1 LD2 CZ-LD1 CZ-LD2 LIMITE (2) Arsênio (As) (mg/kg) 0,27 2,26 5,72 4,24 7,00

75 Cádmio (Cd) (mg/kg) 0,39 0,52 1,03 1,28 1,56 85 Chumbo (Pb) (mg/kg) 2,53 57,6 24,7 67,6 39,8 840 Cobre (Cu) (mg/kg) 4,07 13,8

557 261 673 4 300 Cromo (Cr) (mg/kg) 19,6 54,3 625 311 977 3 000 Níquel (Ni) (mg/kg) 2,73 18,7 739 148 1 096 420 Selênio

(Se) (mg/kg) 1,21 0,80 0,94 1,64 2,07 100 Zinco (Zn) (mg/kg) 14,5 369 1 649 1 136 1 981 7 500 Concentração de outros metais (1) UNID. SOLO LD1 LD2 CZ-LD1 CZ-LD2

Alumínio (Al) (mg/kg) 63 900 30 848 42 480 50 166 88 996 Bário (Ba) (mg/kg) 31,3 41,5 418 219 619 Cálcio (Ca) (mg/kg) 771 100167 6 930 98 087

26 715 Ferro (Fe) (mg/kg) 20 000 20 808 34 450 63 635 59 720 Magnésio (Mg) (mg/kg) 414 8 433 1 258 3 024 2 921 Manganês (Mn) (mg/kg) 39,2 521 77,1 156

179 Potássio (K) (mg/kg) 796 1 996 732 1 219 3 016 Silício (Si) (mg/kg) 120 581 257 76,6 305 Sódio (Na) (mg/kg) 215 185 227

672 1 235 Titânio (Ti) (mg/kg) 132 1 507 1 024 2 700 2 127 Conc. de radionuclídeos naturais (1) UNID. SOLO LD1 LD2 CZ-LD1 CZ-LD2 Tório-232 232Th (mg/kg) 17,5 13,1 35,3 -

- Urânio natural Unat. = 238U + 235U (mg/kg) 4,6 4,8 12,8 - - Potássio-40 40K (mg/kg) 913,1 1 062,5 1 826,2 - - OBSERVAÇÕES: 1. Os resultados dos ensaios de EPTs, demais metais e radionuclídeos são apresentados em mg do elemento por kg de resíduo. Os valores em destaque (fundo amarelo) indicam que o limite foi ultrapassado. 2. Os limites apresentados para os EPTs são os do código norte-americano CFR-40 parte 503 (USEPA, 1993). A norma P-4230 (CETESB, 1999) também estabelece os mesmos limites máximos para aproveitamento de lodo em solos agrícolas, com exceção do cromo, para o qual ainda não fixou valores. Notar que, para o LD2 e suas cinzas, foram ultrapassados os limites para o elemento níquel, sendo, portanto, contra- indicado um eventual uso do LD2 na melhoria de solos agrícolas.

Como os lodos são de uma mesma ETE, a diferença observada nos valores de pH entre o LD1 (de caráter básico) e o LD2 (ácido) são, certamente, devidos à presença da cal utilizada no pré-condicionamento para o desaguamento do LD1. Sabe-se que o pH influencia na solubilização de metais e que, para a maioria deles, quanto menor o pH maior a concentração de íons metálicos no líquido (exceção do cromo e do vanádio). Esses resultados levavam a crer que os tijolos feitos com o LD1 e suas cinzas deveriam apresentar um caráter básico (mais favorável para a maioria dos metais) e com o LD2 um caráter ácido. Isso foi constatado para os tijolos feitos com 40 % de cinzas do LD1 e LD2. Obteve -se um valo r de pH = 8,6 no início do ensaio de lixiviação para os tijolos feitos com 40 % de cinzas do LD1 e um valor de pH = 5,4 para os tijolos feitos com 40 % de cinzas do LD2 (Nuvolari, 2000). Por outro lado, se o objetivo fosse o aproveitamento destes lodos em solos agrícolas, o LD1 poderia ser usado para corrigir o pH de solos ácidos e o LD2 o de solos alcalinos, caso este último não apresentasse excesso de níquel. Quanto aos EPTs (elementos potencialmente tóxicos) verificou-se que, com exceção do selênio, as concentrações obtidas para o solo foram menores do que para os lodos e respectivas cinzas e que as cinzas apresentaram-se mais concentradas em EPTs do que os lodos secos a 105º C (o que pode ser considerado um resultado normal). O LD2 e suas cinzas apresentaram maior concentração de EPTs que o LD1 e cinzas, com exceção do chumbo. No caso do elemento níquel o LD2 e suas cinzas ultrapassaram os limites da norma CETESB P-4230, contra- indicando um eventual uso agrícola desse resíduo. Quanto às concentrações de radionuclídeos naturais (232Th, 238U + 235U, 40K), verificou-se que o solo e o LD1 apresentaram valores considerados normais e que o LD2 apresentou valores: 2,7 maior do que o LD2 para o tório e para o urânio e 1,7 maior para o potássio. As razões para estas diferenças podem ter sido a inclusão de produtos químicos no processamento do LD1, aliada a fenômenos de precipitação ligados à presença de sulfetos no reator anaeróbio. Essas hipóteses, no entanto, teriam que ser confirmadas através de pesquisas adicionais. CONCLUSÕES E RECOMENDAÇÕES Apesar dos resultados aqui apresentados serem considerados preliminares, uma vez que foram feitas coletas de lodo em apenas duas datas, com um intervalo de apenas 37 dias entre a primeira e a segunda coletas, percebeu-se que, salvo algumas exceções, o LD2 e respectivas cinzas apresentaram-se com maiores concentrações de metais e maiores concentrações de radionuclídeos do que o LD1 e ambos com maiores concentrações de metais que o solo. Com base apenas nos resultados desses ensaios as principais conclusões são de que o LD2, por ter apresentado concentração acima do limite fixado na norma P-4230 para o elemento níquel (CETESB, 1999), não poderia, por exemplo, ser utilizado na melhoria de solos agrícolas. Segundo análise mais detalhada (Nuvolari, 2002), os níveis de radioatividade também desaconselhariam o uso das cinzas do LD2 na fabricação de tijolos cerâmicos.

Caso a SABESP pretenda utilizar esses lodos, recomenda-se que a mesma estabeleça um plano de coleta e monitoramento para melhor caracterização dos mesmos ao longo do tempo, de forma a obter dados mais confiáveis, que investigue as fontes de descarga de níquel nessa bacia contribuinte e que sejam feitas pesquisas adicionais para se descobrir as razões para que o LD2 apresente maior concentração de EPTs e de radionuclídeos do que o LD1. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ABNT – Associação Brasileira de Normas Técnicas - NBR-6459 - Solo – Determinação do limite de liquidez – Método de ensaio. Rio de Janeiro : ABNT, out-1984a. 6p.; ____ NBR-7180 - Solo – Determinação do limite de plasticidade – Método de ensaio. Rio de Janeiro : ABNT, out-1984b. 3p. ____ NBR-7181 - Solo – Análise granulométrica – Método de ensaio. Rio de Janeiro :ABNT, 1984c. 13p. ALLEMAN, James E. e BERMAN, Neil A. Constructive sludge management: Biobrick In.: Journal of Environmental Engineering, v.110, n. 2, April 1984; ALLEMAN, J. E., BRIAN, E. H., STUMM, T. A., MARLOW, W. W. e HOCEVAR, R. C. Sludge-amended brick production – applicability for metal-laden residues. In.: Water Science and Technology v.22. n12. 1990; ANDERSON, M., SKERRATT, R.G., TOMAS, J. P. e CLAY, S. D. Case study involving fluidised bed incinerator sludge ash as a partial clay substitute in brick manufacture. In.: Water Science and Technology. v34. n3-4, 1996; BERETKA, J. e MATHEW, P. J. Natural radioactivity of Australian building materials, industrial wastes and by products. In.: Health Phys. 48. p.87-95. 1985 BRIAN, E. H. Biobricks and innovation. In.: Biocycle. v25. n4. p.48-48. 1984-a; BRIAN, E. H. Biobricks become a construction reality. In.: Water Engineering and Management v131. n3. p.38. 1984-b; BRIDLE, T. R. e CAMPBELL, H. W. Conversion of sewage sludge to liquid fuel. In.: Procedings of 7th Annual AQTE Conference : Montreal – Quebec, 1984; BRIDLE, T. e MANTELE, S.S. Assessment of sludge reuse options: a life-cycle aproach. In.: Water Science and Technology. v41, n8. p131-135, 2000; BROSCH, C.D., ALVARINHO, S.B. e SOUZA, H.R. Produção de Agregado Leve a partir de Lodo de Esgoto. In: Revista DAE n. 104, p.53-58, 1976;

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