Sarah Dario Alves Daflon AVALIAÇÃO E IDENTIFICAÇÃO DE...
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UNIVERSIDADE FEDERAL DO RIO DE JANEIRO
ESCOLA DE QUÍMICA
PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO EM TECNOLOGIA DE
PROCESSOS QUÍMICOS E BIOQUÍMICOS
Sarah Dario Alves Daflon
AVALIAÇÃO E IDENTIFICAÇÃO DE TOXICIDADE (AIT) EM
EFLUENTE DE UMA REFINARIA DE PETRÓLEO VISANDO À
REMOÇÃO DE TOXICIDADE CRÔNICA
Rio de Janeiro
2015
Sarah Dario Alves Daflon
AVALIAÇÃO E IDENTIFICAÇÃO DE TOXICIDADE (AIT) EM
EFLUENTE DE UMA REFINARIA DE PETRÓLEO VISANDO À
REMOÇÃO DE TOXICIDADE CRÔNICA
Tese apresentada ao Programa de Pós-
Graduação em Tecnologias de Processos
Químicos e Bioquímicos, Escola de Química,
Universidade Federal do Rio de Janeiro, como
parte dos requisitos necessários à obtenção de
grau de Doutor em Processos Químicos e
Bioquímicos.
Orientadores: Juacyara Carbonelli Campos (EQ- UFRJ)
Clarice Maria Rispoli Botta (USP-São Carlos)
Rio de Janeiro
2015
Agradecimento à ANP/FINEP/MCT
Este trabalho foi realizado com o apoio financeiro da Agência Nacional do Petróleo, Gás Natural e
Biocombustíveis – ANP, e da Financiadora de Estudos e Projetos – FINEP e do Ministério da
Ciência e Tecnologia – MCT, por meio do Programa de Recursos Humanos da ANP para o Setor
de Petróleo, Gás e Biocombustíveis.
AGRADECIMENTOS
A Deus por me dar força de chegar até aqui e pelas bênçãos recebidas.
Ao meu companheiro e amigo Kleber, que me apoiou, incentivou e acompanhou todo o trabalho
de perto. Obrigada pela parceria.
À minha família, principalmente meus pais pela educação dada desde a infância e por me mostrar
o que é ser perseverante acima de tudo. Obrigada pela compreensão quando estive ausente tantas
vezes.
Às minhas orientadoras Dra. Juacyara Carbonelli Campos e Dra. Clarice Botta, fundamentais
nessa caminhada. Obrigada pela paciência e pelos ensinamentos.
Ao amigo Igor Lopes Guerra pela imensa contribuição nos ensaios, sua ajuda foi fundamental.
Aos colegas do LABTARE (UFRJ) que contribuíram com muitos dos ensaios realizados.
Aos professores da Escola de Química, que muito contribuíram para a minha formação acadêmica
e profissional.
Aos colegas do Centro de Pesquisa da Petrobras (CENPES), Ana Cláudia, Vânia, Eleine, Priscila,
Sônia e Vivian, pela colaboração das amostras fornecidas e dos dados quando solicitados. Ao
querido amigo Bruno pelos ensinamentos em estatística.
Ao programa de recursos humanos da ANP (PRH-41) pela bolsa fornecida e por todo o fomento
dado à pesquisa com análises químicas e equipamentos, que sem dúvida nenhuma, foram
imprescindíveis para o estudo. Obrigada profa. Cláudia pela oportunidade e incentivo e obrigada
prof. Newton, pelos ensinamentos e carinho.
Às diretoras do LABTOX Maria Cristina, Leila e Márcia pelo apoio sempre dado. Devo muito
dessa tese a vocês, sempre presentes e torcendo por mim. Obrigada por tudo, principalmente pelo
carinho.
À amiga Viviane Luiz, pelos treinamentos, paciência, apoio, carinho e principalmente
cumplicidade.
À amiga Renata pelo imenso apoio dado no cultivo dos organismos e às amigas Ellen e Samyra
pela ajuda nos momentos difíceis e companheirismo.
Aos demais colegas do LABTOX que contribuíram muito com os testes, principalmente aos finais
de semana. Obrigada pela torcida. Trabalhar com vocês foi muito prazeroso.
À minha querida amiga Patrícia por contribuir com a formatação e revisão de mais um trabalho.
RESUMO
Refinarias de petróleo produzem efluentes, que se descartados sem o tratamento adequado podem
causar efeitos deletérios sobre organismos aquáticos. De uma maneira geral, o tratamento
convencional de efluentes de refinaria, é capaz de remover a toxicidade aguda dos mesmos,
entretanto, é comum que o efluente ainda permaneça com toxicidade crônica. A necessidade da
remoção dessa toxicidade visando a proteção da vida aquática e o enquadramento do efluente
perante a legislação ambiental, direciona os esforços das refinarias na busca dos principais
suspeitos pela toxicidade remanescente de seus efluentes para então, investir em tecnologias de
tratamento adequadas e eficazes. O presente estudo objetivou identificar os poluentes responsáveis
pela toxicidade crônica do efluente de uma refinaria brasileira e propor métodos de tratamentos
avançados para removê-la. Foi utilizado o método de Avaliação e Identificação de Toxicidade
(AIT) e os resultados apontaram que os principais responsáveis pela toxicidade crônica encontrada
no efluente de estudo foram os metais níquel, chumbo, zinco e especialmente o cobre, que obteve
maior correlação com a toxicidade encontrada no efluente. Entretanto, outros compostos tóxicos
encontram-se presentes no efluente e contribuem, em menor grau, para a toxicidade do mesmo,
dentre os quais podem ser citados os HPAs e o nitrigênio amoniacal. Os tratamentos avaliados
para a remoção da toxicidade crônica de forma eficaz foram filtração em membranas e
subsequente adsorção em carvão ativado (em caso de toxicidade crônica remanescente após a
etapa de filtração). O método de AIT combinado com os métodos de tratamento avançados
utilizados no presente estudo, demonstrou ser uma ferramenta muito eficaz quando aplicado ao
tratamento de efluente quando o objetivo principal for a remoção de toxicidade e enquadramento
ambiental do efluente.
Palavras-chaves: Efluente de refinaria, toxicidade crônica, contaminantes suspeitos, tratamentos
avançados.
ABSTRACT
Petroleum refineries produce liquid effluents that, if released without appropriate treatment, can
cause deleterious effects to aquatic organisms. In general, their conventional effluent treatment is
able to remove acute toxicity, however, it is not uncommon that chronic toxicity still remains in
the effluent. The need of removing this toxicity to aquatic life protection in compliance to
environmental regulations, directs the refineries efforts to identification of the main suspects for
this remaining toxicity, so that they can invest in appropriate and effective treatment technologies.
This study aimed at identifying the pollutants responsible for the chronic toxicity in a Brazilian
refinery effluent and proposes advanced treatment technologies to remove it. The Toxicity
Identification and Evaluation (TIE) method was performed and the results showed that the main
responsible for chronic toxicity were nickel, lead, zinc and especially copper, which had the
highest correlation with toxicity found in the effluent. However, other toxic compounds are
present in the effluent and contribute (with a minor degree) for the toxicity, among them, PAH and
nitrogen ammonia may be cited. The most effective treatments evaluated for chronic toxicity
removal were membranes filtration and subsequent adsorption on activated carbon (used in the
case of remaining toxicity after the filtration step). TIE method combined with advanced treatment
methods applied in the present study, demonstrated to be a very effective tool when chronic
toxicity removal and environmental agency compliance are the main target.
Key-words: Refinery effluent, chronic toxicity, suspects contaminants, advanced treatments.
SUMÁRIO
1. INTRODUÇÃO E OBJETIVOS .................................................................................. 18
2. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ..................................................................................... 22
2.1. ECOTOXICOLOGIA AQUÁTICA................................................................................ 22
2.1.1. Terminologia .......................................................................................................... 22
2.1.2. Conceitos em ecotoxicologia ................................................................................. 24
2.1.3. Fatores que influenciam na ecotoxicidade .......................................................... 24
2.1.4. Organismo-teste - Ceriodaphnia dubia ................................................................. 25
2.1.4.1. Ecotoxicidade de poluentes aquáticos ..................................................................... 28
2.2. AVALIAÇÃO E IDENTIFICAÇÃO DE TOXICIDADE (AIT) .................................... 39
2.2.1. Teste base ............................................................................................................... 40
2.2.2. Fase I – Caracterização ......................................................................................... 41
2.2.3. Fase II – Identificação ........................................................................................... 47
2.2.4. Fase III – Confirmação ......................................................................................... 49
2.2.5. Análise estatística de ensaios de toxicidade crônica em AIT ............................. 51
2.2.6. Uso do AIT como ferramenta na avaliação de efluentes. ................................... 51
2.3. EFLUENTES DE REFINARIA DE PETRÓLEO .......................................................... 55
2.3.1. Características do Petróleo ................................................................................... 55
2.3.2. Processos de refino de petróleo............................................................................. 57
2.3.3. Efluentes e contaminantes decorrentes dos processos de refino de petróleo ... 62
2.3.4. Toxicidade de efluente de refinaria de petróleo .................................................. 67
2.4. TECNOLOGIAS AVANÇADAS DE TRATAMENTO DE EFLUENTES .................. 71
2.4.1. Adsorção em carvão ativado ................................................................................. 71
2.4.1.1. Isoterma de adsorção de Freundlich ........................................................................ 74
2.4.1.2. Uso de adsorção em carvão ativado aplicado a efluentes de refinaria de petróleo . 75
2.4.2. Filtração em membranas ...................................................................................... 76
3. MATERIAIS E MÉTODOS ......................................................................................... 80
3.1. ESTUDO DE CASO: UMA REFINARIA BRASILEIRA DA REGIÃO SUDESTE ... 80
3.1.1. Estação de tratamento de efluentes da refinaria (convencional e piloto) ......... 80
3.2. COLETA, FREQUÊNCIA DE AMOSTRAGEM E ESQUEMATIZAÇÃO DOS
ENSAIOS ............................................................................................................................... 83
3.3. ANÁLISE QUÍMICA E PRESERVAÇÃO DAS AMOSTRAS .................................... 85
3.4. METODOLOGIA DOS ENSAIOS ECOTOXICOLÓGICOS CRÔNICOS .................. 89
3.4.1. Cultivo e manutenção dos organismos-teste no laboratório .............................. 89
3.4.1.1. Controle de qualidade dos organismos-teste. .......................................................... 90
3.4.1.2. Método de ensaio e análise estatística ..................................................................... 90
3.5. ENSAIOS DE AVALIAÇÃO E IDENTIFICAÇÃO DE TOXICIDADE (AIT) ........... 92
3.5.1. Fase I - Caracterização.......................................................................................... 92
3.5.2. Fase II – Identificação ......................................................................................... 108
3.5.3. Fase III – Confirmação ....................................................................................... 109
3.6. ENSAIOS COM TRATAMENTO AVANÇADO DO EFLUENTE............................ 111
3.6.1. Ensaio com filtração com membranas ............................................................... 111
3.6.2. Ensaio com Carvão Ativado ............................................................................... 112
3.6.2.1. Caracterização do carvão utilizado em estudo ...................................................... 112
3.6.2.2. Ensaio de adsorção ................................................................................................ 114
4. RESULTADOS E DISCUSSÃO ................................................................................ 115
4.1. CONTROLE DE QUALIDADE DO ORGANISMO-TESTE ..................................... 115
4.2. ENSAIOS DE TOXICIDADE CRÔNICA ................................................................... 116
4.3. ENSAIOS DE AVALIAÇÃO E IDENTIFICAÇÃO DE TOXICIDADE (AIT) ......... 120
4.3.1. Análise de AIT com a amostra de 16/06/2014 ................................................... 120
4.3.2. Análise de AIT com a amostra de 15/07/2014 ................................................... 122
4.3.3. Análise de AIT com a amostra de 08/10/2014 ................................................... 125
4.3.4. Análise de AIT com a amostra de 03/11/2014 ................................................... 130
4.3.5. Análise de AIT com a amostra de 06/01/2015 ................................................... 134
4.3.6. Fase III .................................................................................................................. 141
4.4. ENSAIOS COM TRATAMENTO AVANÇADO DO EFLUENTE............................ 151
4.4.1. Ensaio com membrana ........................................................................................ 151
4.4.2. Ensaios com carvão ativado ................................................................................ 153
4.5. LIMITES DOS POLUENTES PROPOSTOS PARA O EFLUENTE E ENSAIOS PARA
IDENTIFICAÇÃO DE TOXICIDADE EM CASO DE TOXICIDADE CRÔNICA
REMANESCENTE. ............................................................................................................. 156
5. CONCLUSÕES ........................................................................................................... 160
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ............................................................................. 162
ANEXO ................................................................................................................................ 181
APÊNDICE A ..................................................................................................................... 187
APÊNDICE B ..................................................................................................................... 188
LISTA DE FIGURAS
Figura 1. Fêmea de C. dubia adulta. ................................................................................................ 26
Figura 2. Efípio decorrente de estresse ambiental no cultivo. ......................................................... 27
Figura 3. Ciclo de vida de daphnídeos. ........................................................................................... 27
Figura 4. Estrutura dos 16 HPAs incluídos na lista de poluentes prioritários ................................. 36
Figura 5. As três fases do método de AIT e o propósito de cada uma delas. .................................. 40
Figura 6. Esquema das manipulações do AIT com ajuste de pH (Adaptado de USEPA, 1992)..... 42
Figura 7. Redução da toxicidade de metais para C. dubia em resposta à adição do EDTA e o
tiossulfato de sódio (Adaptado de Hockett e Mount, 1996). ........................................................... 52
Figura 8. Processos de refino de petróleo. (Brasil et al., 2012)....................................................... 58
Figura 9. Processos físicos no refino de petróleo. (Brasil et al., 2012; Mariano, 2001). ................ 59
Figura 10. Processo de conversão química de refino de petróleo. (Brasil et al., 2012). ................. 60
Figura 11. Processos de tratamento no refino de petróleo. (Brasil et al., 2012). ............................ 61
Figura 12. Processos auxiliares no refino de petróleo. (Brasil et al., 2012). ................................... 62
Figura 13. Vista esquemática da estrutura interna de uma partícula de carvão ativado. (Adaptado
de Metcalf e Eddy, 2003). ............................................................................................................... 72
Figura 14. Sistema convencional de tratamento da refinaria. (Adaptado de Torres et al., 2008). .. 81
Figura 15. Sistema piloto de tratamento avançado de efluente. (Adaptado de Santiago, 2010). .... 82
Figura 16. Pontos de coleta dos ensaios de toxicidade crônica e ensaios de AIT. (Adaptado de
Santiago, 2010). ............................................................................................................................... 83
Figura 17. Esquema do teste base .................................................................................................... 95
Figura 18. Teste de adição de EDTA .............................................................................................. 97
Figura 19. Teste de adição de tiossulfato de sódio .......................................................................... 98
Figura 20. Teste de aeração sem ajuste de pH ................................................................................. 99
Figura 21. Teste de aeração com ajuste de pH .............................................................................. 100
Figura 22. Condicionamento da coluna ......................................................................................... 102
Figura 23. Recondicionamento da coluna 18. ............................................................................... 103
Figura 24. Recondicionamento da coluna 18. ............................................................................... 104
Figura 25. Adição da amostra na coluna C18. ............................................................................... 104
Figura 26. Concentração da amostra na coluna C18. .................................................................... 105
Figura 27. Procedimento utilizado nos processos de aeração, coluna C18 e filtração com ajuste de
pH. ................................................................................................................................................. 106
Figura 28. Efluente concentrado na coluna ................................................................................... 107
Figura 29. Eluato da coluna ........................................................................................................... 107
Figura 30. Esquema de filtração por membranas. ......................................................................... 111
Figura 31. Carvão ativado granular (Bonechar, 2015). ................................................................. 113
Figura 32. Microfotografia eletrônica do carvão ativado (Bonechar, 2015). ................................ 114
Figura 33. Carta-controle de Ceriodaphnia dubia para o período de 2013-2015 ......................... 115
Figura 34. Gráfico de correlação da toxicidade do cobre com a toxicidade encontrada no efluente
medido em unidades tóxicas (UT). ................................................................................................ 144
Figura 35. Gráfico de correlação da toxicidade do zinco com a toxicidade encontrada no efluente
medido em unidades tóxicas (UT). ................................................................................................ 146
Figura 36. Gráfico de correlação da toxicidade do níquel com a toxicidade encontrada no efluente
medido em unidades tóxicas (UT). ................................................................................................ 148
Figura 37. Tratamento convencional da refinaria e proposta de tratamento para remoção de
toxicidade crônica. ......................................................................................................................... 150
Figura 38. Resultados de fluxo de permeado em célula batelada para amostras do efluente
biotratado de refinaria. Pressão de operação: 5 bar. Membrana: UF 10kDa. Temperatura: 25ºC. 151
Figura 39. Testes propostos para detecção dos contaminantes encontrados no efluente na presença
de toxicidade crônica ..................................................................................................................... 159
Figura 40. Isoterma de Freundlich do cobre em água destilada .................................................... 188
Figura 41. Isoterma de Freundlich dos metais cobre, chumbo, níquel e zinco em água destilada 189
LISTA DE TABELAS
Tabela 1. Previsão de especiação de diferentes metais em diferentes valores de pH. (Adaptado de
Van Sprang e Janssen, 2001). .......................................................................................................... 30
Tabela 2. Valores de toxicidade aguda de metais para cladóceros .................................................. 32
Tabela 3. Porcentagem de amônia não ionizada (NH3) em diferentes valores de pH. (Adaptado de
USEPA, 1979). ................................................................................................................................ 34
Tabela 4. Valores de toxicidade aguda de HPAs............................................................................. 38
Tabela 5. Valores de toxicidade crônica de HPAs para Ceriodaphnia dubia (BISSON et al., 2000)
......................................................................................................................................................... 39
Tabela 6. Composição média do petróleo (SPEIGHT, 1991) ......................................................... 56
Tabela 7. Composição dos diferentes tipos de petróleo cru. (Adaptado de Ancheyta, 2011). ........ 57
Tabela 8. Etapas do processo de refino do petróleo e os efluentes, resíduos e emissões gerados.
(Adaptado de Mariano, 2001). ......................................................................................................... 63
Tabela 9. Concentração média dos metais encontrados em efluentes de refinaria. (Adaptado de
Braile, 1979). ................................................................................................................................... 64
Tabela 10. Concentração de contaminantes nas correntes de cada processo de refino e na corrente
final. (Adaptado de Sarathy et al., 2002). ........................................................................................ 65
Tabela 11. Caracterização de efluentes brutos de diversas refinarias no mundo (Adaptado de
Mizzouria e Shaaban, 2013). ........................................................................................................... 66
Tabela 12. Composição média do efluente tratado de uma refinaria brasileira por período de oito
meses (Adaptado de Jacob-Lopes e Franco, 2013). ........................................................................ 67
Tabela 13. Remoção de metais pesados por carvão ativado em um efluente de refinaria. (Adaptado
de Eckenfelder, 2000). ..................................................................................................................... 75
Tabela 14. Classificação e aplicações dos diversos processos de filtração por membranas.
(Adaptado de Habert et al., 2006). .................................................................................................. 77
Tabela 15. Unidades de processo da refinaria da refinaria e os produtos gerados em cada processo.
(Szklo, 2005). .................................................................................................................................. 80
Tabela 16. Método das análises químicas realizadas e o laboratório responsável. ......................... 85
Tabela 17. Preservação das amostras para análises químicas. ........................................................ 87
Tabela 18. Composição química da água de manutenção dos organismos. .................................... 89
Tabela 19. Resumo das condições de ensaio de toxicidade crônica com Ceriodaphnia dubia ...... 91
Tabela 20. Fases de AIT realizadas nas amostras coletadas após o tratamento .............................. 92
Tabela 21. Esquema de preparo do teste de adição de EDTA ......................................................... 96
Tabela 22. Esquema de preparo do teste de adição de tiossulfato de sódio .................................... 98
Tabela 23. Especificação da membrana de utilizada nas filtrações do presente estudo. (Nadir ® -
Fornecedor da Membrana). ........................................................................................................... 112
Tabela 24. Especificações do carvão ativado de osso animal. (Bonechar, 2015). ........................ 113
Tabela 25. Análise físico-química e toxicidade crônica das amostras biotratadas (saída do
biodisco) no período de Novembro/2013 a Maio/2015 ................................................................. 117
Tabela 26. Análise físico-química e toxicidade crônica das amostras coletadas na saída da planta
piloto (após EDR) no período de Novembro/2013 a Maio/2015. ................................................. 119
Tabela 27. Resultado da Fase I com a amostra de 16/06/2014...................................................... 121
Tabela 28. Resultado da Fase I com a amostra de 15/07/2014...................................................... 123
Tabela 29. Resultado da Fase I com a amostra de 08/10/2014...................................................... 125
Tabela 30. Resultados das análises químicas realizadas com a amostra de 08/10/2014 - parâmetros
inorgânicos .................................................................................................................................... 127
Tabela 31. Resultados das análises químicas realizadas com a amostra de 08/10/2014 – parâmetros
orgânicos. ....................................................................................................................................... 128
Tabela 32. Resultado da Fase I com a amostra de 03/11/2014...................................................... 130
Tabela 33. Resultados das análises químicas realizadas com a amostra de 03/11/2014-parâmetros
inorgânicos .................................................................................................................................... 132
Tabela 34. Resultados das análises químicas realizadas com a amostra de 03/11/2014 – parâmetros
orgânicos ........................................................................................................................................ 133
Tabela 35. Resultado da Fase I com a amostra de 06/01/2015...................................................... 135
Tabela 36. Resultados das análises químicas realizadas com a amostra de 06/01/2015 – parâmetros
inorgânicos .................................................................................................................................... 136
Tabela 37. Resultados das análises químicas realizadas com a amostra de 06/01/2015 – parâmetros
orgânicos ........................................................................................................................................ 137
Tabela 38. Análise química dos metais presentes na amostra antes e depois da filtração. ........... 138
Tabela 39. Resumo dos resultados dos ensaios de AIT das Fases I e II. ....................................... 139
Tabela 40. Análise de redução de toxicidade das amostras após adição de EDTA e tiossulfato de
sódio no período de Abril/2015 a Setembro/2015 e análises químicas correspondentes. ............. 141
Tabela 41. Resultado do ensaio de contaminação com os principais metais das amostras do
efluente avaliado. ........................................................................................................................... 143
Tabela 42. Resultado do cálculo da UT das amostras de efluente e da UT do cobre. ................... 144
Tabela 43. Resultado do cálculo da UT das amostras de efluente e da UT do zinco. ................... 146
Tabela 44. Resultado do cálculo da UT das amostras de efluente e da UT do níquel................... 147
Tabela 45. Comparação da toxicidade das amostras de efluente com a toxicidade das amostras
sintéticas preparadas no laboratório. ............................................................................................. 149
Tabela 46. Valores de SST e turbidez antes e depois da ultrafiltração ......................................... 151
Tabela 47. Análise de metais das amostras antes e depois das membranas. ................................. 152
Tabela 48. Valores de capacidade de adsorção ajustados da Isoterma de Freundlich e respectivos
coeficientes de regressão para o cobre adicionado em água destilada. ......................................... 153
Tabela 49. Valores de capacidade de adsorção ajustados da Isoterma de Freundlich e respectivos
coeficientes de regressão para os metais cobre, zinco, níquel e chumbo adicionados em água
destilada. ........................................................................................................................................ 154
Tabela 50. Remoção dos metais cobre, zinco e níquel da amostra de efluente de 20/07/15 após a
adição de diversas concentrações de carvão ativado e com avaliação de toxicidade crônica. ...... 155
Tabela 51. Recomendação de limites de concentração dos principais agentes tóxicos encontrados
no efluente para que o efluente não apresente toxicidade crônica. ............................................... 157
Tabela 52. Valores de limites de fator de toxicidade para Daphnia magna e Vibrio fischeri ....... 185
Tabela 53. Ensaio de contaminação dos metais suspeitos de causarem toxicidade ...................... 187
Tabela 54. Condições de preparo do efluente sintético simulando a amostra 03/11/2014 ............ 187
Tabela 55. Condições de preparo do efluente sintético simulando a amostra de 05/01/2015 ....... 187
Tabela 56. Fluxo de permeado e o tempo de permeação para diferentes amostras do efluente .... 188
LISTA DE QUADROS
Quadro 1. Categorias de agentes tóxicos caracterizados pelas diferentes manipulações da Fase I
(Adaptado de CETESB, 2010). ....................................................................................................... 43
Quadro 2. Data, ponto de coleta e objetivo das análises das amostras coletadas. ........................... 84
LISTA DE SIGLAS E SÍMBOLOS
ABNT Associação Brasileira de Normas Técnicas
AIT Avaliação e Identificação de Toxicidade
ANA Agência Nacional de Águas
ANP Agência Nacional de Petróleo
API American Petroleum Institute
ART Avaliação da Redução de Toxicidade
BTEX Benzeno, Tolueno, Etil-benzeno e Xileno
CE (I) 50 Concentração inicial que causa efeito a 50% dos organismos-testes
CI (I) 25 Concentração inicial que causa inibição a 50% de crescimento/reprodução
CL (I) 50 Concentração inicial que causa letalidade a 50% dos organismos-testes
CECR Concentração do efluente no corpo receptor
CENO Concentração de efeito não-observado
CEO Concentração de efeito observado
CETESB Companhia Ambiental do Estado de São Paulo
CONAMA Conselho Nacional do Meio Ambiente
CONSEMA Conselho Estadual do Meio Ambiente do Rio Grande do Sul
D.E.R. Concentração do efluente no corpo receptor
DBO Demanda Bioquímica de Oxigênio
DQO Demanda Química de Oxigênio
EDR Eletrodiálise Reversa
ETDI Estação de Tratamento de Despejos Industriais
FATMA Fundação do Meio Ambiente de Santa Catarina
FD Fator de Diluição
FEEMA Fundação Estadual de Engenharia e Meio Ambiente do Rio de Janeiro
FEPAM Fundação Estadual de Proteção Ambiental do Estado do Rio Grande do Sul.
FT Fator de Toxicidade
FDd Fator de diluição para Daphnia magna
GAC Granular Activated Carbon
HPA Hidrocarbonetos Poliaromáticos
IAP Instituto Ambiental do Paraná
INEA Instituto Estadual do Ambiente do Rio de Janeiro
ISO International Organization for Standardization
IUPAC International Union of Pure and Applied Chemistry
MBR Membrane Bioreactor
MF Microfiltração
NAT Nitrogênio amoniacal total
NT Norma Técnica
OG Óleos e Graxas
OR Osmose Reversa
PAC Powdered Activated Carbon
POA Processos Oxidativos Avançados
PACT Powdered Activated Carbon treatment
RBC Rotating Biological Contactor
SAO Separador Água e Óleo
SDT Sólidos Dissolvidos Totais
SST Sólidos Solúveis Totais
SMA Secretaria de Meio Ambiente de São Paulo
SPE Solid Phase Extraction
TIE Toxicity Identification Evaluation
TRE Toxicity Reduction Evaluation
USEPA United States Environmental Protection Agency
UF Ultrafiltração
UT Unidade de Toxicidade
VOC Volatile organic compounds
SVOC Semi volatile organic compounds
18
1. INTRODUÇÃO E OBJETIVOS
A água encontra-se disponível sob várias formas e é uma das substâncias mais comuns
existentes na natureza, cobrindo cerca de 70% da superfície do planeta. Todos os organismos
necessitam de água para sobreviver, sendo a sua disponibilidade um dos fatores mais
importantes a moldar os ecossistemas. É fundamental que os recursos hídricos apresentem
condições físicas e químicas essenciais para a sua utilização pelos organismos. Esses devem
conter substâncias essenciais à vida e estar isentos de outras substâncias que possam produzir
efeitos deletérios aos organismos que compõem as cadeias alimentares (BRAGA, 2005).
Segundo a ANA (Agência Nacional de Águas), 70% das bacias hidrográficas
brasileiras apresenta alto índice de contaminação, principalmente devido a efluentes de origem
industrial e doméstica. Muitos desses efluentes são extremamente complexos do ponto de vista
físico, químico e biológico, sendo fontes de grande diversidade de poluentes para o ambiente
aquático (ZAGATTO e BERTOLETTI, 2008).
Tendo em vista a complexidade causada pela interação dos agentes químicos, a
estratégica mais eficiente para avaliação dos efeitos biológicos e previsão do risco ambiental, é
o uso integrado de análises físicas, químicas e ecotoxicológicas (COSTAN et al., 1993).
Ao se considerar a grande variedade de substâncias passíveis de serem lançadas no
ambiente aquático por atividades industriais, verifica-se que o número para as quais foram
estabelecidos padrões através de legislação está muito aquém do que seria necessário para um
controle efetivo.
Além disso, verifica-se que se torna analítica e economicamente inviável detectar e
identificar todas as substâncias tóxicas em efluentes, normalmente de natureza química
complexa e estabelecer padrões de lançamento para cada uma delas. Ademais, mesmo que
padrões fossem estabelecidos para cada substância, não seria possível estimar os efeitos sobre
a biota aquática (BUIKEMA et al., 1976), uma vez que aparece com evidência que a atividade
biológica destas substâncias relaciona-se com as interações entre os componentes da mistura,
não se identificando uma única substância como responsável por um determinado efeito
(WALSH et al.,1980).
Quando se faz o controle baseado no efluente como um todo, são realizados ensaios de
ecotoxicidade nos quais os organismos aquáticos representativos das comunidades biológicas
de corpos d’água receptores são expostos a várias concentrações do efluente.
Verificam-se assim, os efeitos que os efluentes causam aos organismos-teste e que já
traduzem o resultado final dos efeitos aditivos ou antagônicos das substâncias biodisponíveis
19
que os compõem (ZAGATTO e BERTOLETTI, 2008).
Embora os primeiros ensaios ecotoxicológicos com despejos industriais tenham sido
realizados entre 1863 e 1917, somente na década de 1930 foram implementados ensaios
ecotoxicológicos de ecotoxicidade aguda, com organismos aquáticos, com o objetivo de
estabelecer a relação causa/efeito de substâncias químicas e despejos líquidos (RAND et al.,
1995).
Após longos anos de implementação, nas décadas de 80 e 90 se intensificou a
utilização de ensaios ecotoxicológicos para o estabelecimento de padrões de qualidade da água
e de lançamento de efluentes líquidos. Estes padrões passaram a ser usados no monitoramento
da qualidade das águas no ambiente, visando o controle da poluição hídrica (ZAGATTO e
BERTOLETTI, 2008).
Com o objetivo de apontar os agentes responsáveis pela toxicidade de efluentes, isolar
as fontes dessa toxicidade, avaliar e implementar ações de controle e confirmar a eficácia das
medidas adotadas na redução dos efeitos tóxicos, foram desenvolvidos os estudos para
Avaliação e Redução da Toxicidade ou ART (no Inglês TRE: Toxicity Reduction Evaluation).
Esses procedimentos vêm sendo utilizados, desde a década de 80, para a identificação
da toxicidade de efluentes de água doce, de efluentes salinos e posteriormente, em amostras de
sedimentos (WALSH e GARNAS, 1983; BOTTS et al.,1989; FAVA et al., 1989).
Estes estudos visam, em última análise, a redução da toxicidade dos efluentes de forma
sistemática, realizada em etapas e com custos do controle de poluição melhor adequados para
os níveis de qualidade exigidos, eliminando ou reduzindo o problema na fonte (in plant) e
diminuindo custos com tratamento do efluente final (end of pipe).
Efluentes de refinaria apresentam contaminantes que são capazes de causar toxicidade
crônica mesmo após passarem pelas etapas de tratamento convencionais. Contaminantes esses
que podem ser cianeto, nitrogênio amoniacal, hidrocarbonetos polinucleares, sólidos
dissolvidos, sólidos suspensos, fenol e metais (DORRIS et al., 1972; DAMATO et al., 1997;
TISCHLER, 2013). A identificação desses compostos no efluente final se faz necessária para
que o tratamento seja adequado visando à remoção dos mesmos e consequentemente a
toxicidade crônica do efluente, levando a diminuição de custos e o seu enquadramento
ambiental.
20
Os objetivos do presente estudo seguem como apresentado:
Objetivo geral
Esta tese propõe a utilização da metodologia de avaliação e identificação de toxicidade
(AIT) em conjunto com processos avançados de tratamento em um efluente de uma refinaria a
fim de obter remoção de toxicidade crônica.
Objetivos específicos
1. Avaliar as características físico-químicas do efluente líquido na saída da estação de
tratamento biológico da refinaria deste estudo e correlacionar com os dados de
toxicidade crônica encontrada nas amostras.
2. Identificar o composto ou grupo de compostos presente no efluente biotratado
responsável pela toxicidade crônica do efluente.
3. Propor tecnologias avançadas de tratamento para eliminar a toxicidade crônica.
4. Comparar o desempenho dos tratamentos propostos referente à remoção das
substâncias específicas causadoras de toxicidade crônica.
5. Através dos resultados obtidos, definir testes de toxicidade e físico-químicos para o
monitoramento de rotina do efluente no ambiente e contribuir para estabelecer limites
quantitativos dos poluentes críticos encontrados nesse estudo responsáveis pela
toxicidade crônica no efluente de refinaria.
Estrutura do trabalho
Este trabalho está estruturado em 5 capítulos além da introdução. No capítulo 2, é
apresentada a revisão bibliográfica, os conceitos e terminologias relacionados à ecotoxicologia
e a legislação pertinente de descarte de efluentes relacionado com a ecotoxicologia. Além
disso, esse capítulo apresenta o método de Avaliação e Identificação de Toxicidade (AIT)
como ferramenta de estudo. Ainda neste capítulo, descreve-se brevemente o processo de
refino, efluentes característicos de refinaria e tecnologias avançadas no tratamento de
efluentes.
21
O capítulo 3 descreve os materiais e métodos utilizados para a realização do trabalho.
Neste capítulo, detalha-se o procedimento de coleta, amostragem, preservação das amostras,
análises físico-químicas, ensaios ecotoxicológicos, além de descrever a metodologia AIT e a
metodologia dos estudos de tratabilidade que foram realizados no efluente.
Concluindo este documento, o capítulo 4 apresenta os resultados e a discussão para, no
capítulo 5, serem feitas as sugestões e conclusões decorrentes do trabalho. Por fim, listou-se
as referências bibliográficas nas quais o estudo foi baseado.
22
2. REVISÃO BIBLIOGRÁFICA
2.1. ECOTOXICOLOGIA AQUÁTICA
O uso dos testes ecotoxicológicos integra os conceitos de Ecologia, no que diz respeito
à diversidade e representatividade dos organismos e seu significado ecológico nos
ecossistemas, e da Toxicologia, em relação aos efeitos adversos dos poluentes sobre as
comunidades biológicas (PLAA, 1982). Para a avaliação ecotoxicológica de um determinado
ambiente, é fundamental ter conhecimento das fontes de emissão dos poluentes, bem como de
suas transformações, difusões e destinos no ambiente. É importante conhecer também os riscos
potenciais desses poluentes à biota (flora e fauna), incluindo o homem (ZAGATTO e
BERTOLETTI, 2008).
As propriedades inerentes dos agentes químicos incluindo a transformação no
ambiente, potencialidade de bioacumulação, persistência e concentração ambiental ou dose
administrada, assim como os processos metabólicos dos organismos (absorção, distribuição,
excreção e mecanismos de desintoxicação), determinam o efeito específico sob um
determinado alvo (órgão, indivíduo, população, comunidade). Esses efeitos adversos dos
poluentes sobre os organismos podem ser quantificados por uma variedade de critérios, como:
número de organismos mortos ou vivos, taxa de reprodução, comprimento e massa corpórea,
número de anomalias ou incidência de tumores, alterações fisiológicas, dentre outros
(ZAGATTO e BERTOLETTI, 2008).
A seguir são apresentados algumas terminologias e conceitos na ecotoxicologia
(CETESB, 2010).
2.1.1. Terminologia
Ecotoxicidade - Propriedade inerente do agente químico que produz efeitos danosos a um
organismo quando este é exposto a determinadas concentrações por um determinado período
de tempo.
Efeito agudo - Efeito deletério causado por agentes químicos a organismos vivos, que se
manifesta rápida e severamente. Geralmente este efeito ocorre após curto período de exposição
(24h, 48h e 96 horas).
23
Efeito crônico - Efeito deletério causado por agentes químicos a organismos vivos que,
normalmente, se manifesta após dias, meses ou anos, dependendo do ciclo vital da espécie
estudada. Esse efeito ocorre, em geral, após um prolongado período de exposição.
Efeito letal - Resposta a um estímulo, devido à concentração de um composto tóxico que causa
morte por ação direta.
CL(I)50 Concentração Letal Mediana - Concentração inicial do agente tóxico que causa efeito
agudo (letalidade) a 50% dos organismos-teste, num determinado período de exposição (pode
ser 24h, 48h ou 96h). Expressão de resultados utilizado em peixes, como o Danio rerio.
CE(I)50 Concentração Efetiva Mediana- Concentração inicial do agente tóxico que causa
efeito agudo (por exemplo, imobilidade) a 50% dos organismos-teste. Expressão de resultado
utilizado em microcrustáceo como, por exemplo, Daphnia similis.
CI(I)25 Concentração de 25% de Inibição- Concentração inicial do agente tóxico que causa
inibição do crescimento ou de reprodução, por exemplo, a 25% dos organismos-teste, num
determinado período de exposição. Expressão de resultado utilizado em ensaios com alga ou
com o microcrustáceo Ceriodaphnia dubia.
CENO – CONCENTRAÇÃO DE EFEITO NÃO OBSERVADO - A maior concentração do
agente tóxico que não causa efeito deletério estatisticamente significativo, na sobrevivência,
crescimento e/ou reprodução dos organismos-teste, num determinado período de exposição.
CEO - CONCENTRACÃO DE EFEITO OBSERVADO - A menor concentração do agente
tóxico que não causa efeito deletério estatisticamente significativo, na sobrevivência,
crescimento e/ou reprodução dos organismos-teste, num determinado período de exposição.
24
2.1.2. Conceitos em ecotoxicologia
Ensaios de ecotoxicidade aguda
O ensaio de ecotoxicidade aguda pode ser definido como aquele que avalia os efeitos,
em geral severos e rápidos, sofridos pelos organismos expostos ao agente químico, em um
curto período de tempo, geralmente de um a quatro dias. Devido à facilidade de execução,
curta duração e baixo custo, os ensaios de ecotoxicidade aguda foram os primeiros a serem
desenvolvidos e, portanto, constituem a base de dados ecotoxicológicos (BIRGE et al., 1985).
Esses critérios são utilizados porque são facilmente determinados e tem significado
biológico e ecológico para o ambiente (VAN LEEUWEN, 1988).
Ensaios de ecotoxicidade crônica
No ambiente aquático, devido a fatores de diluição, em geral, os organismos estão expostos a
níveis subletais dos poluentes, a menos que estejam em local cujas concentrações de
contaminantes possam causar efeitos agudos (ZAGATTO e BERTOLETTI, 2008). Esta
exposição dos organismos ao agente químico, em níveis subletais, pode não levar à morte do
organismo, mas pode causar distúrbios fisiológicos e/ou comportamentais a longo prazo
(ZAGATTO e BERTOLETTI, 2008). Ainda segundo os mesmos autores, esses efeitos não
são detectados em ensaios de ecotoxicidade aguda, sendo necessário o uso de ensaio de
ecotoxicidade crônica, o qual permite avaliar os efeitos adversos causados pela exposição a
baixas concentrações por um período que pode abranger todo ou parte do ciclo de vida. Esses
ensaios utilizam fases mais sensíveis da vida dos organismos (embrião, larva, jovens) e os de
ciclo parcial requerem menos gastos e tempo para sua execução que os ensaios que antes eram
realizados com o ciclo de vida completo do organismo (ZAGATTO e BERTOLETTI, 2008).
2.1.3. Fatores que influenciam na ecotoxicidade
De uma maneira geral, alguns fatores podem afetar os resultados dos ensaios de
ecotoxicidade com organismos aquáticos, dentre eles, os fatores bióticos, que estão
relacionados ao estágio de vida, tamanho, idade e estado nutricional dos organismos.
Sabe-se que os organismos jovens são geralmente mais sensíveis aos poluentes tóxicos
do que os adultos. Por esta razão recomenda-se o uso de organismos em estágios iniciais de
25
vida em ensaios de ecotoxicidade. Além disso, todos os organismos utilizados em um
determinado ensaio devem ter aproximadamente a mesma idade e devem ser provenientes de
uma mesma cultura (USEPA, 2002).
Buikema et al. (1980) em experimentos com Daphnia similis, mencionam que a
vantagem de usar organismos nos primeiros estágios de vida refere-se ao fato de que o seu
tamanho é menor e a área superficial é maior, logo, a superfície de contato com substâncias
tóxicas no meio aquático também seria maior. Além disso, esses organismos sofrem ecdise
(processo de muda) mais frequentemente, de três a cinco vezes, nas primeiras 48h, e os autores
sugerem que esse período, em que os organismos trocam de carapaça, seria o período de vida
mais sensível dos cladóceros.
Os principais fatores abióticos que podem interferir nos resultados dos ensaios são: pH,
oxigênio dissolvido, temperatura e dureza da água. Portanto, esses parâmetros devem ser
monitorados durante a execução do ensaio (ZAGATTO e BERTOLETTI, 2008). Alguns
poluentes mostram grandes variações na ecotoxicidade em função do pH da água, como por
exemplo a amônia, o cianeto e sulfeto de hidrogênio, os quais podem se ionizar devido ao pH
(ZAGATTO e BERTOLETTI, 2008).
Usualmente, as formas não dissociadas ou menos dissociadas das substâncias químicas
são as mais tóxicas, sendo que a mudança de toxicidade da substância, em função do pH, pode
ser em torno de uma ordem de grandeza (SPRAGUE, 1985).
Com relação à temperatura, o metabolismo energético dos organismos aumenta ou
diminui em função da temperatura da água. A taxa metabólica pode duplicar para cada 10°C
do aumento da temperatura da água (ZAGATTO e BERTOLETTI, 2008). A elevação da
temperatura pode, também, aumentar a solubilidade de muitas substâncias e na quantidade de
oxigênio dissolvido na água. Seria possível assumir que um aumento da temperatura da água
resultaria em maior ecotoxicidade de determinadas substâncias em dada concentração na água.
Outro fator que influencia na ecotoxicidade de vários poluentes é a dureza da água
(ZAGATTO e BERTOLETTI, 2008).
2.1.4. Organismo-teste - Ceriodaphnia dubia
Ceriodaphnia dubia (Figura 1) é um microcrustáceo bentônico de água doce, da ordem
Cladocera, família Daphniidae e chega a medir de 0,8 mm a 0,9 mm de comprimento. (ABNT,
2005). É um organismo extremamente sensível a alterações ambientais, facilmente cultivado
em laboratório, de ciclo de vida curto, e com homogeneidade das gerações subsequentes. Por
26
conta dessas características, é bastante utilizado em testes de toxicidade aguda e crônica de
produtos químicos e efluentes (EPS, 2007).
Figura 1. Fêmea de C. dubia adulta.
Fonte: Elaboração própria
Os cladóceros são organismos filtradores. Suas pernas torácicas, compostas por cerdas,
agem como filtros, que retém algas e as transferem para a boca, onde são moídas pelas
mandíbulas e direcionadas para o trato digestivo (BUIKEMIA e SHERBERGER, 1977).
Como em todos os artrópodes, o crescimento ocorre imediatamente após a muda
(ecdise). Fases pré-adultas mudam quase diariamente, enquanto adultos o fazem a cada dois ou
três dias. Os daphnídeos se tornam reprodutivamente maduros do 3º ao 6º estágio (dependendo
da espécie) e, em condições favoráveis, produzem crias de 4 a 65 jovens imediatamente antes
de cada muda (ZAGATTO e BERTOLETTI, 2008).
A reprodução é partenogenética, dando origem a populações constituídas inteiramente
por fêmeas, até que ocorra um estresse ambiental, como superpopulação, falta de alimento ou
mudanças de temperatura. Então, surgem na cultura machos e fêmeas com dois ovos
haplóides, os quais são fecundados pelos machos. Esses ovos, envoltos em uma casca única,
são denominados de efípio (ZAGATTO e BERTOLETTI, 2008), como mostra a Figura 2.
Quando as condições ambientais se tornam novamente favoráveis, os ovos do efípio eclodem,
liberando fêmeas que irão se reproduzir partenogeneticamente (BARNES, 1984). O ciclo de
vida descrito se encontra esquematizado na Figura 3.
27
Figura 2. Efípio decorrente de estresse ambiental no cultivo.
Fonte: Elaboração própria
Figura 3. Ciclo de vida de daphnídeos.
Adaptado de: http://www.evolution.unibas.ch/ebert/publications/parasitismdaphnia/ch2f9.htm.
Esses microrganismos se alimentam de microalgas e representam importante papel na
cadeia alimentar dos ecossistemas aquáticos, servindo de alimento para peixes e outros
vertebrados (CETESB, 1991). Apesar de não ocorrer naturalmente em regiões tropicais, C.
dubia tem sido referida para áreas litorâneas de lagoas e pântanos na maior parte do mundo,
mas é difícil determinar a sua distribuição real, pois ela tem sido relatada na literatura sob
vários outros nomes (C. affins, C. quadrangula, C. reticulata) (USEPA, 2002).
28
Esses organismos são cosmopolitas, de fácil amostragem, baixa variabilidade genética
e mobilidade limitada (PUSCEDDU, 2009). A espécie C. dubia tem sido utilizada como
organismo-teste pela CETESB desde 1985 e é uma espécie padronizada para ensaios crônicos
pela NBR 13373 (ABNT, 2010).
2.1.4.1. Ecotoxicidade de poluentes aquáticos
A seguir, são apresentados alguns poluentes encontrados em efluentes industriais e
dados de sua toxicidade aos cladóceros, especialmente ao microcrustáceo Ceriodaphnia dubia,
organismo-teste do presente estudo.
a) Metais pesados
A especiação de metais nos ecossistemas aquáticos compreende a distribuição de várias
formas físico-químicas nos compartimentos (coluna d’água e seus particulados suspensos,
sedimentos e água intersticial). Os metais podem estar presentes nas seguintes formas
(ZAGATTO e BERTOLETTI, 2008).
Livres e dissolvidos (metálicos, mono e polivalentes-hidratados).
Complexados, fraca ou fortemente, pela matéria orgânica dissolvida (geopolímero,
ácidos húmicos e fúlvicos).
Complexos solúveis, na fração de lipídeos presentes na água.
Adsorvidos nas partículas coloidais e nos particulados orgânicos e inorgânicos suspensos
na água, especialmente nas argilas, que são partículas finamente divididas e com alta
reatividade.
Insolúveis, usualmente como sulfetos e carbonatos.
A identificação das diferentes formas de metal presente é importante para o
entendimento das relações entre as fases solúvel, particulada, sedimentada e biológica e para a
identificação da toxicidade e biodisponibilidade (BOTTA-PASCHOAL, 2002).
Mesmo em concentrações inferiores aos limites de potabilidade, estudos apontam que
muitos metais são prejudiciais à biota aquática, como, por exemplo, o cobre e a prata
(MORRISON et al., 1989; FORSTNER, 1990).
29
A interação dos metais com os compartimentos intracelulares é altamente dependente
da sua forma química. A inativação química das proteínas constitui a principal ação tóxica
(ARAÚJO et al., 2006). Além disso, algumas espécies são ligadas a proteínas extracelulares,
outras são adsorvidas às paredes celulares e outras são difundidas através das membranas
celulares, onde são assimiladas e influenciam reações enzimáticas. Todos os metais divalentes
reagem rapidamente com os grupos amino e sulfídrico das proteínas e alguns deles competem
com os elementos essenciais, como zinco, por exemplo, deslocando-os de seus sítios de
ligação (BOTTA-PASCHOAL, 2002).
Em relação à característica das águas, a dureza e a concentração de ácidos orgânicos,
principalmente os húmicos e fúlvicos, atuam reduzindo a toxicidade de alguns metais, tais
como Cd, Cu e Pb, seja pela competição pelos sítios ativos entre o cálcio/magnésio (no caso da
dureza) e o metal ou pela capacidade dos ácidos húmicos e fúlvicos complexarem o cobre e o
chumbo (MORRISON et al., 1989; MATSUI, 1991).
Muitos estudos mostram diminuição da toxicidade dos metais de acordo com o
aumento da dureza (NADDY et al., 2003; SCIERA et al., 2004).
Belanger e Cherry (1990) relataram CL(I)50;48h de 28 ugCu.L-1
utilizando C. dubia
como organismo-teste. A exposição de 48h aos metais Cu e Zn nos valores de pH igual a 5, 8 e
9 e em diferentes durezas, 100, 110 e 180 mg CaCO3.L-1
mostraram que C. dubia foi mais
sensível em águas com pH e dureza baixas e menos sensível em águas com pH e dureza altas.
Schubauer-Berigan et al. (1993a) estudaram os efeitos de toxicidade de Cd, Cu, Pb, Ni
e Zn para diversos organismos (incluindo a C. dubia) em três valores de pH (6,3; 7,3 e 8,3) em
água sintética com dureza de 300-320 mg CaCO3.L-1
. Os resultados mostraram que a
toxicidade de Cd, Ni e Zn foi maior em pH igual 8,3 e menor em pH igual a 7,3 para a maioria
das espécies. Já a toxicidade de Cu e Pb foi maior em pH igual a 6,3 do que em pH igual a 8,3.
O efeito da dureza na toxicidade dos metais pode ser explicado devido às altas
concentrações de cálcio protegerem os organismos contra a toxicidade de metais através da
competição pelos sítios ativos nos organismos (PAQUIN, 2000).
Alguns autores (BARRON, 1995; HEIJERICK et al., 2002) sugerem ainda que, no
caso do zinco, os íons responsáveis pela dureza podem reduzir a assimilação do metal através
de um mecanismo químico (inibição da absorção do zinco pelo magnésio) ou biológico
(redução na permeabilidade da membrana mediada pelo cálcio).
Com relação aos valores de toxicidade agudos e crônicos de metais para cladóceros,
existe certa dificuldade na comparação entre os trabalhos existentes devido muitas vezes à
ausência de dados fundamentais em alguns artigos, como por exemplo o pH e/ou dureza da
30
água utilizada nos ensaios. Segundo Sharma et al. (2000) que estudaram a relação dos
zooplânctons com os metais pesados, os valores de CL50 em todos estes estudos variaram
devido ao método de ensaio, o tamanho do organismo, a espécie e também as condições
químicas e físicas do ensaio.
Van Sprang e Janssen (2001) avaliaram a resposta ecotoxicológica e química de cinco
metais (Cd, Cr, Cu, Ni e Zn) para Daphnia magna utilizando técnicas de fracionamento
seletivas em água sintética. Os autores também fizeram cálculo de especiação desses metais
utilizando o modelo computacional MINETAQA2/ PRODEAF2 desenvolvido pela USEPA
(1991a). A Tabela 1 apresenta a distribuição da especiação desses metais (%) em diferentes
valores de pH.
Tabela 1. Previsão de especiação de diferentes metais em diferentes valores de pH. (Adaptado
de Van Sprang e Janssen, 2001).
pH
Metal Especiação 3,0 6,5 7,5 8,5 9,0 11,0
Cádmio
Cd2+
76,1 75,5 72,5 68,8 30,7 0
CdCl+ 19,8 20,1 19,3 18,4 8,2 0
CdCO3 0 0 4,2 7,1 15,1 0
Cd4(OH)6SO4 0 0 0 0 40,2 100
Cromo CrO4
2- 0 57 92,8 98,9 99,6 99,7
HCrO4- 99,8 42,8 7 0 0 0
Cobre
Cu2+
96 82,3 1,2 0 0 0
Cu(OH)2 0 11,8 17,1 17,1 17,1 0,3
CuO 0
0 81,4 82,9 82,9 99,7
Níquel Ni
2+ 96,3 93 7,6 0,07 0 0
Ni(OH)2 0 0 91,8 99,8 99,9 99,9
Zinco Zn
2+ 95,6 95,4 42 0,4 0 0
ZnO 0 0 55,6 99,1 99,6 99,7
31
De acordo com o modelo, todos os metais em pH igual a 3 estão em sua forma ionizada
(exceto Cr), e em pH igual a 11 ocorre ao contrário, todos os metais estão em sua forma
insolúvel (novamente exceto Cr). Isso explica o fato desses metais serem retidos na membrana
de filtração quando as amostras são ajustadas para valores de pH mais elevados.
Além disso, através desse modelo, os autores também demostraram o porquê de muitos
metais serem mais tóxicos dependendo do pH da amostra, pois a toxicidade dos metais está
diretamente ligada à sua especiação, a qual é afetada pelo pH do meio. Entretanto, para alguns
metais, como é o caso do cobre, há algumas divergências. Segundo os autores, apesar do ajuste
para pH 6,5 ter aumentado a toxicidade do metal e o aumento de pH ter eliminado a toxicidade
no estudo, há uma grande divergência na literatura sobre isso.
A Tabela 2 apresenta valores de toxicidade aguda dos principais metais para cladóceros
de acordo com a dureza e o pH do ensaio.
32
Tabela 2. Valores de toxicidade aguda de metais para cladóceros
Metal pH Dureza (mg CaCO3.L
-1 )
CE(I)50;48h
(µg.L-1
)
Organismo Autor
Zinco
NI 80 98 a C. dubia
Hockett e Mount (1996) NI 172 105
a C. dubia
8,2 200 95ª C. dubia Schubauer-Berigan et al.
(1993a)
7,5 82,4 173,5 C. dubia Cooper et al. (2009)
6,5 374 1200 C. dubia
Hyne et al. (2005) 7,5 374 390 C. dubia 8,4 374 160 C. dubia 7,5 44 155 C. dubia
Cobre
6,0 25 11 C. dubia
Hyne et al. (2005)
6,5 374 1,6 C. dubia 7,0 25 23 C. dubia
8,0 25 42 C. dubia
7,5 82,4 18ª C. dubia Cooper et al., (2009)
6,3 280-300 9,5ª C. dubia Schubauer-Beringan et al.
(1993b) 7,3 280-300 28ª C. dubia
8,3 280-300 200ª C. dubia
Chumbo
7,5 82,4 208,8 C. dubia Cooper et al. (2009)
NI 80 263 C. dubia Hockett e Mount (1996)
6,4 29 169b C. dubia
Mager et al. (2011) 7,5 30 293b C. dubia
8,3 25 790b C. dubia
Cádmio
NI NI 44ª C. dubia Verma (2013)
NI 90 55,9 C. dubia Lee et al. (1997)
NI 80 495 a C. dubia Hocket e Mount (1996)
NI 172 221 a C. dubia
Manganês
NI 176 28,85ª C. dubia Stubblefield et al. (1990)
NI 80 19939 a C. dubia Hockett e Mount (1996)
NI 172 16918 a C. dubia
Níquel
8,2 200 13a C. dubia Schubauer-Beringan et al.,
(1993a)
NI 80 29 a C. dubia Hockett e Mount (1996)
NI 172 <62 a C. dubia
NI 45 1068 D. magna Pane et al. (2003)
7,6 50 81a C. dubia
Keithly et al. (2004) 7,7 113 148
a C. dubia
7,6 161 261a C. dubia
7,8 253 400a C. dubia
a CL(I)50;48h
b CE(I)50;96h
NI - Não informado
33
Alguns estudos apontam para o efeito sinérgico dos metais. Cooper et al. (2009)
estudaram o efeito na toxicidade do cobre, chumbo e zinco, separadamente e em conjunto
utilizando C. dubia como organismos-teste e água com dureza de 100 mg CaCO3.L-1
. O estudo
aponta que o cobre foi o metal mais tóxico dos três metais estudados, tanto no efeito agudo
quanto no efeito crônico. Além disso, houve efeito aditivo na toxicidade quando cobre (>1,3
µg.L-1
) e chumbo (>1,1 µg.L-1
) estavam presentes ao mesmo tempo na solução. Também
houve efeito aditivo com o cobre (>1,3 µg.L-1
) e o zinco (>13,0 µg.L-1
).
Outros estudos reportam sintomas dos cladóceros avaliados após exposição de certos
metais. Por exemplo, Khangarot e Battish (1984) durante estudos de toxicidade do cobre em
Daphnia lumholtzi, observaram que à medida que as concentrações de cobre aumentaram, o
corpo do organismo adquiriu uma forma oval com partes anterior e posterior achatadas. Os
olhos se tornaram muito proeminentes e mostravam uma aparência saliente. Em concentrações
mais elevadas, a mobilidade de D. lumholtzi foi reduzida consideravelmente. O sal de cobre
transmitia uma leve coloração esverdeada azulada ao corpo dos organismos e o movimento
antenal foi completamente retardado.
b) Nitrogênio amoniacal
Em sistemas aquáticos o nitrogênio amoniacal está presente sob ambas as formas: NH3
(livre ou não ionizada) e NH4+ (forma ionizada), sendo o somatório das duas espécies chamada
de NAT (Nitrogênio Amoniacal Total). A porção de NAT presente na forma não ionizada
(NH3) depende principalmente do pH, temperatura e concentração de NAT, sendo que a
quantidade de NH3 aumenta com o aumento de pH. A concentração de NH3 está expressa na
Equação 1 (BONMATI e FLOTATS, 2002).
NH3=([NH3]+[NH4
+])
(1+[H+]/Ka) (1)
Onde:
[NH3] = concentração de amônia livre (mg.L
-1)
[NH3
+ NH4
+
] = concentração total de amônia (livre e ionizada) (mg.L-1
)
[H+
] = concentração de hidrogênio ionizado (mol.L-1
)
Ka= constante de ionização de amônia em fase ácida (mol.L-1)
34
O pKa
pode ser expresso em função da temperatura pela Equação 2 (EMERSON,
1975).
pKa = 0,0901821 + 2729,92/T
(2)
A Tabela 3 apresenta a relação da porcentagem de NH3 de acordo com diversos valores
de pH a uma temperatura de 25ºC.
Tabela 3. Porcentagem de amônia não ionizada (NH3) em diferentes valores de pH. (Adaptado
de USEPA, 1979).
pH Porcentagem de NH3
a 25ºC
6,0 0,05
6,5 0,18
7,0 0,56
7,5 1,77
8,0 5,38
8,5 15,2
9,0 36,3
É sabido que a toxicidade de nitrogênio amoniacal a organismos aquáticos é ligada à
forma não ionizada (EMERSON et al., 1975, NIMMO et al., 1989, ANKLEY et al., 1990) e
fatores como pH, temperatura e dureza são capazes de influenciar sua toxicidade.
O aumento da temperatura causa a diminuição na constante de equilíbrio aumentando
assim a concentração de NH3 e consequentemente a toxicidade (JHONSON, 1995). Já alguns
autores reportam aumento de toxicidade da amônia em baixas temperaturas (ANDERSEN e
BUCKLEY, 1998; NIMMO et al., 1989).
Jhonson (1995) estudou a toxicidade do nitrogênio amoniacal em relação a
Ceriodaphnia dubia em diferentes durezas sob diferentes valores de pH. A amônia livre foi
mais tóxica ao organismo (CL50;48h de 0,09 mgNH3.L-1
) em água mole e pH igual a 6 e
menos tóxica em água dura e em pH igual a 8 (CL50;48h de 0,92 mgNH3.L-1
). Já a
concentração de NAT de 2,6 mg NH3.L-1
foi mais tóxica em pH igual a 9 em água mole e
menos tóxica em pH igual a 6,5 em água dura na concentração de 150 mgNH3.L-1
. Esses
resultados sugerem que aparentemente, a toxicidade do nitrogênio amoniacal diminui com o
35
aumento da dureza, o mesmo encontrado por Monson et al., (1993) com o crustáceo Hyallela
azteca. A explicação pode ser a de que, segundo Thurston et al. (1979), o aumento da força
iônica em durezas altas, pode reduzir levemente a concentração de NH3, reduzindo assim, a
toxicidade.
Com relação à toxicidade crônica da amônia não ionizada, Jhonson (1995) reportou
CI25% de 0,81 mgNH3.L-1
em pH igual a 8,05 e dureza de 168 mg CaCO3.L-1
. Nimmo et al.
(1989) reportaram CEO na redução da reprodução de C. dubia com 0,88 mgNH3.L-1
em pH
igual a 8. Já Cowgill e Milazzo (1991) encontraram CENO de 0,73 mgNH3.L-1
em pH igual
8,3 para o mesmo organismo.
Com relação aos valores de toxicidade crônica de nitrogênio amoniacal total (NAT),
Nimmo et al. (1989) reportou CENO de 15,20 mgNH3.L-1
em pH 7,80 a 25ºC. Já Mount
(1982) reportou CE20% de 44,90 mgNH3.L-1
em pH igual a 7,15 e temperatura de 24,5ºC a
Ceriodaphnia acanthina, além do efeito agudo também reportado com CL50 de 104,8
mgNH3.L-1
em pH igual a 7,6 na mesma temperatura. Bailey et al. (2001) reportaram
CL50;48h de 47,05 mgNH3.L 1
em pH igual a 7,5 e temperatura de 25ºC.
c) Hidrocarbonetos Poliaromáticos (HPA)
Dentre os inúmeros contaminantes orgânicos presente no meio ambiente, encontram-se
os hidrocarbonetos, compostos químicos apolares (hidrófobos), o que limita sua solubilidade
na água, favorecendo a tendência de associação a partículas sólidas e bioacumulação pelos
micro-organismos aquáticos. Os hidrocarbonetos poliaromáticos (HPA) são exemplos de
compostos orgânicos de grande interesse ambiental devido à sua elevada toxicidade. São
caracterizados por apresentarem dois ou mais anéis aromáticos fundidos, caráter hidrofóbico,
baixa biodegradabilidade e potencial acumulativo (VASCONCELLOS et al., 2007). Com base
na massa molar, os HPAs podem ser divididos em dois grupos: aqueles com baixas massas
molares (que possuem dois ou três anéis aromáticos) e os de elevadas massas molares
(compostos por quatro a seis ou sete anéis aromáticos).
Os HPAs podem ter origem natural (atividades vulcânicas) ou antropogênica. Como
exemplos de fontes antropogênicas podem ser citados derramamento de petróleo, atividades
petroquímicas, geração de energia elétrica e até mesmo combustão incompleta do lixo e da
madeira (ALBERS, 1995). Podem, ainda, ser originados a partir da queima incompleta de
combustíveis fósseis (BILLIARD et al., 2006).
36
Além da baixa solubilidade, os HPAs com mais de dois anéis aromáticos apresentam
baixa volatilidade. A solubilidade destes compostos tende a se reduzir com o aumento do
coeficiente de partição octanol-água (kow) que pode variar 3,37 a 6,84, caracterizando a
lipofilicidade e as suas características bioacumulativas consequentemente (GOBAS, 1991).
Os hidrocarbonetos poliaromáticos são fonte de preocupação ambiental devido ao seu
potencial para causar efeitos adversos aos organismos expostos a tais substâncias (HEINTZ et
al., 1999; BAUMARD et al., 1998; INCARDONA et al., 2004). Segundo Nascimento et al.
(2007) os efeitos tóxicos agudos nos organismos são mais severos para os HPAs de menor
massa molar, tais como os que apresentam 2 a 3 anéis aromáticos, enquanto que os HPAs que
maior massa, com 4 à 6 anéis aromáticos, apresentam alto potencial de mutagenicidade.
A Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos – EPA - recomenda a
determinação e quantificação de 16 HPAs como poluentes prioritários (SCHIRMER et al.,
1998) sendo eles: acenafteno, acenaftileno, antraceno, benzo(a)antraceno, benzo(a)pireno,
benzo(b)fluoranteno, benzo(g,h,i)pirileno, benzo(k)fluoranteno, criseno,
dibenzo(a,h)antraceno, fluoranteno, fluoreno, indeno(1,2,3-cd)pireno, naftaleno, fenantreno e
pireno.
A Figura 4 apresenta as fórmulas estruturais dos 16 HPAs recomendados como
poluentes prioritários pela EPA, como segue.
Figura 4. Estrutura dos 16 HPAs incluídos na lista de poluentes prioritários
da EPA (SCHIRMER et al., 1998).
37
Dentre as fontes antropogênicas, as atividades petroquímicas são grandes fontes
geradores de HPAs para o meio ambiente (THORSEN et al., 2004). Segundo Recce (1983), os
HPAs presentes nos efluentes das refinarias de petróleo, são provenientes da unidade de
craqueamento catalítico e do processo de dessalgação. Dados de literatura sobre toxicidade de
efluentes de refinaria para microcrustáceos revelam o grande efeito tóxico que esses
compostos são capazes de causar aos microrganismos aquáticos.
Harris (1994) verificou que, dentre os óleos crus empregados nas refinarias de petróleo,
o naftaleno é a fração mais tóxica para Daphnia magna. Para o autor, outros HPAs que podem
ter papel significante são o fluoreno, o antraceno e o fenantreno.
Por causa da baixa solubilidade em água e consequentemente elevados coeficientes de
partição, os HPAs ficam adsorvidos nos sólidos em suspensão em diversos efluentes
industriais. Entre os HPAs encontrados em efluentes de refinarias de petróleo aderidos aos
sólidos em suspensão estão o fenantreno, benzo(a)pireno, criseno, benzo(g,h,i)perileno e
dibenzo-antraceno. (WHITE et al., 1995).
Reece e Burks (1985) verificaram que, dentre os HPAs, a fração mais tóxica dos
efluentes de refinaria de petróleo foi a fração filtrável apolar, enquanto a fração volátil polar
possuía menor toxicidade e os compostos de elevada toxicidade na fração apolar foram pireno,
fluoranteno, benzo-fluoreno, metilbenzofluoreno, criseno, benzo(a)antraceno, metil-criseno,
metilbenzo-antraceno, benzo(a)pireno, benzo(b)fluoranteno e metil-benzopireno.
Muñoz e Tarazona (1993) verificaram que os HPAs possuem efeito sinérgico,
potencializando a toxicidade. Os autores constataram ainda que dentre os HPAs que
apresentam efeito sinérgico entre si na toxicidade aguda para Daphnia magna estão
fenantreno, antraceno, naftaleno e acenafteno.
As Tabelas 4 e 5 apresentam os valores de toxicidade aguda e crônica respectivamente,
para alguns HPAs.
38
Tabela 4. Valores de toxicidade aguda de HPAs
HPA Toxicidade
(CE50;48h)
Referência Referência
Antraceno 15 µg.L-1
D. magna USEPA (1993a)
Benzo(a)pireno 5 µg.L-1
* D. pulex Trucco et al. (1983a)
Benzo(ghi)pirileno >0,2 µg.L-1
D. magna Bisson et al. (2000)
Benzo(a)antraceno
10 µg.L-1
D. magna USEPA (1993a)
>9,1 µg.L-1
D. magna Bisson et al. 2000
10 µg.L-1
* D. pulex Trucco et al. (1983a)
Criseno 700 µg.L
-1 D. magna USEPA (1993a)
Fenantreno 100 µg.L-1
* D. pulex Trucco et al. (1983a)
Fluoranteno 1,6 µg.L-1
D. magna Spehar et al. (1999)
Fluoreno 212 a 413 µg.L-1
D. magna USEPA (1993a)
Naftaleno 8,57 µg.L
-1 D. magna USEPA (1980)
1000 µg.L-1
* D. pulex Trucco et al. (1983)
* CL50;96h
Dentre os hidrocarbonetos poliaromáticos apresentados na Tabela 4, o fluoranteno,
naftaleno, benzo(a)pireno e benzo(a)antraceno foram os que apresentaram maior toxicidade
aguda enquanto que o criseno e fluoreno foram os que apresentam menor toxicidade ao
organismo D. magna. Já o naftaleno, apresentou valores de toxicidade muito distintos entre os
dois organismos testados.
Sherry et al. (1994) verificaram que os efluentes de duas refinarias após serem tratados
por separador API, flotador e sistema de lodos ativados, não apresentaram toxicidade aguda e
os HPAs (naftaleno, fenantreno, antraceno, fluoranteno, pireno, benzo(a)antraceno e criseno),
presentes estavam em concentrações inferiores a 0,05 μg.L-1
.
39
Tabela 5. Valores de toxicidade crônica de HPAs para Ceriodaphnia dubia (BISSON et al.,
2000)
HPA Toxicidade (CENO)
Benzo(a)pireno 0,5 µg.L-1
Benzo(ghi)pirileno 0,082 µg.L-1
Fenantreno 13 µg.L-1
Fluoranteno 1,2 µg.L-1
Indeno(1,2,3-cd)pireno 0,27 µg.L-1
Pireno 2,1 µg.L-1
Dentre os HPAs apresentados na Tabela 5, o benzo(g,h,i)pirileno, indeno(1,2,3-
cd)pireno e benzo(a)pireno foram os mais tóxicos para o organismo C. dubia.
Trucco et al. (1983) destacaram que existe uma relação direta da toxicidade com a
massa molar dos HPAs, pois para os autores, quanto maior a massa molar mais tóxico é o
hidrocarboneto poliaromático. Contudo, vale ressaltar que Nascimento et al. (2007) apontaram
que os HPAs de menor massa molar (2 a 3 anéis aromáticos) são os que causam efeitos tóxicos
agudos mais severos.
Nesse sentido, torna-se clara a necessidade de remoção/redução desses compostos nos
efluentes, devido ao seu elevado potencial tóxico evidenciado para os organismos aquáticos.
2.2. AVALIAÇÃO E IDENTIFICAÇÃO DE TOXICIDADE (AIT)
Os ensaios de toxicidade com amostras integrais de efluentes vêm sendo utilizados para
determinar o efeito tóxico causado pela mistura de toda a composição química presente em um
efluente Estes ensaios têm se mostrado adequados à avaliação da toxicidade de efluentes
industriais, pois retratam o efeito de compostos químicos desconhecidos e da interação entre
múltiplos compostos tóxicos (SETAC, 1999).
Com o objetivo de determinar o principal causador da toxicidade do efluente, o mais
apropriado é a realização de um estudo de Avaliação e Identificação da Toxicidade (AIT),
desenvolvido pelo órgão ambiental americano EPA (CETESB, 2010). O método é baseado no
conceito de que alguns fatores, como por exemplo, o pH, podem interferir e modificar a
toxicidade de uma amostra. Desse modo os procedimentos de AIT consistem, basicamente, na
manipulação física e química do efluente permitindo que mudanças na sua toxicidade possam
40
ser medidas através da utilização de testes de toxicidade padronizados (DORN e
COMPERNOLLE, 1995).
Um estudo de AIT envolve três fases: Fase I (caracterização), Fase II (identificação) e
Fase III (confirmação) conforme apresentado na Figura 5. Estas etapas podem ser realizadas
separadamente ou em paralelo (USEPA, 1991b).
Figura 5. As três fases do método de AIT e o propósito de cada uma delas.
Na primeira fase, são utilizados métodos para caracterizar a natureza física e química
dos constituintes responsáveis por efeitos adversos. Cada um desses métodos de fracionamento
é responsável pela remoção ou isolamento de um grupo de compostos. Na segunda fase, os
compostos pertencentes à classe de contaminantes determinada na fase anterior são
identificados através de técnicas analíticas específicas. Na terceira fase, os contaminantes sob
suspeita, caracterizados na primeira fase e identificados na segunda, são confirmados através
da utilização de testes químicos e toxicológicos adicionais (USEPA, 1991b; DORN e
COMPERNOLLE,1995).
A seguir serão descritos de forma sintética os aspectos metodológicos e considerações
a respeito do ensaio de AIT crônico (USEPA, 1992; CETESB, 2010)
2.2.1. Teste base
O teste base tem que ser realizado toda vez que se inicia uma batelada de teste de
manipulação da amostra. Esse teste tem como objetivo servir de controle de toxicidade para os
outros testes. O controle desse teste servirá para avaliar a saúde dos organismos, a água de
diluição, a vidraria e o equipamento utilizados no ensaio.
41
2.2.2. Fase I – Caracterização
Uma vez confirmada a toxicidade da amostra por meio da realização do ensaio
ecotoxicológico inicial, pode-se dar início aos procedimentos da Fase I, que está descrita
esquematicamente na Figura 6. Estes se destinam à caracterização das propriedades físicas e
químicas dos agentes tóxicas da amostra, sem especificá-los. Nesta etapa, amostra é dividida
em alíquotas e manipulações específicas são conduzidas com cada alíquota, com o objetivo de
alterar ou tornar biologicamente não disponível um determinado grupo de agentes tóxicos tais
como oxidantes, metais catiônicos, compostos voláteis, orgânicos apolares, metais catiônicos,
entre outros. Além disso, são preparados brancos para cada manipulação somente com água de
diluição. A mesma manipulação que é feita no efluente é realizada na água. Os brancos dão
informação da pureza dos ácidos, bases, do sistema de aeração, do aparato de filtração, da
coluna SPE de filtração e outros aparatos utilizados.
Os testes de toxicidade efetuados com a amostra antes e após cada tratamento indicam
a eficiência do mesmo e proporcionam informações sobre a natureza do agente tóxico.
42
Figura 6. Esquema das manipulações do AIT com ajuste de pH (Adaptado de USEPA, 1992).
As manipulações da amostra na Fase I do ensaio de AIT pode ser realizada de duas
maneiras: com ajuste de pH ou sem ajuste de pH, como descrito a seguir:
Sem ajuste de pH
Todos os experimentos nessa etapa, exceção feita ao teste de graduação de pH, são
efetuados com a amostra em pH inicial, incluindo filtração, aeração, uso de aditivos para
complexar ou reduzir agentes tóxicos, extração em fase sólida (coluna C18), seguida de
eluição por um solvente.
43
Com ajuste de pH
Os experimentos dessa etapa incluem os testes de aeração, filtração e extração em fase
sólida, utilizando amostra com pH ajustado para 3 e para 10.
Em se tratando de toxicidade crônica, essa etapa é realizada só quando a etapa sem
ajuste de pH não forneceu informações conclusivas. As manipulações são as mesmas, porém
os testes de aeração, filtração e extração em fase sólida em coluna C18 são realizados com
ajuste de pH para 3 e 10 (incluindo o pH inicial).
As manipulações da Fase I e os agentes-alvo correspondentes são apresentados no
Quadro 1.
Quadro 1. Categorias de agentes tóxicos caracterizados pelas diferentes manipulações da Fase
I (Adaptado de CETESB, 2010).
TESTE AGENTE ALVO
Ajuste de pH Ácidos e bases orgânicos com propriedades dependentes do
pH
Filtração Sólidos filtráveis ou compostos cuja solubilidade é
influenciada por condições ácidas e básicas.
Aeração
Sólidos voláteis (solventes orgânicos), oxidáveis (cloro) ou
flotáveis (surfactantes) ou compostos com volatilidade
dependente do pH
Extração em Fase Sólida –
Coluna C18
Compostos orgânicos não polares (solventes, pesticidas,
hidrocarbonetos aromáticos polinucleares), metais e
compostos com polaridade dependente do pH
Adição de EDTA Metais catiônicos (cobre, zinco, níquel e cádmio)
Adição de Tiossulfato de
sódio
Oxidantes (cloro, peróxidos), além de certos metais catiônicos
(cobre, cádmio, mercúrio).
Graduação de pH Agentes com toxicidade dependente de pH (amônia, sulfeto de
hidrogênio, certos metais).
A seguir, é apresentada uma breve descrição do método e aspectos considerados
importantes na hora da interpretação dos resultados (USEPA, 1992). Optou-se pela descrição
do método com o ajuste de pH por ser mais detalhado.
44
Testes com ajustes de pH
Esta manipulação consiste em ajustar o pH de duas alíquotas da amostra, uma para 3 e
outra para 10, as quais devem ser divididas em quatro partes, sendo uma para o teste de
toxicidade relativo ao ajuste de pH e as demais para os procedimentos de filtração, aeração e
extração em fase sólida (USEPA, 1992), conforme Figura 28 apresentada anteriormente
Os testes com ajuste de pH devem ser comparados ao teste base para detectar o
mecanismo de redução de toxicidade. Geralmente ocorre precipitação depois de mudanças
drásticas de pH. Se ela ocorrer, então o teste de filtração/ajuste de pH irá aparentemente
remover o composto tóxico e esforços devem ser focados na recuperação e identificação dos
componentes tóxicos retidos na membrana de filtração.
De igual maneira, podem ocorrer mudanças na polaridade ou volatilidade e, nesse caso,
se o teste com coluna C18 SPE ou de aeração reduzirem a toxicidade, essas manipulações
devem ser investigadas. Se a toxicidade for reduzida somente pela mudança de pH (o que não
é comum), não pode se aferir muito fazer muita coisa com essa informação, e o conjunto de
outras manipulações bem como adição de outras técnicas tais como troca de íons, também
deveriam ser checadas. A diminuição de toxicidade por degradação do composto é uma
possibilidade também, mas pouco provável de se detectar nesse estágio.
O ajuste de pH (para 3 ou para 10 e de volta para pH inicial) pode causar aumento de
toxicidade se houver aumento significativo de sólidos dissolvidos totais (SDT). As adições
ácido/base são tipicamente mais tóxicas em água de diluição do que no efluente. Os efeitos são
mais preocupantes em ensaios crônicos de AIT. Os efeitos da adição de cloreto de sódio
(NaCl) podem ser detectados medindo-se a condutividade antes e depois do ajuste de pH.
Aumentos apreciáveis na condutividade deveriam ser um aviso para se avaliar a toxicidade por
SDT causada por adição de ácidos e bases.
A adição de ácidos e bases ao efluente não fornece resultados comparáveis quando
adicionados à água de diluição. É necessário avaliar o branco da água de diluição para
determinar se a toxicidade causada pelos íons foi alcançada ou determinar a pureza dos
reagentes e soluções para esse teste e as outras manipulações. Os controles do teste base
providenciam informações da saúde dos organismos-testes, da água de diluição e das
condições laboratoriais. O ajuste de pH tem o intuito de servir como controle de toxicidade
para os testes subsequentes de filtração, extração em coluna e aeração com ajuste de pH.
45
Teste de filtração
Neste tratamento, alíquotas de amostra com pH igual a 3, pH inicial e pH igual a 10 são
filtradas.
A filtração fornece informações sobre substâncias tóxicas associadas a materiais
filtráveis presentes na amostra. Agentes tóxicos podem tornar-se biologicamente menos
disponíveis quando associados a partículas, exceto para organismos aquáticos filtradores
(cladóceros, por exemplo), que podem ingerir tóxicos absorvidos pelas células bacterianas ou
outros sólidos (USEPA, 1991b).
Através desta manipulação, também são avaliados os efeitos combinados do ajuste de
pH e da filtração. Compostos naturalmente dissolvidos em pH sem ajuste, em valores de pH
extremos tornam-se insolúveis ou associam-se a partículas em maior escala, podendo ser
removidos pela filtração. Consequentemente, partículas contaminadas pelo agente tóxico ou
compostos precipitados, são removidas e não estarão mais disponíveis para dissolução na
amostra quando for efetuado o reajuste de pH para o valor inicial. A mudança de pH também
pode destruir ou dissolver partículas, removendo superfícies de sorção ou direcionando o
equilíbrio sorção/dissolução na direção oposta.
Teste de aeração
Os testes com aeração destinam-se a detectar se a causa da toxicidade é atribuída a
compostos voláteis ou oxidáveis.
Tanto sob aspersão com oxigênio como nitrogênio, além da volatilização ou oxidação,
pode ocorrer a remoção de agentes tensoativos da solução. Durante a aspersão, tais agentes se
congregam na interface líquido/gás das bolhas de oxigênio ou nitrogênio e são carreadas
juntamente com as mesmas para a superfície do líquido aspergido. Quando as bolhas se
rompem, tais agentes são depositados e concentrados na superfície e nas paredes do recipiente
de aeração. Após a aspersão, pode-se formar um depósito, visível ou não, nas paredes do
frasco.
Teste extração de fase sólida em coluna C18
O deslocamento do equilíbrio de ionização em pHs elevado e baixo, podem fazer com
que a coluna C18 SPE extraia diferentes compostos que não extrairia em pH inicial. O pH é
ajustado e o efluente filtrado é passado em uma coluna C18 SPE para remover compostos
46
orgânicos apolares. Através do ajuste de pH para pH ácido ou básico, alguns compostos que
estão não ionizados ficam adsorvidos na coluna. Entretanto, a coluna se degrada em pH acima
de 9, então usa-se o valor de pH igual a 9 e não 10 nessa manipulação.
A toxicidade da amostra pós-coluna é avaliada e a não observação de efeitos tóxicos
indica a provável presença de agentes orgânicos apolares, grupo de compostos que inclui
solventes, hidrocarbonetos policíclicos aromáticos (HPAs) e alguns pesticidas (NORBERG-
KING, 2005).
Quando há redução de toxicidade na amostra pós-coluna, a mesma deve ser eluída com
um solvente (metanol, geralmente) de modo a recuperar os agentes tóxicos e confirmar sua
toxicidade. Além disso, quelatos de metais relativamente não polares também podem ser
removidos pela coluna, porém, não são recuperados pela eluição com metanol.
Teste de adição de EDTA
Corresponde à adição de um gradiente de concentração de EDTA à amostra para
identificar se a toxicidade da mesma se deve a presença de metais catiônicos. O EDTA é um
poderoso agente quelante e sua adição a soluções aquosas pode determinar a formação de
complexos organometálicos fortes, convertendo, dessa forma, metais inicialmente dissolvidos
em formas não tóxicas.
A eficiência na remoção da toxicidade do metal por EDTA é função do pH da solução,
do tipo e especiação do metal, da presença de outros ligantes na solução e da afinidade do
EDTA pelos metais versus a afinidade dos metais pelos tecidos dos organismos. Entre os
cátions tipicamente quelados pelo EDTA estão o bário, cádmio, cobalto, cobre, ferro, chumbo,
manganês, níquel, estrôncio e zinco. O EDTA não complexa formas aniônicas de metais como
selenitos, cromatos e hidrocromatos, além de formar quelatos fracos como arsênio e mercúrio.
Para C. dubia, a toxicidade crônica do EDTA não tem relação com a dureza da água. O
CENO do EDTA em água mole reconstituída é de 3,1 mg.L-1
(C. dubia – 7 dias) já para água
muito mole é: 2,5 mg.L-1.
Teste com tiossulfato de sódio
Consiste na adição de tiossulfato de sódio, um agente redutor, que reage com agentes
oxidantes (cloro, iodo, bromo e íons manganosos), reduzindo ou eliminando a toxicidade da
amostra. O tiossulfato de sódio também pode complexar metais catiônicos como cobre,
47
cádmio, prata e selênio e, nesse sentido, os resultados obtidos devem ser comparados e
complementados com os testes com adição de EDTA.
Testes com graduação de pH
Esse procedimento avalia a presença de agentes cujos efeitos tóxicos se alteram em
função do valor de pH, ou seja, compostos cujas formas ionizada e não ionizada apresentam
diferenças de toxicidade detectáveis. Geralmente, os testes de toxicidade são efetuados nos
valores de pHs 6, 7 e 9 para amostras de água doce. Entre os compostos que apresentam
diferenças de dissociação na faixa de pH fisiologicamente tolerável (6 a 9), destacam-se a
amônia, sulfeto de hidrogênio, cianeto, alguns compostos orgânicos e certos metais.
A toxicidade dependente de pH parece ser afetada pela temperatura, oxigênio
dissolvido, concentração de CO2 e sólidos dissolvidos totais. O teste de graduação de pH é
mais efetivo em diferenciar substâncias relacionadas a amônia do que outras causas de
toxicidade. O maior desafio desse teste é manter o pH constante na solução teste.
Uma vez concluída a fase de caracterização, verifica-se qual ou quais manipulações
reduziram ou alteraram a toxicidade, através de interferências sobre características físico-
químicas dos agentes tóxicos (sensibilidade ao pH, filtrabilidade, volatilidade, solubilidade,
degradabilidade ou redutibilidade por EDTA). Em função dessas características, a investigação
pode ser dirigida para a identificação de metais catiônicos, orgânicos não polares, surfactantes,
amônia, oxidantes ou sólidos totais dissolvidos.
2.2.3. Fase II – Identificação
A Fase II utiliza uma combinação de testes de toxicidade com análises químicas, tendo
como ponto de partida os tratamentos da Fase I que alteraram, reduziram ou removeram a
toxicidade. De um modo geral, os procedimentos da Fase II (USEPA, 1993a), destinam-se a
identificação de:
Compostos Orgânicos Apolares
Utiliza-se uma coluna C18 para extrair compostos das amostras por meio de eluições
com soluções metanol/água progressivamente menos polares (o metanol é o solvente utilizado
rotineiramente nos experimentos com a coluna C18 devido à sua baixa toxicidade a organismos
48
aquáticos, sobretudo aos cladóceros). Cada fração resultante da eluição é testada quanto à
toxicidade e as frações que causam efeito tóxico são concentradas e analisadas por
cromatografia gasosa (CG-MS)
Metais
Na Fase I, a remoção (ou redução) da toxicidade no ensaio com adições de EDTA,
constitui o melhor indicador da presença de cátions divalentes em concentrações tóxicas na
amostra. Outras manipulações que também sugerem a presença desses metais são os testes
com adições de tiossulfato de sódio, a extração em coluna C18 sem recuperação dos efeitos no
eluato com metanol e a filtração combinada com pH reajustado para 10 (USEPA, 1991b).
Na Fase II são efetuadas manipulações químicas tais como testes com adição de EDTA
e tiossulfato de sódio, ensaios para avaliar alterações de toxicidade com variações do pH,
testes de troca iônica e testes de toxicidade adicionais. Os dados obtidos nas manipulações são
complementados com dados de monitoramento e informações históricas, de modo a definir
uma lista de metais suspeitos, seus respectivos limites de detecção e valores de toxicidade para
a espécie utilizada nos estudos. Seguem-se as análises químicas para os metais definidos, por
meio de uma série de técnicas, incluindo absorção atômica, espectrometria de massa com
plasma indutivamente acoplado (ICP-MS) e espectrometria de emissão atômica com plasma
indutivamente acoplado (ICP-AES).
Nitrogênio amoniacal
O nitrogênio amoniacal pode ser considerado agente suspeito pela toxicidade quando,
na Fase I, observa-se aumento de toxicidade em pH mais elevado (no teste com graduação de
pH), e/ou quando há redução dos efeitos tóxicos no teste de aeração com pH 11 (USEPA,
1993b).
Para sua identificação, a Fase II inclui o teste de graduação de pH (o ajuste pode ser
obtido por adições de ácido/base, adições de tampões ou pela introdução de CO2), a extração
com resina de zeólita e a extração com ar.
49
Cloro
Além da análise de cloro residual total, os resultados da Fase I que sugerem este agente
como causador da toxicidade são a redução dos efeitos tóxicos no teste com adições de
tiossulfato de sódio e nos testes com aeração (USEPA, 1991b;1993b). Na Fase II, a
identificação da toxicidade devido ao cloro inclui a avaliação dos efeitos tóxicos após as
adições de tiossulfato de sódio, a determinação do cloro residual total e da toxicidade no
momento da entrada da amostra e ao longo do seu período do armazenamento, para verificar
se ocorre redução dos mesmos.
Agentes tóxicos removidos por filtração
Quando os agentes tóxicos são removidos por filtração, normalmente aplicam-se
técnicas de recuperação da toxicidade a partir do elemento filtrante, efetuando-se a extração
com água ou solventes (metanol, por exemplo).
2.2.4. Fase III – Confirmação
O objetivo da Fase III é confirmar que os agentes tóxicos caracterizados e identificados
previamente (Fase I e II) são, de fato, os responsáveis pela toxicidade das amostras. Burkhard
e Ankley (1989) consideram-na a etapa mais crítica do processo, pois os procedimentos das
Fases I e II podem criar artifícios que conduzem a conclusões errôneas sobre os agentes
tóxicos. A USEPA (1993c) propõe o uso de uma ou mais técnicas para esta etapa e que podem
ser as seguintes:
Correlação
Destina-se a verificar se existe ou não uma relação consistente entre a concentração do
agente tóxico suspeito e a toxicidade da amostra. Para tanto, efetua-se uma análise de
regressão da toxicidade devida às concentrações do agente suspeito, medida em amostras
coletadas ao longo do tempo. Para que a correlação seja bem sucedida, a variação temporal
deve ser suficientemente ampla, permitindo a obtenção de uma série adequada de valores.
50
Observação dos sintomas nos organismos testados
Quando os sintomas observados (ex: tempo para que ocorra a mortalidade) em um teste
de toxicidade com o composto químico suspeito puro são muito diferentes dos observados na
amostra (com concentrações similares do referido agente), há fortes evidências de que a
identificação esteja errada.
Sensibilidade das espécies
Quando duas espécies exibem diferenças marcantes de sensibilidade ao agente
suspeito, em testes de toxicidade com o agente puro, e os mesmos padrões de sensibilidade são
obtidos com as amostras do efluente, há evidências de que o composto suspeito seja realmente
o responsável pela toxicidade.
Contaminação
Evidências de uma identificação correta podem ser obtidas pela contaminação de
amostras com o agente tóxico suspeito. Se a toxicidade aumenta na mesma proporção em que
a concentração do agente é incrementada, pode-se concluir que identificação esteja correta.
Balanço de massas
É uma abordagem aplicável apenas quando a toxicidade pode ser, ao menos
parcialmente removida da amostra e recuperada logo em seguida. Trata-se de uma abordagem
útil nos casos em que a coluna remove a toxicidade. As frações da eluição da coluna C18 são
avaliadas individualmente quanto à toxicidade; os valores obtidos são somados e comparados
ao valor da toxicidade total perdida pela amostra.
Deleção
Consiste na remoção do agente suspeito da amostra por um determinado período de
tempo, acompanhada da realização de testes de toxicidade para verificar se também ocorre a
suspensão dos efeitos tóxicos.
51
2.2.5. Análise estatística de ensaios de toxicidade crônica em AIT
O método estatístico mais utilizado para determinar a toxicidade crônica dos ensaios de
AIT é o método de interpolação linear desenvolvido por Norberg-King (1993).
O teste de interpolação linear é um teste de estimativa pontual não paramétrico. Esse
método foi particularmente desenvolvido para análise de dados de ensaio de toxicidade crônica
de curta duração, sendo utilizado para calcular a concentração do agente químico que causa
determinada porcentagem de redução (25%, 50%, etc.) na reprodução ou crescimento dos
organismos-teste (Concentração de Inibição – CIp) (ZAGATTO e BERTOLETTI, 2008). Tal
método efetua análise de regressão, estabelecendo uma equação para a relação
concentração/resposta que constitui a base da interpolação das concentrações não testadas.
Dessa forma, podem ser estimados efeitos deletérios correspondentes a concentrações não
utilizadas. Além disso, utiliza a variabilidade nos tratamentos para calcular os limites de
confiança sobre as proporções de efeito observadas (STEPHAN e RODGERS, 1985).
Um dos programas computacionais mais comuns utilizados para esse tipo de expressão
é o programa ICpin (Norberk-King, 1993) e a concentração de inibição (p) geralmente
escolhida nos ensaios crônicos de AIT é 25% (CI25%) pois é sugerido como sendo
equivalente ao CENO (USEPA, 1991c).
2.2.6. Uso do AIT como ferramenta na avaliação de efluentes.
A toxicidade é um parâmetro muito útil para proteção de corpos receptores contra
potenciais impactos na qualidade da água. A EPA publicou manuais que fornecem métodos
para identificação de toxicidade aguda e crônica em água doce e marinha. (USEPA, 1992).
Estes manuais encontram-se disponíveis desde o final da década de 70 (água doce) e meados
da década de 80 (marinha), sendo ambos revisados na década de 90 e vêm sendo utilizados
desde então como ferramenta para a diminuição do impacto que os tóxicos causam ao meio
ambiente.
Ankley e Bukhard (1992) conduziram um estudo parcial de avaliação e identificação da
toxicidade (Fases I e II) com o efluente de uma estação de tratamentos de esgotos que
realizava apenas tratamento primário. A presença de surfactantes foi indicada como a principal
classe de compostos responsáveis pela toxicidade.
Curtis et al. (1995) identificaram os principais compostos responsáveis pela toxicidade
de um efluente de uma indústria de circuitos de automóveis e computadores, através da
52
realização das Fases I e II de um estudo de avaliação e identificação de toxicidade. Os
compostos identificados foram éster de fosfato e a amônia não ionizada. Através desses
resultados foi possível identificar quais etapas do processo de produção geravam esses
produtos e dessa forma, algumas modificações operacionais foram implementadas bem como a
substituição de alguns insumos utilizados. Todas essas medidas em conjunto resultaram na
diminuição da carga tóxica do efluente lançado no corpo receptor.
Hockett e Mount (1996) conduziram estudos de AIT em um efluente (com dureza de
20 mg CaCO3L-1
) de uma pequena fábrica e notaram que a adição de EDTA e tiossulfato de
sódio eliminou a toxicidade aguda do efluente para o organismo C. dubia. Aliado a outros
fatores como redução de toxicidade após filtração em pH elevado e após adição de matéria
orgânica, os autores suspeitaram que os responsáveis pela toxicidade eram metais. As análises
químicas mostraram a presença de Cu (0,02 mg.L-1
) em concentrações tóxicas e estudos
subsequentes confirmaram o metal como causador da toxicidade do efluente. Os autores
também conduziram estudos de AIT utilizando C. dubia com outro efluente de planta
municipal. A adição de EDTA removeu completamente a toxicidade do efluente, já a adição
de tiossulfato de sódio não. Análises químicas no efluente detectaram concentrações de Ni de
0,9 mg.L-1
, Zn de 0,06 mg.L-1
e Mn de 0,02 mg.L-1
. Os autores atribuíram a toxicidade devido
ao Ni baseando-se no fato da CL50;48h desse metal ser de 0,013 mg.L-1
para C. dubia segundo
Schubauer-Berigan et al. (1993a). Além disso, nesse mesmo trabalho, os autores apresentaram
quais metais eram fortemente e fracamente complexados pelo EDTA e/ou pelo tiossulfato de
sódio como segue apresentado na Figura 7. Esses estudos ajudam a elucidar quais os possíveis
metais que causam toxicidade em uma amostra nos ensaios de AIT.
Figura 7. Redução da toxicidade de metais para C. dubia em resposta à adição do EDTA e o
tiossulfato de sódio (Adaptado de Hockett e Mount, 1996).
53
Mount e Hockett (2000) aplicaram o método de AIT em efluente de indústria de grande
porte. Os autores não alcançaram redução de toxicidade após o tratamento com carvão ativado
e resina de troca catiônica, mas a toxicidade foi completamente removida com o uso do leito
misto de troca iônica e resina aniônica. Análises químicas detectaram níveis de cromo
hexavalente capazes de causar a toxicidade aguda observada no efluente. A origem do cromo
era devido ao mau funcionamento do trocador de calor da fábrica, que após ser corrigido, não
houve mais detecção de cromo em níveis elevados, nem toxicidade no efluente de estudo.
Chan et al. (2003) realizaram o método AIT com efluentes de uma indústria de
tingimento em Hong Kong utilizando a bactéria luminescente Vibrio fisheri. A Fase I indicou
que os ânions eram os principais responsáveis por toda a toxicidade do efluente, devido a
diminuição de toxicidade após a manipulação de ajuste de pH/resina de troca aniônica. Na
Fase II, foram identificados quatro ânions com concentração relativamente elevada (>100
mg.L-1
): flúor, cloreto, sulfeto e sulfato. Na Fase III, utilizando o método de contaminação
(spiking) e balanço de massas, confirmou-se que o sulfeto era o principal causador de
toxicidade do efluente em estudo.
Isidori et al. (2003) realizaram estudos de AIT com lixiviado de aterro sanitário na
Itália utilizando como organismos-teste a bactéria Vibrio fischeri, o rotífero Brachionus
calycifloruse os microcrustáceos Thamnocephalus platyuruse e Daphnia magna. Neste estudo,
o organismo mais sensível ao efluente em questão foi o T. platyurus. Já o organismo menos
sensível foi a bactéria V. fischeri. Os resultados mostraram que a toxicidade apresentada pelos
organismos foi principalmente devido aos metais divalentes que são quelados pelo EDTA,
compostos apolares, sólidos em suspensão e amônia, que era a maior suspeita da causa da
toxicidade. Os autores sugerem o uso dos organismos T. platyurus e do rotífero Brachionus
calyciflorus, pois foram os organismos que se apresentaram sensíveis ao efluente dentre os
quatro estudados e por serem de cadeias tróficas diferentes. Além disso, ensaios
ecotoxicológicos com o rotífero seria uma ferramenta interessante no monitoramento da
estação de tratamento por possuir um papel de grande importância no lodo biológico.
Buratini et al. (2007) aplicaram o método de AIT para identificar a toxicidade aguda do
rio Baquirivu-Guaçu (Alto Tietê) em São Paulo, utilizando C. dubia como organismo-teste. Os
resultados obtidos nos experimentos da Fase I indicaram compostos orgânicos não polares
como agentes responsáveis pela toxicidade de duas amostras. Já para uma terceira amostra
foram evidenciados metais catiônicos como prováveis agentes tóxicos, sendo que
manipulações da Fase II permitiram identificar o zinco como responsável pelo efeito agudo ao
microcrustáceo.
54
Wang et al. (2010) avaliaram a combinação dos efeitos do cálcio com outros metais em
um efluente de fábrica de reciclagem de metais utilizando o nemátodo Caenorhabditis elegans
como organismo-teste. Os autores utilizaram o método de AIT para confirmar os efeitos
combinatórios de metais tóxicos no efluente e observaram que a combinação de Ca2+
+ Al3+
+
Fe2+ apresentavam efeito sinérgico (aditivo) na toxicidade e que o cálcio exerce grande efeito
nos outros dois metais citados no sinergismo.
Brix et al. (2010) conduziram estudos de AIT em um efluente de mineradora utilizando
C. dubia como organismo-teste. Os ensaios das fases I e II indicaram que o Ca2+
e SO42-
contribuíram para a toxicidade, mas não eram os únicos responsáveis. Estudos subsequentes
revelaram a contribuição do tiocianato para a toxicidade do efluente. Os autores realizaram
uma simulação do efluente para a fase III do estudo, adicionando os íons suspeitos e o
tiocianato em água de diluição e encontraram toxicidade próxima ao do efluente, confirmando
a suspeita de que eram os tóxicos presentes no efluente.
Com relação a efluentes oriundos de refinarias de petróleo, Badaró-Pedroso (1999)
realizou estudos de AIT com amostras brutas e tratadas (ETE - São Sebastião) de água de
produção de petróleo utilizando ensaios com os organismos: Mysidopsis juniae, Vibrio fisheri,
Lytechinus variegatus e Arbacia punctulata. A água de produção bruta apresentou salinidade
elevada, altos teores de amônia, óleos e graxas, sulfetos, pH variável e baixos teores de
oxigênio dissolvido. A identificação da toxicidade de amostras fracionadas por AIT indicou os
tratamentos com coluna C18, Ulva sp, filtração e EDTA foram as mais eficientes na redução
de toxicidade. Segundo a autora, esses resultados sugerem a presença de quatro classes de
contaminantes associados à toxicidade final: orgânicos não polares, amônia, material
particulado e metais.
Em 2001, o Centro de Pesquisas Leopoldo Américo Miguez de Mello (CENPES) da
Petrobras, realizou um estudo de AIT (PETROBRAS, 2001) em uma corrente interna de
efluente da estação de tratamento da REDUC, especificamente a corrente de águas oleosas. O
estudo teve como objetivo a adaptação e implementação, no CENPES, de algumas
metodologias do procedimento de AIT da USEPA, para utilização na identificação dos
contaminantes causadores de toxicidade aguda em efluentes hídricos. Para isto, foram
aplicados os testes de caracterização de toxicidade (Fase I) do referido procedimento, à
amostra de uma corrente interna da Estação de Tratamento de Despejo Industrial – ETDI da
REDUC, bem como às soluções padrão (individual e mistura) de poluentes representativos.
Dados de análises químicas foram também utilizados, para suporte às interpretações dos testes
55
de toxicidade. A Fase I de caracterização apresentou como responsáveis pela toxicidade
substâncias adsorvidas em material em suspensão e poluentes orgânicos apolares devido à
redução/remoção de toxicidade após a passagem da amostra na coluna C18 e após a filtração.
O estudo de Tischler (2013) apresentou diversos trabalhos de AIT com efluentes de
refinaria de petróleo nos Estados Unidos. O autor destacou que os principais tóxicos presentes
nesses efluentes foram os sólidos dissolvidos totais (SDT), fluoreto, nitrito, amônia, compostos
orgânicos e metais tais como cobre, zinco, chumbo e níquel. O autor também ressaltou que
outros parâmetros desse efluente tais como dureza e condutividade eram capazes de reduzir a
biodisponibilidade desses metais no efluente, reduzindo assim sua toxicidade.
2.3. EFLUENTES DE REFINARIA DE PETRÓLEO
2.3.1. Características do Petróleo
O petróleo é o produto mais consumido e importante da sociedade moderna, pois é
fonte não só de combustível e de energia, como também é usado na produção de plásticos,
tintas, fertilizantes, inseticidas, remédios e dentre outros. A composição exata de petróleo varia
muito de fonte para fonte (ANCHEYTA, 2011). Por esse motivo, as refinarias podem ser
muito diferentes devido ao fato de que as operações que são usadas em determinada refinaria
dependem das propriedades do petróleo que será refinado e dos produtos desejados
(MARIANO, 2001).
Óleos de baixa densidade apresentam um alto potencial de produção de derivados
combustíveis leves, como a gasolina. Já os óleos mais pesados, com aspecto muito escuro,
viscoso e denso, possuem grandes proporções de derivados pesados, como o asfalto
(SPEIGHT, 1991).
A composição elementar do petróleo varia pouco, conforme pode ser verificado na
Tabela 6, tal fato pode ser devido à sua constituição de séries homólogas de hidrocarbonetos
que são substâncias compostas por átomos de carbono e hidrogênio (BRASIL et al., 2012). Os
outros elementos presentes aparecem geralmente associados às moléculas de hidrocarbonetos
e, normalmente, em maiores teores nas frações pesadas do petróleo (BRASIL et al., 2012).
56
Tabela 6. Composição média do petróleo (SPEIGHT, 1991)
Elemento Massa (%)
Carbono 83,0-87,0
Hidrogênio 10,0-14,0
Enxofre 0,05-6,0
Nitrogênio 0,1-2,0
Oxigênio 0,05-1,5
Metais <0,3
Com relação à pequena variação elementar dos petróleos, suas propriedades físicas
podem variar bastante de acordo com a proporção dos diferentes tipos de compostos presentes,
que podem ser divididos em duas grandes classes (BRASIL et al., 2012).
-Hidrocarbonetos propriamente ditos: alcanos (ou parafínicos), cicloalcano (ou
naftênicos), olefínicos, aromáticos.
-Resinas, asfaltenos e contaminantes orgânicos sulfurados, oxigenados, nitrogenados e
organometálicos. Também contém carbono e hidrogênio, porém também contêm outros
componentes.
Além disso, os diferentes tipos de petróleo são classificados segundo uma gradação que
vai de leves (menos densos) a pesados (mais densos). De acordo com as normas do American
Petroleum Institute, essa classificação é conhecida também como “grau API”. Segundo essa
classificação, quanto menor a densidade do petróleo, maior o grau API e maior seu valor
comercial (SPEIGHT, 2006). A Tabela 7 apresenta a composição dos diferentes tipos de
petróleo.
57
Tabela 7. Composição dos diferentes tipos de petróleo cru. (Adaptado de Ancheyta, 2011).
Extra- leve Leve Pesado Extra-pesado
Grau API >50 22-32 10-22 <10
Hidrocarbonetos Massa (%)
Asfaltenos 0- <2 <0,1-12 11-25 15-40
Resinas 0,05-3 3-22 14-39
Óleos - 67-97 24-64
Impureza Massa (%)
Enxofre total 0,02-0,2 0,05-4,0 0,1-5,0 0,8-6,0
Nitrogênio total 0,0-0,01 0,02-0,5 0,2-0,8 0,1-1,3
Níquel + Vanádio <10 10-200 50-500 200-600
Como apresentado na Tabela 7, quanto menor o grau API, mais pesado é o petróleo,
maior é a quantidade de impurezas (nitrogênio, enxofre e metais) e asfaltenos (compostos de
elevada massa molecular) em comparação com os óleos mais leves que são de melhor
qualidade. Tais propriedades tornam o tratamento do óleo pesado mais difícil do que o
utilizado para o óleo leve, necessitando de mais processos para seu refino (ANCHEYTA,
2011).
2.3.2. Processos de refino de petróleo
Ao ser planejada e construída, uma refinaria de petróleo pode ser classificada em três
grupos, de acordo com o seu objetivo básico: produção de combustíveis, produção de óleos
básicos lubrificantes e parafinas e produção de matérias-primas para indústrias petroquímicas
de primeira geração. Já os tipos de processos de refino que podem constituir uma refinaria de
petróleo são comumente classificados em função do tipo de transformação que agregam à
corrente de entrada, consistindo nos seguintes grupos conforme esquema da Figura 8.
58
Figura 8. Processos de refino de petróleo. (Brasil et al., 2012).
Os processos auxiliares não agregam propriamente transformação do petróleo ou às
suas frações em si, mas são essenciais ao esquema de refino. A Figura 9 caracteriza de forma
resumida os processos físicos (separação), os quais têm por finalidade “quebrar” o petróleo em
suas frações mais básicas, ou processar uma fração que tenha sido anteriormente gerada, para
que dela se remova um grupo específico de compostos (MARIANO, 2001).
Físicos
Destilação de Petróleo
Desasfaltação
Desaromatização
Desparafinização
Desoleificação
Conversão química
Craqueamento catalítico
Coqueamento retardado
Hidrocraqueamento catalítico
Reforma catalítica
Alquilação catalítica
Acabamento
Tratamento cáustico
Hidrotratamento (HDT)
Tratamento com aminas
Auxiliares
Geração de hidrogênio
Tratamento de água ácida
Tratamento de águas de processo
Recuperação de enxofre
59
Figura 9. Processos físicos no refino de petróleo. (Brasil et al., 2012; Mariano, 2001).
Os processos de conversão química, que estão resumidos na Figura 10, diferem dos
processos físicos por promoverem reações químicas mediante a ação conjugada da temperatura
e da pressão, na presença do meio reacional conveniente, sendo muitas vezes na presença de
catalisadores (BRASIL et al., 2012).
• É o tratamento do óleo para a remoção de sais. Esse processo também remove alguns metais e os sólidos em suspensão que podem causar danos aos equipamentos. O processo de dessalinização do óleo cru gera uma corrente de água salgada residual, que normalmente é adicionada a outras correntes aquosas residuárias, indo então para as estações de tratamento de efluentes das refinarias.
Dessanilização
• Consiste na separação de frações de hidrocarbonetos presentes no petróleo com base na diferença de suas temperaturas de ebulição. Tem como produtos o GLP, naftas, querosenes etc. Existem dois tipos de destilação: atmosférica e à vacuo.
Destilação
• Tem por objetivo extrair, por ação de um solvente, um gasóleo de alta viscosidade contido no resíduo de destilação à vácuo. Tem como produtos o óleo desasfaltado (matéria prima para outros processos).
Desasfaltação
• Objetiva a recuperação dos compostos aromáticos da corrente de nafta, rica em hidrocarbonetos aromáticos leves e remoção de aromáticos das frações lubrificantes com o objetivo de aumentar o índice de viscosidade do produto.
Desaromatização
• Objetiva reduzir o teor de hidrocarbonetos parafínicos de cadeia linear ou pouco ramificada, que conferem ao lubrificante alto ponto de fluidez.
Desparafinização
• O mesmo processo de cristalização e separação de parafinas é empregado para a purificação de parafina oleosa, com a diferença de ser realizado em temperaturas positivas.
Desoleificação
60
Figura 10. Processo de conversão química de refino de petróleo. (Brasil et al., 2012).
A Figura 11 resume os processos de tratamento de refino que têm por função, melhorar
a qualidade dos derivados, sendo também conhecidos por processos de acabamento. Assim
como os processos de conversão, eles são de natureza química, apesar de seus objetivos não
serem realizar profundas modificações nas frações, mas sim de eliminar os contaminantes
presentes e estabilizar quimicamente o produto acabado (Brasil et al., 2012).
• Processo de quebra molecular, tendo como principal carga os gasóleos produzidos na unidade de destilação à vácuo. Tem como produtos moléculas menores como gás combustível, GLP, nafta, gasóleo leve e decantado.
Craqueamento catalítico
• Tem como carga principal um resíduo, normalmente de vácuo, que, submetido à alta temperatura (485ºC) por um pequeno intervalo de tempo, é craqueado produzindo gases, nafta, gasóleos e coque.
Coqueamento retardado
• Consiste na quebra de moléculas existentes na carga (gasóleo de vácuo) por ação conjugada do catalisador, em altas temperaturas e pressões. Ao mesmo tempo que ocorrem as quebras, acontecem também reações de hidrogenação das moléculas.
Hidrocraqueamento catalítico
• Tem por objetivo transformar uma nafta rica em hidrocarbonetos parafínicos ou naftênicos em outra, rica em hidrocarbonetos aromáticos. Além disso gera gás combustível, GLP e uma corrente rica em hidrogênio.
Reforma catalítica
• É um processo que se baseia na junção de duas moléculas leves para a formação de uma terceira de maior cadeia. O produto principal é a gasolina de elevado número de octano.
Alquilação catalítica
61
Figura 11. Processos de tratamento no refino de petróleo. (Brasil et al., 2012).
Os processos auxiliares apresentados na Figura 12 são operações importantes de uma
refinaria, porém não estão diretamente envolvidas com a produção de derivados e se
caracterizam por fornecer insumos à operação de outros processos ou aqueles cujo objetivo é o
de tratar correntes efluentes das operações industriais (BRASIL et al., 2012).
• Objetiva eliminar compostos ácidos de enxofre, tais como o H2S e os mercaptanos, presentes principalmente no gás combustível e GLP, utilizando uma solução aquosa de soda cáustica (NaOH).
Tratamento cáustico
• Processo específico para remoção de H2S das frações leves do petróleo, com o gás combustível e o GLP. O tratamento gera uma corrente de gás ácido rico em H2S e é obrigatória junto às unidades de craqueamento catalítico, coqueamento retardado e hidroprocessamento devido à grande produção de H2S nessas unidades.
Tratamento com aminas
• Além da redução do teor de enxofre, o hidrotratamento (HDT) tem como objetivos a remoção de outros contaminantes como o nitrogênio, o oxigênio e os metais, dependendo do tipo de carga e do objetivo do tratamento.
Hidrotratamento (HDT)
62
Figura 12. Processos auxiliares no refino de petróleo. (Brasil et al., 2012).
A partir do apresentado, o item 2.3.3 a seguir objetiva apresentar, de maneira mais
detalhada, os efluentes gerados pelos processos de refinaria tendo como foco os contaminantes
por eles gerados.
2.3.3. Efluentes e contaminantes decorrentes dos processos de refino de petróleo
A média de consumo de água em refinarias brasileiras é de 0,9 m3
água/m3 de óleo
processado, totalizando um consumo de água diário de 203, 438 m3 (POMBO et al., 2013).
De acordo com Hill (2003) torres de resfriamento e alimentação das caldeiras
respondem pelo principal consumo de água nas refinarias.
Na alimentação das caldeiras, o vapor gerado por elas, é utilizado nos processos de
retificação com vapor (“stripping”) e destilação (MARIANO, 2001). Esse vapor por sinal pode
• Objetiva suprir a demanda de hidrogênio das unidades de hidrotratamento, complementando o hidrogênio gerado na reforma catalítica. O processo mais usual de geração de hidrogênio consiste na reação química de hidrocarbonetos com vapor d 'água. Essa reação ocorre à elevada temperatura com o auxílio de catalisadores a base de níquel.
Geração de Hidrogênio
• São intituladas águas ácidas, as águas contaminadas com H2S e HCl. No entanto, diversos efluentes solúveis em água, quando produzidos continuamente, podem ter como destino esse tratamento. Assim, a água ácida pode também conter amônia, fenol, cianeto, entre outros contaminantes, e as concentrações de amônia e H2S são as mais representatívas desse efluente.
Tratamento de águas ácidas
• Etapa necessária como fonte de resfriamento em unidades de processo ou como alimentação da unidade de geração de vapor d'água, ou para simples descarte final, de acordo com a qualidade requerida pelo corpo receptor.
Tratamento de águas de processo
• Objetiva a produção de enxofre na sua forma elementar a partir de uma corrente de gás ácido rica em H2S. A reação é feita em duas etapas, uma térmica e outra catalítica.
Recuperação de enxofre
63
estar contaminado, visto que o mesmo entrou em contato com as frações de petróleo (HILL,
2003).
Basicamente, quatro tipos de efluentes são produzidos: águas contaminadas coletadas a
céu aberto, águas de refrigeração, águas de processo e efluentes sanitários (MARIANO, 2001).
De acordo com Lesage et al. (2008) os principais processos de uma refinaria que geram
águas residuárias são o armazenamento, a dessalinização, o fracionamento, craqueamento
térmico e catalítico, a reforma catalítica, a polimerização, alquilação, isomerização e refino de
solvente.
A Tabela 8 mostra os processos que ocorrem nas refinarias com suas respectivas
emissões de efluentes e contaminantes decorrentes de cada um deles.
Tabela 8. Etapas do processo de refino do petróleo e os efluentes, resíduos e emissões gerados.
(Adaptado de Mariano, 2001).
Processo Efluentes de processo
Hidrotratamento/
Hidroprocessamento NH3, H2S, sólidos em suspensão, fenóis, pH elevado, DBO e DQO
elevados.
Destilação atmosférica
Óleo, H2S, NH3, sólidos em suspensão, cloretos, mercaptanas, fenol,
pH elevado.
Coqueamento Óleo, H2S, NH3, sólidos em suspensão, fenol, pH elevado e fenol.
Craqueamento catalítico Elevados níveis de: óleo, H2S, NH3, sólidos em suspensão, fenóis,
cianetos, pH, DBO, DQO.
Hidrocraqueamento
catalítico
Elevados níveis de: DQO, H2S, NH3, sólidos em suspensão. Níveis
relativamente baixos de DBO.
Além das etapas mencionadas na Tabela 8, a etapa de dessalinização gera efluente em
que é comum o aparecimento do sulfeto, metais e sólidos em suspensão como contaminantes
(MARIANO, 2001) além de um efluente com elevada salinidade (BRASIL et al., 2012).
Outros contaminantes presentes em efluentes de refinaria são os compostos metálicos,
apesar de não mencionados na Tabela 8. Esses compostos se apresentam sob duas formas
básicas: como organometálicos ou como sais inorgânicos de Na, Ca, Ni, Mg etc. (BRASIL et
al., 2012). Estes últimos não fazem parte do petróleo mas encontram-se dissolvidos ou
dispersos na água emulsionada, e devem ser removidos na etapa de dessalinização, como
comentado anteriormente. Já os organometálicos tendem a se concentrar nas frações mais
pesadas, estando presentes, principalmente, nas estruturas dos asfaltenos e das resinas
64
(BRASIL et al., 2012). Os metais que ocorrem normalmente no petróleo são: ferro, zinco,
cobre, chumbo, arsênio, cobalto, molibdênio, manganês, cromo, mercúrio, níquel e vanádio,
sendo esses dois últimos, o de maior incidência (BRASIL et al., 2012).
Em relação aos processos da refinaria que podem gerar metais, essas são:
dessalinização, craqueamento catalítico e reforma catalítica. Além disso, há outras fontes de
metais nas refinarias, como as tubulações que são feitas geralmente de chumbo e cobre
(MARIANO, 2001, ANCHEYTA, 2011). Os metais de maior abundância e importância nos
processos de refino são o níquel e o vanádio e, algumas vezes, o ferro. Estes metais se ligam
aos asfaltenos (fração mais pesada do petróleo) pela formação de complexos de metalo-
porfirinas (SPEIGHT, 1999). A Tabela 9 apresenta as concentrações médias dos metais
encontrados em efluentes de refinaria.
Tabela 9. Concentração média dos metais encontrados em efluentes de refinaria. (Adaptado de
Braile, 1979).
Metal Concentração média (mg.L-1
)
Cádmio 0,04
Chumbo 0,23
Cobre 0,07
Cromo 0,28
Níquel 0,11
Zinco 0,17
Além dos contaminantes já mencionados, outros que usualmente são encontrados nos
efluentes de refinaria são: cloretos, compostos naftênicos, nitrogenados e organosulfurados,
ácidos sulfúrico e fluorídrico, carbonatos, hidróxidos de sódio e de amônia, óleo livre e
emulsionado (MARIANO, 2001; PARKASH, 2003; HOSHINA e MARIN-MORALES,
2010). Sarathy et al. (2002) avaliaram as concentrações de contaminantes decorrentes de cada
corrente de uma refinaria no Canadá. O resultado encontra-se na Tabela 10.
65
Tabela 10. Concentração de contaminantes nas correntes de cada processo de refino e na corrente final. (Adaptado de Sarathy et al., 2002).
Parâmetro
(mg.L-1
)
Destilação
atmosférica
splitter Alquilação Craqueamento
catalítico
Polimerização Torre de
resfriamento
Caldeira Corrente
final
Fluoreto 0,54 0,45 0,16 <0,02 <0,02 0,15 0,06 0,26
Nitrogênio
amoniacala
34,9 5,66 2,79 0,010 0,009 0,0085 <0,005 49
Fosfato 0,29 1,52 0,0015 0,0015 0,002 1,19 3,44 0,56
Sulfeto 51,5 50,8 <0,2 <0,02 <0,02 0,02 <0,02 37
Benzeno 24,9 24,7 <0,0005 <0,0005 <0,0005 <0,0005 <0,0005 3,55
Etilbenzeno 1,83 1,79 <0,0005 <0,0005 <0,0005 <0,0005 <0,0005 0,29
Tolueno 21,2 27,7 <0,0005 <0,0005 <0,0005 <0,0005 <0,0005 3,87
Óleos e graxas 8,5 39,5 <5 <5 <5 <5 <5 200
DBO 285 389 <5 8 10,5 <5 6,5 201
DQO 921 1090 302 37,5 32 110 71 745
Fenóis 1,9 3,7 0,21 0,01 0,01 <0,2 0,03 4,55
pHb 6 6 7 5,5 6 NA 11 10
a Unidade:
mg.NH3.L
-1
b pH – Sem unidade
66
Pode ser observado conforme apresentado pela Tabela 10 que as correntes provenientes da
destilação atmosférica e fracionamento (splitter) foram as maiores contribuintes para a elevada
concentração de contaminantes tais como nitrogênio amoniacal, sulfeto, benzeno e fenóis
presentes na corrente final do efluente da refinaria.
A caracterização de diversos efluentes brutos de refinaria pode ser comparada através da
Tabela 11.
Tabela 11. Caracterização de efluentes brutos de diversas refinarias no mundo (Adaptado de Mizzouria
e Shaaban, 2013).
Concentração (mg.L-1
)
DQO DBO Óleos e
Graxas SST Fenol
Nitrog. amon.
(mg.NH3.L-1
) Sulfeto Referência
1290* 385
* 235
* 171
* 16,3
* 36,6
* 21,2
* Mizzouria e Shaaban (2013)
80–120 40,25 - 22,8 13 - - Abdelwahab et al. (2009)
475 - 36,1 261 2,8 49 - Hamoda e Al-Haddad (1988)
510–911 - - - 30–30,6 - - Jou e Huang (2003)
170–180 - - 420–650 - - - Saien e Nejati (2007)
200 - 23 - 3,7 70 - Santos et al. (2006)
234–925 90–356 26–124 23–110 6–88 3–51 - Tyagi et al. (1993)
a Média
Conforme apresentado na Tabela 11, os efluentes brutos de refinaria apresentam elevadas
concentrações de DQO, DBO, SST, óleos e graxas, fenol, nitrogênio amoniacal e sulfeto.
Jacob-Lopes e Franco (2013) por outro lado, analisaram a composição do efluente tratado
coletado após o processo de lodos ativados de uma refinaria brasileira sob diversos parâmetros
físico-químicos no período de oito meses. Os resultados encontram-se na Tabela 12, onde podem
ser observados valores bem mais baixos de alguns parâmetros analisados nos efluentes brutos da
Tabela 11.
67
Tabela 12. Composição média do efluente tratado de uma refinaria brasileira por período de oito
meses (Adaptado de Jacob-Lopes e Franco, 2013).
Parâmetro Valor
pH 8,3 ±0,24
Temperatura (ºC) 28,1 ±2,41
SST (mg.L-1
) 8,3 ±0,24
DBO (mg.O2 L-1
) 14,0 ±1,36
Óleos e Graxas (mg.L-1
) 4,6 ±0,38
Nitrito (mg.L-1
) 0,1 ±0,00
Nitrato (mg.L-1
) 15,4 ±0,32
Nitrogênio amoniacal (mg.NH3.L-1
) 1,2 ±0,10
Fosfato (mg.L-1
) 0,5 ±0,00
Fenol (mg.L-1
) 0,02 ±0,00
2.3.4. Toxicidade de efluente de refinaria de petróleo
Como já mencionado, os processos de refinaria agregam toxicidade ao efluente tornando-
se necessário seu tratamento antes do lançamento no corpo receptor, em atendimento à legislação
ambiental.
Muitos ensaios ecotoxicológicos com efluente final de refinaria indicam a ausência da
toxicidade aguda, porém é frequente a presença de toxicidade crônica nos mesmos. Baseado nesse
fato, uma das exigências dos órgãos ambientais para refinarias é a remoção da toxicidade crônica
do seu efluente (PETROBRAS, 2005b).
Westlake et al. (1983) realizaram ensaios ecotoxicológicos no efluente tratado de uma
refinaria de petróleo, utilizando o microcrustáceo Daphnia pulex e o peixe truta (Oncorhynchus
mykiss). Segundo os autores, a reprodução da D. pulex deu uma resposta mais sensível que uma
série de estudos realizados, em relação ao crescimento de peixes, reprodução, locomoção e
respiração dos mesmos. Além disso, os autores destacam que o teste agudo de 48h com D. pulex
68
seria uma ferramenta útil para o monitoramento ou avaliação de tais efluentes, uma vez que o teste
é simples e rápido e cerca de 2,6 vezes mais sensível que o teste letal com truta.
Segundo Chapman et al. (1994), cladóceros em geral possuem elevada sensibilidade a
efluentes de indústria de refinaria de petróleo, caracterizando-se como bons indicadores para
estudos nesta área.
Damato e Sobrinho (1996) verificaram toxicidade crônica em cinco das nove amostras do
efluente final de uma refinaria de petróleo no Estado de São Paulo, utilizando a Ceriodaphnia
dubia. A refinaria apresentava sistema de tratamento de águas residuárias que consistia de
separador gravitacional API seguido de uma unidade de flotação por ar dissolvido e de lodos
ativados. O CENO das amostras variou de 30 a 60%.
Maffazzioli (2011) avaliou a eficiência dos ensaios com Ceriodaphnia dubia e
Caenorhabditis elegans para determinação da toxicidade crônica de efluente tratado (coletado
após lodo ativado) de refinaria de petróleo no estado do Paraná. Os resultados mostraram que não
foi detectada toxicidade para C. dubia, porém foi detectada toxicidade para o nemátoda com
variação de CEO de 50% a 12,5%. O estudo mostrou que o nemátoda aparentemente foi mais
sensível que o microcrustáceo ao efluente de refinaria estudado.
Segundo Damato et al. (1997) poucos são os trabalhos no Brasil que correlacionavam a
tratabilidade dos efluentes com sua toxicidade (GALVÃO et al. 1988 e QUAGLIA e QUADROS,
1995). Esse fato, ainda ocorre até hoje, principalmente com efluentes de refinaria de petróleo, pois
a maioria dos estudos de toxicidade é realizada com o efluente final.
Damato et al. (1997) verificaram que no efluente da bacia de equalização, os agentes
tóxicos que apresentavam maior correlação com a CE(I)50 para D. similis foi o de sólidos em
suspensão totais (SST). No efluente do flotador, os parâmetros que apresentaram correlação
significativa foram cianeto e DBO. Não foi constatada toxicidade aguda no efluente final.
Segundo os autores, esse fato deve-se às diferentes disponibilidades dos agentes tóxicos em cada
fase do sistema de tratamento, não sendo possível generalizar quais são as substâncias
predominantes que influenciam na toxicidade dos efluentes de refinaria de petróleo.
Mattews (1976) avaliou a redução de toxicidade aguda utilizando a espécie de peixe
lepomis microlophus com efluentes de 22 refinarias nos EUA nos diversos sistemas de tratamento
(separador óleo e água do tipo API, bacia de equalização, lagoa aerada, lagoa facultativa). O autor
concluiu que o sistema de lodos ativados é muito eficaz na remoção de cargas tóxicas a nível
69
agudo assim como concluíram outros autores (STUBBLEFIELDE e MAKI, 1982; DAMATO e
SOBRINHO, 1996).
Dorris et al. (1972) realizaram ensaios de toxicidade com diversas refinarias de petróleo
em Oklahoma, EUA e determinaram a toxicidade aguda do efluente para Daphnia magna. Os
pesquisadores constataram que não há um único poluente que seja responsável pela toxicidade em
todas as refinarias. Segundo o estudo dos mesmos autores, os compostos que contribuíram de
forma majoritária para a toxicidade aguda foram os orgânicos voláteis.
Dorris et al. (1974) verificaram a toxicidade de efluentes de refinaria de petróleo para
D.magna e observaram que a fração volátil apresentava maior toxicidade para D. magna do que a
fração não volátil. Os autores associaram esta toxidade à presença de amônia, sulfetos e
hidrocarbonetos de 10 a 20 carbonos.
Recce (1983) avaliou as frações do efluente de refinaria que causavam toxicidade a D.
magna e constatou que a amônia causa toxicidade quando o efluente apresenta pH elevado.
Constatou ainda a presença de diversos HPAs e verificou que esses compostos isoladamente não
causavam toxicidade, mas sim, quando se encontravam juntos, revelando seu efeito sinérgico na
toxicidade.
2.3.5. Tratamento dos efluentes nas refinarias de petróleo
Diferentes tipos de tecnologias de tratamento têm sido estudados para efluentes de
refinaria de petróleo. Segundo Mariano (2001) as refinarias de petróleo empregam normalmente
sistemas separadores de esgotos para separar as águas oleosas, as águas de processo, as águas de
chuva drenadas, a água de refrigeração servida e os esgotos sanitários. Tal separação se faz
necessária na medida em que nem todos esses efluentes passarão pelas mesmas etapas.
O tratamento convencional consiste de uma seqüência de tratamento mecânico, seguido de
processos biológicos e as operações físicas e químicas. De uma maneira geral, as fases do
tratamento utilizado para atingir diferentes graus de qualidade são: preliminar, primário,
secundário, terciário e/ou avançado (DIYA'UDDEEN et al., 2011).
Segundo Mariano (2001) o tratamento primário consiste na separação do óleo, água e
sólidos em dois estágios físico-químicos. No primeiro estágio, é utilizado um separador de água e
óleo do tipo API em que o efluente se move lentamente através do separador, fazendo com que o
70
óleo fique livre no sobrenadante, podendo, desta forma, ser removido. Os sólidos se depositam no
fundo e são retirados por um funil coletor de lama. O segundo estágio é utilizado para remover os
óleos emulsionados do efluente que pode ser realizado através de uma série de tanques de
decantação, de grande tempo de retenção, ou mesmo o uso de flotadores de ar induzido. Podem
ainda serem usados os agentes coagulantes, tais como hidróxido férrico ou hidróxido de alumínio
com o objetivo de flocular as impurezas, facilitando sua remoção.
Com relação ao tratamento secundário, o óleo dissolvido e outros poluentes orgânicos são
biologicamente consumidos por microrganismos. O tratamento biológico normalmente requer a
adição de oxigênio, e pode ocorrer a partir de diversas técnicas, incluindo o uso de unidades de
lagoas de oxidação, lodos ativados ou filtros biológicos. O efluente tratado é então descartado no
corpo receptor, e geralmente está enquadrado na legislação de descarte após esta etapa do
tratamento (MARIANO, 2001).
Entretanto, em alguns casos, os tratamentos convencionais podem efetivamente não
eliminar os poluentes presentes no efluente de petróleo, devido à sua incapacidade para remover
produtos orgânicos não-biodegradáveis e sua vulnerabilidade a perturbações, além disso, os
efluentes de petróleo contêm um elevado número de materiais refratários nos resíduos o que torna
o processo muito lento e difícil (CHAVAN e MUKHERJI, 2008). Portanto, existe uma
necessidade de passos complementares no tratamento de águas residuárias da refinaria, e esforços
são direcionados para resolver este problema.
Além da necessidade de remover compostos orgânicos refratários, cada vez mais se faz
necessário o reúso das águas residuárias, para tal, tecnologias avançadas de tratamento de natureza
física ou biológica têm sido comumente aplicadas para tais fins (MARIANO, 2001).
O tratamento terciário nas refinarias inclui: torres de oxidação, filtração, adsorção em
carvão ativado, osmose reversa entre outros (MARIANO, 2011).
Dentre as alternativas de tratamento avançado, o carvão ativado tem sido reportado como
um método atraente no tratamento de efluentes de refinaria (ECKENFELDER, 2000; AL-
HADDAD et al., 2007; EL-NAAS et al., 2010; EL-NAAS et al., 2014).
Outros tratamentos avançados como o de filtração com membranas podem ainda serem
aplicados a sistemas de tratamento de efluentes que utilizam biorreatores com membranas (MBR).
Os processos que empregam membranas associadas ou não aos processos biotecnológicos têm sua
71
principal aplicação na geração de efluente de alta qualidade e na remoção da toxicidade
(PETROBRAS, 2005a).
Para a remoção parcial de íons (principalmente cloretos), tecnologia de eletrodiálise
reversa (EDR) e o processo de osmose reversa (OR) têm sido avaliadas como alternativa quando
se trata de reúso da água em processos como geração de vapor e trocas térmicas, principais
demandas de água em uma refinaria (PETROBRAS, 2005a).
2.4. TECNOLOGIAS AVANÇADAS DE TRATAMENTO DE EFLUENTES
Conforme discutido anteriormente, as tecnologias avançadas de tratamento atualmente
disponíveis podem ser de natureza física, química e/ou até mesmo biológica e objetivam alcançar
melhor qualidade dos efluentes podendo levar a sua reutilização nos processos da própria
indústria.
Tratamentos como a adsorção em carvão ativado, oxidação com ozônio, dióxido de cloro e
peróxido de hidrogênio, separação por membranas (microfiltração, ultrafiltração, nanofiltração e
osmose reversa), eletrólise reversa, troca iônica, destilação e precipitação química são o estado da
arte no que se refere ao tratamento avançado de águas residuárias (MIERZWA, 2005; METCALF
e EDDY, 2003; MANCUSO e SANTOS, 2003).
A seguir, são descritos os tratamentos avançados aplicados no presente estudo.
2.4.1. Adsorção em carvão ativado
A adsorção é uma operação de transferência de massa na qual o constituinte na fase líquida
é transferido para a fase sólida. Sendo o adsorvato a substância que é removida da fase líquida e o
adsorvente a fase sólida no qual o adsorvato fica acumulado (METCALF e EDDY, 2003).
O processo de adsorção pode ser químico ou físico. A adsorção química resulta na
formação de uma camada monomolecular de adsorvato na superfície através das forças de
valência residuais da superfície das moléculas. A adsorção física resulta da condensação molecular
nos capilares do sólido. Em geral, substâncias de maiores massas molares são melhores adsorvidas
(ECKENFELDER, 2000).
72
A porosidade dos carvões ativados é um dos aspectos mais importantes para a avaliação de
seu desempenho. As diferenças nas características de adsorção estão relacionadas com a estrutura
dos poros do material. Todos os carvões ativados contêm micro, meso e macroporos em sua
estrutura, entretanto proporção relativa varia consideravelmente de acordo com o precursor e
processo de fabricação utilizado (TAY et al., 2009).
Segundo a União Internacional de Química Pura e Aplicada – IUPAC, 1985 os poros
podem ser classificados em função do diâmetro como segue e ilustrado na Figura 10.
• Macroporos: maior que 50 nm;
• Mesoporos: entre 2 e 50 nm;
• Microporos: menor que e 2 nm.
Figura 13. Vista esquemática da estrutura interna de uma partícula de carvão ativado. (Adaptado
de Metcalf e Eddy, 2003).
O carvão ativado, geralmente, é obtido a partir de duas etapas básicas: a carbonização,
pela pirólise do precursor, e a ativação propriamente dita. A ativação pode ser realizada usando
um método físico ou um método químico. A ativação física envolve carbonização de um material
carbonáceo, seguida por ativação do carvão resultante, na presença de agentes de ativação, tais
como o CO2 e vapor de água. Na ativação química, a matéria-prima é impregnada com um
73
reagente de ativação, tal como ZnCl2, H3PO4, KOH etc; e o material impregnado é aquecido numa
atmosfera inerte porosa (AHMED e DHEDAN, 2012)
O alto custo comercial associado com carvão ativado tem sido motivo de incentivo para a
busca de carvões ativados de propriedades comparáveis às do carvão comercialmente disponível
(EL-NAAS et al., 2010). Na literatura podem ser encontrados estudos com casca de coco (TAN et
al., 2007), casca de romã (AMIN, 2009), osso (IP et al., 2009), casca de café (AHMAD e
RAHMAN, 2011), dentre outros.
O carvão de osso é um material adsorvente obtido de ossos bovinos e é utilizado como
adsorvente na clarificação do xarope da indústria açucareira bem como na retenção de flúor e
radioisótopos de efluentes (CHOY e McKAY, 2005). Para tais aplicações são utilizadas
granulometrias em faixas específicas. Granulometrias fora da especificação são consideradas,
pelos fabricantes, rejeitos industriais e podem ser utilizadas como adsorventes de cátions
metálicos. A sorção de metais pesados em carvão de osso contempla diversos mecanismos tais
como o processo de adsorção propriamente dito, a coprecipitação e troca iônica (CHEN et al.,
2008) que ainda não está bem esclarecida (CHOY e McKAY, 2005).
O carvão de osso animal é basicamente formado por hidroxiapatita Ca10
(PO4)6(OH)
2.
Suzuki et al. (1981) verificaram que os íons cálcio e de outros metais em solução aquosa são
fortemente sorvidos por sua superfície, e que este comportamento seria devido a um mecanismo
de troca iônica entre os cátions da solução e os íons Ca2+
das hidroxiapatitas. Esta propriedade
despertou grande interesse na área ambiental, pois a hidroxiapatita poderia ser utilizada como
captadora de íons poluentes em esgotos e na indústria.
Suzuki et al. (1984) sugeriram que o mecanismo dominante na remoção de chumbo em
solução aquosa pela hidroxiapatita era através de uma troca iônica, onde a relação entre os íons
Ca2+
da hidroxiapatita e os íons Pb2+
da solução era de 1:1. Entretanto esses autores forneceram
poucas evidências para suportar a teoria de troca iônica como mecanismo principal da remoção de
chumbo pela hidroxiapatita.
74
2.4.1.1. Isoterma de adsorção de Freundlich
A isoterma de adsorção é a relação entre a razão da quantidade de adsorvato por unidade
de adsorvente (qe) e a concentração de equilíbrio do adsorvato na solução (Ce), sob temperatura
constante.
Normalmente, a isoterma de adsorção é determinada para um único composto, mas
também pode ser determinada para misturas heterogêneas de compostos usando um grupo de
parâmetros tais como: carbono orgânico total (COT), carbono orgânico dissolvido (COD),
demanda química de oxigênio (DQO), halogênios orgânicos dissolvidos (HOD), absorvância em
UV e fluorescência como uma medida da concentração total de substâncias que estão presentes. A
mistura é tratada com um único composto na equação da isoterma (SNOEYINK,1990).
A isoterma de Freundlich é um dos modelos mais utilizados para descrever o equilíbrio da
adsorção, modelo este representado pela Equação 3 e sua forma linearizada pela Equação 4.
qe = KfCe 1/n
(3)
log qe = 1/n log Ce + log Kf (4)
Onde qe é expressa em unidade de massa de adsorvato/massa de adsorvente ou moles de
adsorvato/massa de adsorvente, Ce é expresso em unidade de massa/volume e, Kf e n são
constantes experimentais. A constante Kf está relacionada principalmente com a capacidade de
adsorção do adsorvato pelo adsorvente e 1/n é função da força de ligação da adsorção
(ECKENFELDER, 2000).
Para a maioria dos carvões, o valor de 1/n está entre 0,3 e 0,7. A adsorção de substâncias é
considerada menos eficiente se n for menor que 1,0 ou 1/n maior do que 1,0 (MASSCHELEIN,
1992).
A isoterma de Freundlich é usualmente utilizada para descrever o fenômeno de adsorção
envolvendo aplicações de efluentes industriais (ECKENFELDER, 2000). Normalmente, existe
uma diminuição na capacidade de adsorção dos compostos individuais numa solução de vários
componentes, mas a capacidade de adsorção total do adsorvente pode ser maior do que a
capacidade de adsorção com apenas um composto. A magnitude da inibição devido à competição
75
dos adsorvatos está relacionada com o tamanho das moléculas sendo adsorvidas, sua afinidade de
adsorção, e sua concentração relativa (ECKENFELDER, 2000; METCALF e EDDY, 2003).
2.4.1.2. Uso de adsorção em carvão ativado aplicado a efluentes de refinaria de petróleo
Conforme já comentado, o carvão ativado tem sido reportado como um método atraente no
tratamento de efluentes de refinaria dentre as alternativas de tratamento avançado
(ECKENFELDER, 2000; EL-NAAS et al., 2010; CHEN et al., 2014). Além de compostos
orgânicos refratários, seu uso também encontra aplicação na remoção de metais desse tipo de
efluente, como pode ser observado pela Tabela 13.
Tabela 13. Remoção de metais pesados por carvão ativado em um efluente de refinaria. (Adaptado
de Eckenfelder, 2000).
Parâmetro Separador API
(mg.L-1
)
Tratamento com carvão
(mg.L-1
)
Cromo 2,2 0,2
Cobre 0,5 0,03
Ferro 2,2 0,3
Chumbo 0,2 0,2
Zinco 0,7 0,08
El-Nass et al. (2010) avaliaram um carvão ativado produzido a partir de resíduo sólido de
palma quanto à eficiência na remoção de fenol de efluente de refinaria real e sintético. A
concentração de fenol inicial no efluente e na amostra sintética foi de 88 mg.L-1
e 100 mg.L-1
,
respectivamente. O carvão atingiu a capacidade de adsorção de 56,9 mg.g-1
para a amostra de
efluente e 262,3 mg.g-1
para a amostra sintética, valores comparáveis a outros adsorventes além de
fornecer excelente opção para a disposição de um resíduo proveniente da indústria de palma.
Chen et al. (2014) investigaram o tratamento de efluente de refinaria de óleo pesado pelo
ozônio e carvão ativado granular (GAC) impregnado com diversas concentrações de óxido de
manganês. Os autores revelaram que o carvão ativado impregnado com óxido de manganês
apresentou maior eficiência na redução de DQO na ozonização catalítica que o carvão ativado
sozinho, além disso, foi capaz de promover maior degradabilidade e maior redução de toxicidade.
76
Segundo os autores, o sistema CAG/MnOx combinado com ozônio foi desenvolvido
especialmente para tratar efluente de refinaria de óleo pesado.
Campos et al. (2014) avaliaram a eficiência da utilização do processo PACTTM
(Powdered
Activated Carbon Treatment) no tratamento de efluente de refinaria. O processo consiste na
adição do carvão ativado em pó em lodos ativados. Os autores alcançaram resultados eficientes na
remoção de matéria orgânica e melhor estabilidade do sistema quando comparado com o efluente
somente biotratado.
2.4.2. Filtração em membranas
As águas residuárias provenientes das atividades antrópicas, em função de suas
características físico-químicas e biológicas, contribuem para disseminação de microrganismos
patogênicos (bactérias, vírus, protozoários, entre outros) e lançamento de compostos químicos
diversos que comprometem o meio ambiente e a saúde pública (GELDREICH, 1990).
No entanto, tais águas representam um elevado potencial, em termos de vazões geradas,
como fontes de abastecimento para usos múltiplos, desde que recebam tratamento compatível com
a qualidade exigida para os fins a que se destinam, seja como meio de separação de excretas, seja
como fonte de abastecimento de água para uso agrícola ou industrial (MANCUSO e
MANFREDINI, 2005).
Nesse contexto, a aplicação de tecnologias de tratamentos avançados se faz necessária de
maneira que proporcione a qualidade do efluente necessária ao reaproveitamento de tal recurso.
Os processos de separação por membranas (PSM) são amplamente utilizados em diversos
tratamentos de águas industriais e residuárias e envolve a osmose reversa, a nanofiltração, a
ultrafiltração, a microfiltração, a diálise, a eletrodiálise e a pervaporação (HABERT et al., 2006).
Segundo Eckenfelder (2000), os processos de filtração por membrana são definidos como
sistemas que possuem poros e orifícios no meio filtrante, geralmente na ordem de 102
a 104 nm ou
maior. As diferenças de tamanho do poro e da partícula a ser removida são fundamentais para a
eficiência desse tipo de filtração. A Tabela 14 classifica cada membrana quanto à separação do
material retido, permeado e aplicações.
Nos processos que utilizam membranas densas, como pervaporação, separação de gases e
osmose reversa, o transporte das espécies ocorre por mecanismo difusivo, e a força motriz é o
77
gradiente de concentração ou de pressão à vapor através da membrana. A seletividade é função da
afinidade das espécies com o material da membrana e de seus coeficientes de difusão. Por outro
lado, nos processos que utilizam membranas porosas, como microfiltração, ultrafiltração e
nanofiltração, a força motriz é o gradiente de pressão através da membrana, e o transporte é
fundamentalmente convectivo. Dessa forma, a capacidade seletiva da membrana, nesse caso, atua
como uma barreira física para a separação das duas fases, conhecidas como permeado – fração de
líquido que permeia a membrana – e concentrado – fação da solução de alimentação que fica
retida nesta (HABERT et al., 2006).
Tabela 14. Classificação e aplicações dos diversos processos de filtração por membranas.
(Adaptado de Habert et al., 2006).
Processo Força
motriz
Material retido Material que
permeia
Aplicações
Microfiltração
(MF)
ΔP
(0,5-2 atm)
Material em
suspensão,
bactérias.
Massa molar >
500 kDa (0,01
µm)
Água e sólidos
dissolvidos Esterilização bacteriana
Clarificação de vinhos e
cervejas
Concentração de células
Oxigenação de sangue
Ultrafiltração
(UF)
ΔP
(1-7 atm)
Colóides,
macromoléculas
Massa molar
média
>5000 Da.
Água (solvente)
Sais solúveis de
baixa massa
molecular
Fracionamento e
concentração de
proteínas
Recuperação de
pigmentos
Recuperação de óleos
Nanofiltração
(NF)
ΔP
(5-25 atm)
Moléculas de
massa molecular
média
500<PM<2.000
Da
Água, sais e
moléculas de
baixa massa
molecular
Purificação de enzimas
Biorreatores a
membrana
Osmose
reversa (OR)
ΔP
(15-80 atm)
Todo material
solúvel ou
suspenso
Água (solvente) Dessalinização de águas
Concentração de suco de
frutos
Desmineralização de
águas
Diálise (D) ΔC Moléculas de
massa molar
>5.000 Da
Íons e orgânicos
de baixa massa
molecular
Hemodiálise – Rim
artificial
Recuperação de NaOH.
Eletrodiálise AE Macromoléculas Íons Concentrações de
78
(ED) e compostos
iônicos
soluções salinas
Purificação de águas
Permeação de
gases (PG)
ΔE ΔC Gás menos
permeável
Gás mais
permeável Recuperação de
hidrogênio
Separação de CO2/CH4
Fracionamento do ar
Pervaporação
(PV)
Pressão de
vapor Líquido menos
permeável
Líquido mais
permeável Desidratação de álcoois
Eliminação de VOC da
água
A microfiltração (MF) é o processo de filtração por membranas capaz de remover sólidos
em suspensão, bactérias, pigmentos e outras partículas de tamanho e ordem de micrômetros
(CHERYAN e RJAGOPALAN, 1998; CHEREMISINOFF, 1996) já o processo de ultrafiltração
(UF) por sua vez tem capacidade de extrair vírus, macromoléculas (como açúcares e proteínas),
sílica coloidal e algumas suspensões coloidais. Nos processos de MF geralmente são empregadas
pressões de operação de até 3 bar, já na NF as pressões de operação são realizadas na faixa de 0,1
a 10 bar (HABERT et al., 2006).
Já a nanofiltração (NF) e a osmose reversa (OR) necessitam de maiores pressões aplicadas
à membrana, devido ao tamanho de poro ser bem menor do que na MF e UF. A nanofiltração
retém açúcares e macromoléculas, porém não retém sais, como acontece no processo de osmose
reversa (Tabela 14).
Com relação às membranas de ultrafiltração, normalmente são especificadas através da
retenção nominal (cut off). Membranas de 15 kDa de cut off, por exemplo, são capazes de rejeitar
95% das moléculas presentes em uma solução de um soluto com massa molar de 15 kDa. Os
fluxos permeados em UF, com membranas que possuem esse corte, estão em geral, na faixa de
150 a 250 L/h.m2. Fluxos permeados menores podem ser obtidos em função da polarização da
concentração e de incrustações (HABERT et al., 2006).
Muitos estudos têm sido realizados em efluente de refinaria com processos de filtração
após o tratamento secundário. Alguns desses estudos envolvem microfiltração (LAHIERE e
GOODBOY, 1993;), ultrafilração (URGUN-DERMITAS et al., 2012), osmose reversa (HWANG
et al., 1994), ultrafiltração e osmose reversa (NOROUZBAHARI et al., 2009; ELMALEH e
GHAFFOR, 1996) e eletrodiálise (GIOLI et al., 1987).
79
Teodosiu et al. (1999) avaliaram o processo de ultrafiltração como pré-tratamento para a
osmose reversa em efluente de refinaria que foi coletado após tratamento de lodos ativados. O
objetivo era realizar um pré-tratamento para osmose reversa reciclando o efluente secundário de
refinaria e reutilizando-o como água de alimentação de torre de resfriamento. O estudo avaliou dois
módulos de membranas, um de poliétersulfona e outro de polivinilpirolidona, ambas com cut-off
de 15 kDa. A remoção de sólidos suspensos alcançou eficiência de aproximadamente 98% nas
duas membranas. Quanto à remoção dos orgânicos, aderidos aos sólidos suspensos, houve
remoção de aproximadamente 5-60% de DQO e 3-18% de COT. Além disso, houve remoção de
88% de ferro. Segundo os autores, as membranas de ultrafiltração demonstraram serem eficientes
para pré-tratamento de efluentes para serem reutilizados em osmose reversa.
Urgunt-Dermitas et al. (2012) avaliaram a remoção de mercúrio de um efluente de
refinaria que foi coletado no final da estação de tratamento com o objetivo de alcançar o nível de
<1,3 ppt, limite estipulado segundo o critério de qualidade ambiental dos EUA. Para tal, o
tratamento envolveu a ultrafiltração do efluente em unidade piloto com módulo de membranas
submersas. As amostras de efluente antes do tratamento apresentaram média de mercúrio de 5,95
ppt, média de turbidez de 5,1 NTU e média de SST de 5,14 ppm. Após o tratamento em
ultrafiltração, o nível de mercúrio caiu para menor que 1,3 ppt, o de turbidez caiu para <0,5 NTU
e média de SST caiu para < 1 ppm, resultados que foram satisfatórios pois atingiram os níveis de
mercúrio permitidos para descarte do efluente no corpo receptor.
Dadari et al. (2016) avaliaram a performance de uma membrana de nanofiltração de
poliétersulfona enriquecida com nanopartículas (adipate ferroxane) para a dessalinização de um
efluente de refinaria. Os autores reportaram que diminuindo a pressão e aumentando o fluxo de
entrada, aumentou a remoção de DQO e diminuiu a turbidez do efluente. Além disso, os
experimentos com a membrana enriquecida com nanopartículas apresentou resultados similares
aos de osmose reversa, porém em pressões operacionais menores.
Nenhum dos trabalhos apresentados teve como objetivo a redução de toxicidade do
efluente estudado, sendo um parâmetro de grande importância ambiental a ser monitorado pelas
refinarias e comumente negligenciado nos estudos de tratabilidade de efluentes.
80
3. MATERIAIS E MÉTODOS
3.1. ESTUDO DE CASO: UMA REFINARIA BRASILEIRA DA REGIÃO SUDESTE
Como objeto de estudo, foi escolhido o efluente de uma refinaria da Petrobras cuja
produção está focada em destilados médios, como é indicado pela presença de unidades como
coqueamento e hidrotratamento para Diesel e QAV. A Tabela 15 mostra as unidades de processo
da refinaria em estudo e os produtos gerados.
Tabela 15. Unidades de processo da refinaria da refinaria e os produtos gerados em cada processo.
(Szklo, 2005).
Unidade Produtos
Destilação Gasolina
Craqueamento catalítico GLP
Hidrotratamento de nafta Diesel
Hidrotratamento de querosene Óleos combustíveis
Hidrotratamento de Diesel Asfalto
Recuperação de enxofre Querosene de iluminação
Tratamento Bender para querosene QUAV
Coque Aguarrás
Coqueamento Enxofre
3.1.1. Estação de tratamento de efluentes da refinaria (convencional e piloto)
Na etapa do tratamento preliminar da refinaria, tem-se a separação das diferentes correntes
de efluentes gerados no processo e que são submetidas a diferentes tratamentos. Segundo
Machado (2008), as correntes geradas por essa refinaria são:
Rede de águas contaminadas;
Rede de águas oleosas;
81
Rede de esgoto doméstico;
Rede de sistema pluvial.
Ainda segundo Machado (2008), os efluentes líquidos industriais coletados da refinaria
são divididos em: redes de água contaminada, oleosa, efluente da área de utilidades, esgoto
doméstico e sistema pluvial. Todas essas correntes (com exceção do sistema pluvial) são enviadas
à Estação de Tratamento de Despejos Industriais (ETDI). Depois de tratado, o efluente é então,
lançado no ambiente. O sistema de tratamento convencional da ETDI encontra-se descrito a seguir
e ilustrados na Figura 14.
Separador de água e óleo seguido por um sistema de flotação para remoção de sólidos
suspensos e óleo;
Coagulação/Floculação/Decantação – Esta etapa não é sempre aplicada, em alguns casos o
efluente segue direto do flotador para o sistema secundário.
Sistema biológico de lagoas aeradas seguido de um sistema de tratamento biológico por
biodiscos (RBC) para remoção dos principais compostos orgânicos biodegradáveis e
nitrogênio amoniacal;
Lagoa de polimento para deposição de sólidos.
Figura 14. Sistema convencional de tratamento da refinaria. (Adaptado de Torres et al., 2008).
Já a unidade protótipo da refinaria (Figura 15), possui como carga o efluente do biodisco
do tratamento convencional realizando os tratamentos de clarificação avançada de alta taxa,
filtração em areia, filtração em carvão ativado granular (CAG) e remoção parcial de sais por
eletrodiálise reversa (TOUMA, 2013).
82
A clarificação é realizada em um sistema de coagulação, floculação e sedimentação
compacto Actiflo®, para a remoção de sólidos suspensos, seguido de uma etapa de filtração por
gravidade em leito de areia para a remoção de flocos residuais (TOUMA, 2013). Após esse
processo, a corrente é tratada em filtros de carvão ativado granular que está a montante do
tratamento por eletrodiálise reversa (EDR), com o propósito de remoção de carbono orgânico total
(COT) a fim de proteger as membranas da ocorrência de incrustação (“fouling”) orgânica
(TOUMA, 2013).
Figura 15. Sistema piloto de tratamento avançado de efluente. (Adaptado de Santiago, 2010).
Segundo Torres et al. (2008), a unidade-piloto de tratamento avançado da refinaria, visa
não somente ao atendimento aos requisitos das legislações pertinentes, mas principalmente à
dessalinização, pois o efluente final objetiva o reúso da água que para abastecimento da torre de
resfriamento e para a geração de vapor. Vale ressaltar ainda, segundo os mesmos autores, que a
água que abastece a torre de resfriamento é responsável por 60% do total da água consumida na
refinaria.
83
3.2. COLETA, FREQUÊNCIA DE AMOSTRAGEM E ESQUEMATIZAÇÃO DOS ENSAIOS
A coleta para os ensaios ecotoxicológicos foi realizada por amostragem simples em
bombonas de polietileno de 10 litros. O ponto de coleta destacado na Figura 16 para os ensaios de
toxicidade crônica e ensaios de AIT foi após a saída do tratamento biológico (biodiscos) na
estação de tratamento convencional. Também foram coletadas amostras para avaliação da
toxicidade crônica na saída da unidade piloto (após a eletrodiálise reversa – EDR) com o objetivo
de avaliar a contribuição da condutividade para a toxicidade da amostra, visto que o efluente
tratado pela EDR apresenta menores concentrações de sais. Não foram realizados ensaios de AIT
com essas amostras.
Figura 16. Pontos de coleta dos ensaios de toxicidade crônica e ensaios de AIT. (Adaptado de
Santiago, 2010).
Após o recebimento das amostras no laboratório, as que eram destinadas aos ensaios de
AIT foram mantidas sob refrigeração a 4°C (USEPA, 1992), já as amostras destinadas aos ensaios
de toxicidade crônica foram mantidas fracionadas e congeladas (ABNT, 2010).
O Quadro 2 apresenta as datas de coleta, o ponto de coleta e os ensaios a que as mesmas
foram submetidas.
Ensaios de AIT e toxicidade crônica
Ensaios de
toxicidade crônica
84
Quadro 2. Data, ponto de coleta e objetivo das análises das amostras coletadas.
Data de coleta Ponto de coleta Ensaio realizado
14/05/2013 Saída biodisco Ensaio de toxicidade crônica
23/09/2013 Saída biodisco Ensaio de toxicidade crônica
Saída EDR
07/10/2013 Saída biodisco Ensaio de toxicidade crônica
Saída EDR
04/11/2013 Saída biodisco Ensaio de toxicidade crônica
Saída EDR
18/11/2013 Saída biodisco Ensaio de toxicidade crônica
Saída EDR
28/01/2014 Saída biodisco Ensaio de toxicidade crônica
Saída EDR
16/06/2014
Saída biodisco
Ensaio de AIT (Fase I)
15/07/2014 Ensaio de AIT (Fase I)
13/10/2014 Ensaio de AIT (Fase I, II e III)
03/11/2014 Ensaio de AIT (Fase I, II e III)
06/01/2015 Ensaio de AIT (Fase I, II e III)
14/04/2015 Saída biodisco
Ensaio de AIT (Fase III - Gráfico de correlação)
Ensaio de toxicidade crônica
Saída EDR Ensaio de toxicidade crônica
27/04/2015 Saída biodisco Ensaio de toxicidade crônica
Saída EDR Ensaio de toxicidade crônica
12/05/2015
Saída biodisco Ensaio de AIT (Fase III - Gráfico de correlação)
Ensaio de Tratabilidade (Filtração com membrana)
Saída EDR Ensaio de toxicidade crônica
25/05/2015 Saída biodisco Ensaio de AIT (Fase III - Gráfico de correlação)
Ensaio de toxicidade crônica
08/06/2015 Saída biodisco Ensaio de AIT (Fase III - Gráfico de correlação)
Ensaio de toxicidade crônica
23/06/2015 Saída biodisco
Ensaio de AIT (Fase III - Gráfico de correlação)
Ensaio de toxicidade crônica
Ensaio de Tratabilidade (Filtração com membrana)
20/07/2015 Saída biodisco
Ensaio de AIT (Fase III - Gráfico de correlação)
Ensaio de toxicidade crônica
Ensaio de Tratabilidade (Filtração com membrana)
Ensaio de adsorção com carvão ativado
85
3.3. ANÁLISE QUÍMICA E PRESERVAÇÃO DAS AMOSTRAS
No momento de chegada das amostras no laboratório, as análises químicas tais como pH,
condutividade e dureza eram realizadas no LABTOX – Laboratório de Análises Ambientais
(Fundação Bio-Rio/UFRJ). As amostras destinadas às demais análises químicas eram
imediatamente enviadas para o laboratório contratado (acondicionadas em isopor e refrigeradas a
4ºC), onde as mesmas eram então fracionadas e preservadas. Os laboratórios contratados para
realização das análises químicas foram: Bioagri Ambiental LTDA, Innolab do Brasil LTDA e
Ecolabor Comercial Consultoria e Análises LTDA e LAQAM – Laboratório de Análises
Químicas e Ambientais. A Tabela 16 apresenta a metodologia utilizada para as análises químicas
e Tabela 17, os métodos de armazenamento e preservação aplicados às mesmas.
Tabela 16. Método das análises químicas realizadas e o laboratório responsável.
Análise Método Laboratório
Cloro livre Standards Methods 4500-Cl B (APHA, 2012). Innolab
Cloreto Standard Methods (APHA, 2012), 4500-Cl- G,
pelo método colorimétrico.
Innolab
Condutividade Condutivímetro MS Tecnopon LABTOX
DQO Standard Methods (APHA, 2012), método
5220D. Digestor Hatch DRB 2000.
LABTARE
Dureza Standard Methods (APHA, 2012), método
titulométrico (2340C),
LABTOX
Fenóis
USEPA – 8270 D:2007 e USEPA 3510 C:1996,
pelo método colorimétrico.
Bioagri e Innolab
Metais totais Standard Methods (APHA, 2012) método
3120B. Espectrometria de emissão atômica por
plasma acoplado indutivamente ICP-OES.
Bioagri, Innolab,
Ecolabor e LAQAM
Nitrogênio
amoniacal
Metodologia de Eletrodo de Íon Seletivo
utilizando Adição Conhecida de Padrão do
Standard Methods (APHA, 2012), método 4500-
NH3 E. Potenciômetro Orium Star Thermo
Scientific A214.
LABTARE
86
Análise Método Laboratório
pH Potenciômetro Orium Star Thermo Scientific LABTOX
Sulfatos Standard Methods (APHA, 2012), método 4500-
SO4-2 – E, turbidimétrico.
Bioagri e Innolab
Sulfetos Standard Methods, (APHA, 2012), método 4500-
S2-D.
Bioagri e Innolab
Sólidos Dissolvidos
Totais (SDT)
Sólidos Suspensos
Totais (SST)
Standard Methods (APHA, 2012), método 2540
C e E.
Standard Methods (APHA, 2012), método
2540D, por gravimetria.
Bioagri e Innolab
LABTARE
TPH USEPA 8015 D:2003, por cromatografia gasosa
com detecção de ionização em chama (GC/FID).
Bioagri e Innolab
Turbidez
Standard Methods (APHA, 2012), método 2130.
Turbidímetro (Policontrol modelo AP2000).
.
LABTARE
VOC
(Compostos
Orgânicos Voláteis)
USEPA 8260 C: 2006 e USEPA 5021 A: 2003.
Espectrometria de Massas acoplada à
Cromatografia Gasosa (GC-MS)
Bioagri e Innolab
sVOC
(Compostos
Orgânicos
Semi-Voláteis)
USEPA – 8270 D:2007
USEPA 3510 C:1996 e 8270D:2007 (método da
Espectrometria de Massas acoplada à
Cromatografia Gasosa (GC-MS)
Bioagri
Innolab
87
Tabela 17. Preservação das amostras para análises químicas.
Ensaio Recipiente Quantidade
de amostra
(mL)
Preservação Armazenamento
Condutividade Plástico ou Vidro 250 Refrigeração a 4°C ±2°C 28 dias
Cloro livre Plástico ou Vidro 250 Refrigeração (4oC ± 2
oC) 24 horas
Cloreto Plástico ou Vidro 250 - 28 dias
Dureza Plástico ou Vidro 100 Refrigeração (4oC ± 2
oC) e HNO3 pH<2 6 meses
DQO Plástico ou Vidro 250 Analisar o mais breve possível, adicionando
H2SO4 pH<2
7 dias
Fenóis Plástico ou Vidro 1000 Refrigeração (4oC ± 2
oC) e adição de H2SO4
a pH<2
28 dias
Metais totais Plástico ou Vidro 250 Refrigeração (4oC ± 2
oC) e HNO3 pH<2 6 meses
Nitrogênio amoniacal Plástico ou Vidro 250 Refrigeração (4oC ± 2
oC) 7 dias
SST Plástico ou Vidro 250 Refrigeração (4oC ± 2
oC) 7 dias
SDT Plástico ou Vidro 250 Refrigeração (4oC ± 2
oC) 7 dias
Sulfatos Plástico ou Vidro 250 - 28 dias
Sulfetos Plástico ou vidro 500 NaOH pH>9 e refrigeração
(4oC ± 2
oC)
28 dias
88
Ensaio Recipiente Quantidade
de amostra
(mL)
Preservação Armazenamento
Surfactantes Plástico ou Vidro 250 Refrigeração (4oC ± 2
oC) 48 horas
sVOC Vidro 1000 Refrigeração (4oC ± 2
oC) 14 dias
VOC Vidro 40 Refrigeração (4oC ± 2
oC) e adição de H2SO4
a pH<2
14 dias
Turbidez Plástico ou Vidro 50 - 48 horas
TPH Vidro 1000 Refrigeração (4oC ± 2
oC) 14 dias
89
3.4. METODOLOGIA DOS ENSAIOS ECOTOXICOLÓGICOS CRÔNICOS
3.4.1. Cultivo e manutenção dos organismos-teste no laboratório
O organismo-teste utilizado nos testes foi o microcrustáceo Ceriodaphnia dubia. A
manutenção dos organismos foi realizada individualmente em tubos de ensaio contendo 10 mL de
água de cultivo. Os tubos foram mantidos em estantes que eram então separadas por idade.
A alimentação foi realizada com a alga Monoraphidium dybowskii e ração (Tetramin®).
Diariamente foi fornecido cerca de 3,5 x 107 células de alga e uma gota de ração para cada
organismo. O cultivo foi mantido em incubadora com fotoperíodo de 16h de luz e 8h de escuro em
temperatura de 25±2°C.
A água de cultivo utilizada na manutenção dos organismos foi a água mineral da marca
Montanha® com condutividade aproximadamente 160 µS.cm-1
, dureza ajustada para 40-48 mg.L-1
quando necessária e o pH ajustado para 7,0. A Tabela 18 apresenta a composição química da água
de manutenção dos organismos.
Tabela 18. Composição química da água de manutenção dos organismos.
Parâmetro mg.L-1
Bicarbonato 39,66
Cálcio 7,64
Sódio 6,86
Cloreto 4,25
Nitrato 2,04
Potássio 1,75
Magnésio 1,28
Sulfato 1,27
Estrôncio 0,09
Fluoreto 0,08
Bário 0,05
Brometo 0,04
O ajuste da dureza foi realizado utilizando-se uma solução contendo 1,5 g.L-1
de sulfato de
cálcio (solução 1) e uma segunda solução contendo 0,2 g.L-1
de cloreto de potássio, 4,8 g.L-1
de
bicarbonato de sódio e 6,1 g. L-1
de sulfato de magnésio (solução 2), considerando que, para cada
90
miligrama de dureza a ser aumentada, acrescentou-se 0,5 mL da solução 1 e 0,25 mL da solução 2
por litro de água (ABNT, 2010).
3.4.1.1. Controle de qualidade dos organismos-teste.
A avaliação da sensibilidade das culturas de Ceriodaphnia dubia foi realizada
mensalmente com solução de cloreto de sódio (NaCl), de acordo com os procedimentos escritos
em norma ABNT (2010). Uma solução-estoque de 10,000 mg.L-1
foi preparada e as
concentrações-teste utilizadas (em mg.L-1
) foram: 325, 750, 1500 e 3000. Também foi preparado o
controle, somente com água de diluição.
Cinco organismos com idade de 6-24h foram adicionados em cada uma das quatro réplicas
das soluções-teste, contendo 10 mL de solução. Durante o ensaio de sensibilidade, os organismos
foram mantidos no escuro em incubadora com temperatura de 25±2°C, com fotoperíodo de 16h de
luz e 8h de escuro e ausência de alimento.
Ao final de 48h, foi contabilizado o número de organismos imóveis para o cálculo da
CE(I)50;48h. Foram considerados imóveis os organismos incapazes de nadar dentro de
aproximadamente 15 segundos após uma leve agitação da amostra. Para o cálculo da CE(I)50;48h
foi utilizado o método estatístico Trimmed Spearman–Karber (HAMILTON et al., 1977).
O período dos ensaios realizados no presente trabalho foi de 09/2013 a 08/2015.
3.4.1.2. Método de ensaio e análise estatística
Para avaliação da toxicidade crônica com C. dubia seguiu-se o método ABNT NBR
13373:2010 (ABNT, 2010). O ensaio teve duração de 7 dias. No final do ensaio, avaliou-se a
sobrevivência e a reprodução dos organismos. Os ensaios foram realizados em recipientes de 12
mL e preenchidos com 10 mL da solução-teste. Foi adicionado um neonato por recipiente com
idade de 6-24h.
Ao longo dos 7 dias de ensaio foram realizadas duas renovações das soluções-teste, sendo,
portanto, um ensaio semi-estático, mantido em incubadora com fotoperíodo de 16h de luz e 8h de
escuro com temperatura de 25±2°C. A alimentação foi realizada com a alga Monoraphidium
dybowskii e fornecida diariamente com cerca de 3,5 x107
células por organismo.
91
A Tabela 19 mostra o resumo das condições de ensaio de toxicidade crônica (7 dias) com
Ceriodaphnia dubia.
Tabela 19. Resumo das condições de ensaio de toxicidade crônica com Ceriodaphnia dubia
Condições de Ensaio
Número de diluições Cinco (5)
Número de organismos por tubo de ensaio Um (1)
Número de replicatas Dez (10)
Idade dos organismos para ensaio 6-24h
Temperatura do ensaio 25°C ±2°C
Fotoperíodo utilizado 16h de luz/8h de escuro
Alimentação dos organismos Diariamente
Para análise de concentração de efeito não-observado (CENO) de cada amostra, foi
utilizado o programa estatístico TOXTAST 3.5 (WEST e GULLEY, 1995). Os dados de cada
ensaio foram submetidos às análises de normalidade (Qui-quadrado ou Shapiro Wilks) e
homocedasticidade (Bartlett ou Hartley). Após a constatação da distribuição normal e da
homogeneidade dos dados, foi avaliado se as diferenças observadas entre as concentrações eram
estatisticamente significativas em relação ao controle com a condução do método de análise de
variância ANOVA (Analysis of Variance) em que foram conduzidos os métodos paramétricos de
Dunnett, Bonferroni ou Williams. Quando os dados não apresentavam distribuição normal e/ou
homogênea, conduzia-se os testes não paramétricos tais como Steel Many-One Rank ou
Wilcoxon’s Rank Sum.
Os testes também foram avaliados pelo cálculo da CI25% da amostra, que determina a
concentração de inibição de 25% na reprodução dos organismos expostos, e o intervalo de
confiança de 95%. O método utilizado para o cálculo foi o de interpolação linear (NORBERG-
KING, 1993) através do programa ICPIN Vers. 2.0.
92
3.5. ENSAIOS DE AVALIAÇÃO E IDENTIFICAÇÃO DE TOXICIDADE (AIT)
3.5.1. Fase I - Caracterização
A Fase I dos estudos de AIT crônico envolveu dois tipos de séries de manipulações (com
ajuste de pH e sem ajuste de pH). A Tabela 20 apresenta as fases realizadas em cada amostra.
Tabela 20. Fases de AIT realizadas nas amostras coletadas após o tratamento
Data de coleta Fase I
(Manipulações
físico-químicas)
Fase II
(Identificação com
análises químicas)
Fase III
(Confirmação)
16/06/2014 X
15/07/2014 X
08/10/2014 X X X
03/11/2014 X X X
06/01/2015 X X X
Sem ajuste de pH
Todos os experimentos dessa série de manipulações, exceção feita ao teste de graduação de
pH, foram efetuados com a amostra em pH inicial (pH original da amostra), incluindo filtração,
aeração, adição de EDTA e tiossulfato de sódio, extração em fase sólida (coluna C18), seguida de
eluição por um solvente.
Somente a amostra de 16/06/2014 foi realizada sem ajuste de pH por se tratar do primeiro
ensaio de AIT. Após a realização do método de AIT com essa amostra avaliou-se que seria
necessário a realização dos próximos ensaios com ajuste de pH devido esse método ser mais
detalhado sobre o fornecimento de informações do contaminante suspeito.
Com ajuste de pH
A série de manipulações nesse caso, incluiu os testes de aeração, filtração e extração em
fase sólida, utilizando amostra com pH ajustado para 3 e para 10 (USEPA, 1992).
93
Os procedimentos utilizados nos ensaios de AIT foram descritos a seguir:
Frasco-teste
10 mL em tubo de ensaio.
1 organismo por réplica.
5 réplicas por concentração.
3 concentrações
Duração dos ensaios
Os ensaios de AIT crônico das Fases I e II têm duração de 4 dias. A redução da toxicidade
não precisa necessariamente apresentar diferenças significativas em termos estatísticos como no
teste de 7 dias. Porém, para a Fase III, de confirmação, os ensaios têm duração de 7 dias.
Idade dos organismos-teste
Os organismos foram adicionados no teste com 72h, idade em que estavam maduros
reprodutivamente. Para isso, os mesmos foram separados em um recipiente contendo somente
água de diluição quando possuíram 0-24h de idade, e alimentados diariamente, até que atingissem
a idade de 72h de vida (USEPA, 1992), momento em que foram adicionados nas soluções-teste.
Ao final dos 4 dias de ensaio foram contabilizados os neonatos de cada fêmea.
Concentrações-teste
Foram utilizadas 3 concentrações (25%, 50% e 100%) escolhidas baseado nos valores de
CENO dos ensaios de toxicidade crônica que antecederam o estudo de AIT. As soluções-testes
foram diluídas com a mesma água de diluição utilizada na manutenção dos organismos-testes
(dureza de 40 mg.L-1
de CaCO3, pH de 7,0 e condutividade de ±160 µS.cm-1
).
94
Leitura e Renovação das soluções-teste
Os ensaios de AIT (Fase I) foram realizados com uma renovação das soluções-teste e as
leituras realizadas a cada troca e após o término do ensaio.
Algumas manipulações precisaram ser preparadas a cada renovação e outras, puderam ser
preparadas somente no início do ensaio e guardadas para renovação (4°C±2), como apresentado a
seguir (USEPA, 1992).
Manipulações preparadas no início do teste e nas renovações:
Adição de EDTA, adição de Tiossulfato de Sódio, Graduação de pH.
Manipulações preparadas somente no início do teste:
Aeração, Filtração e Coluna C18
Brancos/Controle
Nos ensaios de AIT, é necessário o preparo não só do controle como também dos brancos, como é
definido a seguir:
Branco – Foi realizado com a água de diluição manipulada do mesmo jeito que o efluente, e então
testado para ver se foi adicionado toxicidade ao ensaio. Os ensaios em que houve necessidade do
preparo de branco foram: graduação de pH, filtração, coluna C18, aeração e ajuste de pH.
Controle – Foi realizado a cada ensaio e somente com água de diluição, sem nenhuma
manipulação.
95
Análise dos Dados
Foi calculado o CI25% e o intervalo de confiança de 95%, de cada manipulação do teste de
AIT. O programa utilizado para o cálculo foi ICPIN.EXE Vers. 2.0 (NORBERG-KING, 1993). A
redução de toxicidade foi considerada significativa quando a razão entre a CI25% da manipulação
e a CI25% do teste base foi maior que 2 (USEPA, 1985).
Procedimentos dos ensaios de AIT
Teste base
O teste base (Figura 17) foi preparado a cada dia de manipulação da amostra e repetido
toda vez que uma manipulação adicional foi conduzida.
Método:
Esse teste foi realizado com o mesmo número de concentrações, réplicas, organismos-teste
dos testes manipulados, porém somente com a amostra sem manipulação. Além disso, nele
continha o controle (somente com água de diluição).
Figura 17. Esquema do teste base
96
Teste de adição de EDTA
Foi preparada uma solução estoque 2,5 g.L-1
de EDTA (Merck). Neste teste (Tabela 21)
preparou-se 2 sets de diluição do efluente nas concentrações 100%, 50% e 25%. Cada um recebeu
uma das 2 quantidades de EDTA (0,06 mL e 0,16 mL) que após serem adicionadas em 50 mL da
soluções-teste ficaram com a concentração final de 3 mg.L-1
e 8 mg.L-1
de EDTA,
respectivamente. A Tabela 14 mostra a quantidade de solução-estoque de EDTA adicionada em
cada alíquota das soluções-teste do efluente. A solução-estoque de EDTA foi de 2,5 g.L-1
. Antes
dos organismos-teste serem adicionados, esperou-se o mínimo de 2h, para o tempo de equilíbrio
necessário.
Tabela 21. Esquema de preparo do teste de adição de EDTA
Efluente Quantidade de
amostra
Quantidade de
solução-estoque de
EDTA adicionada
Quantidade de
EDTA final na
solução-teste
1º Set de diluição do efluente
100% 0,06 mL em 50 mL
3 mg.L-1
50% 0,06 mL em 50 mL
25% 0,06 mL em 50 mL
2º Set de diluição do efluente
100% 0,16 mL em 50 mL
8 mg.L-1
50% 0,16 mL em 50 mL
25% 0,16 mL em 50 mL
50mL
50mL
50mL
50mL
50mL
50mL
97
Figura 18. Teste de adição de EDTA
Fonte: Elaboração própria
Teste com adição de tiossulfato de sódio
Foi preparada uma solução estoque 2,5 g.L-1
de tiossulfato de sódio (Merck). Assim como
no teste de adição de EDTA, preparou-se 2 sets de diluição do efluente nas concentrações 100%,
50% e 25% (Tabela 22). Cada um recebeu uma das 2 quantidades de tiossulfato de sódio (0,20 mL
e 0,50 mL) que após serem adicionadas em 50 mL da soluções-teste ficaram com a concentração
final de 10 mg.L-1
e 25 mg.L-1
de tiossulfato de sódio respectivamente. A Tabela 22 mostra a
quantidade de solução-estoque de tiossulfato de sódio adicionada em cada alíquota das soluções-
teste do efluente.
98
Tabela 22. Esquema de preparo do teste de adição de tiossulfato de sódio
Efluente Quantidade de
amostra
Quantidade de solução-
estoque de Na2S2O3
adicionada
Quantidade
de Na2S2O3 final na
solução-teste
1º Set de diluição do efluente
100% 0,20 mL em 50 mL
10 mg.L-1
50% 0,20 mL em 50 mL
25% 0,20 mL em 50 mL
2º Set de diluição do efluente
100% 0,50 mL em 50 mL
25 mg.L-1
50% 0,50 mL em 50 mL
25% 0,50 mL em 50 mL
Figura 19. Teste de adição de tiossulfato de sódio
Fonte: Elaboração própria
50mL
50mL
50mL
50mL
50mL
50mL
99
Teste de ajuste de pH
Uma alíquota do efluente foi ajustada para pH igual a 3 e outra alíquota ajustada para pH
igual a 10, além das amostras de água de diluição as quais serviram como brancos. O ajuste de pH,
mantido em agitador magnético (Fisatom mod. 753A), foi realizado com a adição de NaOH
(Merck - soluções de 0,1 e 1,0 mol.L-1
) e HCl (Merck - soluções de 0,1 e 1,0 mol.L-1
). Quando
realizado o mesmo teste com ajuste de pH, amostra suficiente foi ajustada para providenciar o
volume necessário para o teste de aeração, filtração e coluna C18. Antes dos organismos-teste
serem adicionados, o pH das alíquotas foi reajustado tomando-se o cuidado para que o volume
final de ácido e base adicionados não ultrapassasse 10% em relação ao volume inicial da amostra.
Teste de aeração sem ajuste de pH
Cada alíquota do efluente (200 mL) e água de diluição (200 mL) foram aerados
moderadamente e por 60 min, conforme mostrado na Figura 20.
Após 1h de aeração, a amostra foi retirada com uma pipeta, tomando-se o cuidado para não
mexer nas paredes do recipiente, onde poderiam ter sido depositadas substâncias tais como
surfactantes.
Figura 20. Teste de aeração sem ajuste de pH
Fonte: Elaboração própria
100
A parede do frasco onde ocorreu a aeração foi lavada com 20 mL água de diluição que foi
guardada em geladeira a 4ºC±2ºC para teste em caso de necessidade para recuperar algum
componente tóxico aderido à parede.
Teste de aeração com ajuste de pH
Para esse teste, três alíquotas do efluente (pH igual 3, pH inicial e pH igual a 10) com 200
mL cada foram aerados por 1h (Figura 21). O pH do efluente era checado a cada 30 min e
reajustado para o pH original (3 ou 10) caso houvesse mudança de 1 unidade de pH. Após uma
hora de aeração, as amostras foram reajustadas de volta para o pH inicial. O mesmo foi realizado
com o branco de filtração.
Figura 21. Teste de aeração com ajuste de pH
Fonte: Elaboração própria
Testes de filtração sem ajuste de pH
Para a manipulação de filtração foi utilizada uma bomba à vácuo (Prismatec) e um
Kitasato de 1L. A membrana utilizada na filtração foi a fibra de vidro de 1 µm (Sartorius). A
filtração foi realizada conforme descrição a seguir.
101
Condicionamento da membrana de filtração
i. 50 mL de água ultrapura no filtro (descartado após a passagem)
ii. 25 mL de água de diluição no filtro (descartado após a passagem).
iii. 100 mL de água de diluição (guardado para uso como branco).
iv. 50 mL de efluente (descartado após a passagem).
v. Passou-se 450 mL de efluente, destes, 200 mL guardados para o teste de filtração e 250
mL guardados para passar na coluna C18.
Após a filtração, a membrana foi guardada em papel alumínio a 4ºC, caso houvesse
necessidade de testes subsequentes da Fase II de recuperação do componente tóxico da membrana.
Teste de filtração com ajuste de pH
Detalhes do preparo do filtro foram os mesmos descritos na etapa sem ajuste de pH, exceto
pelo fato que a água ultrapura e a água de diluição usadas para condicionar os filtros estavam com
o pH ajustado apropriadamente para cada amostra que ia ser filtrada (pH igual a 3, pH inicial ou
pH igual a 10).
Em alguns casos, quando o efluente possuía muita turbidez, foi necessário preparar mais de
um filtro para cada pH.
Testes de graduação de pH
Para esta manipulação, ajustou-se o pH de 100 mL da amostra e 100 mL água de diluição
(branco) para pH igual a 6, utilizando-se se HCl (Merck 0,1 e 1,0 mol.L-1
). Foi ajustado também
100 mL da amostra e 100 mL água de diluição (branco) para pH igual a 9, utilizando-se o NaOH
(Merck 0,1 e 1,0 mol.L-1
). Tomou-se o cuidado de não ultrapassar mais que 10% do volume total
da amostra na adição do ácido e da base. Os ajustes de pH foram realizados em agitador
magnético.
102
Testes de Extração de Fase Sólida SPE com Coluna de C18 sem ajuste de pH
Para o teste de Extração de Fase Sólida SPE com coluna C18 (1000 mg; 6 mL; J.T. Baker),
também foi utilizada uma bomba à vácuo acoplada a um Kitasato. A coluna foi presa na rolha do
Kitasato e a vazão da passagem do efluente mantida em 10 mL.L-1
.
Preparo da coluna
1. Passou-se 10 mL de metanol na coluna (Figura 22), depois (sem deixar a coluna secar)
passou-se 10 mL de água ultrapura. O líquido filtrado do kitassato foi descartado logo em
seguida.
Figura 22. Condicionamento da coluna
Fonte: Elaboração própria
2. Esperou-se a coluna secar.
103
Coleta dos brancos
3. Foi passado 3 mL de metanol para coleta do branco do metanol.
4. Recondicionou-se a coluna com 10 mL de metanol e depois 10 mL de água de diluição
(Figura 23)
5. Passou-se 125 mL da água de diluição, sendo os primeiros 25 mL descartados. O volume
do kitassato foi guardado para o branco da coluna.
Figura 23. Recondicionamento da coluna 18.
Fonte: Elaboração própria
Passagem do efluente
6. Passou-se 50 mL do efluente, o qual foi descartado. Depois disso, foram passados mais
250 mL de efluente e guardados para o teste (Figuras 24 e 25).
104
Figura 24. Recondicionamento da coluna 18.
Fonte: Elaboração própria
Figura 25. Adição da amostra na coluna C18.
Fonte: Elaboração própria
Após a passagem do efluente, a coluna (Figura 26) foi guardada (4±2ºC) para posterior
recuperação do composto tóxico suspeito caso houvesse redução de toxicidade.
105
Figura 26. Concentração da amostra na coluna C18.
Fonte: Elaboração própria
Preparo do branco do metanol para utilizar no teste.
O branco do metanol foi testado adicionando-se 0,30 mL do metanol em 50 mL de água de
cultivo, totalizando 5 réplicas de 10 mL cada.
Teste SPE coluna C18 com ajuste de pH
Todos os procedimentos para essa manipulação e o uso da coluna C18 SPE foram os
mesmos descritos na extração de fase sólida sem ajuste de pH, com duas exceções. Toda água
passada na coluna (a água ultrapura, branco e efluente) foi acidificada ou basificada dependendo
do pH a ser investigado. Além disso, não foi utilizado pH 10 no ajuste de pH e sim pH ajustado
para 9, pois o pH ajustado para 10 pode danificar a coluna (USEPA, 1992).
Ajuste de pH combinado com outras manipulações
Quando realizado o ajuste de pH combinado com outras manipulações (aeração, coluna
C18 e filtração) seguiu-se passos apresentados na Figura 27.
Amostra concentrada
na coluna C18.
106
*pH9 no caso da coluna C18.
Figura 27. Procedimento utilizado nos processos de aeração, coluna C18 e filtração com ajuste de
pH.
Alíquota ajustada para pH3
Aerar 200 mL Reajustar para pHi
e reservar
Filtrar 550 mL
Descartar 50 mL. Reajustar 200 mL
para pHi
Passar 300 mL na coluna C18 e
reajustar para pHi
Reservar 200 mL Reajustar para pHi e reservar
Alíquota em pH inicial
Aerar 200 mL Reservar
Filtrar 550 mL
Descartar 50 mL e reservar 200 mL
Passar 300 mL na coluna C18
Alíquota ajustada para pH10*
Aerar 200 mL Reajustar para pHi e reservar
Filtrar 550 mL
Reajustar 200 mLpara pHi e
guardar
Passar 300 mL na coluna C18 e
reajustar para pHi
Reservar 200 mL Reajustar para
pHi
Teste de aeração/ajuste de pH3
Teste de filtração/ajuste de pH3
Teste de colunaC18/ajuste de pH3
Teste de ajuste de pH3
Teste de aeração em pHi
Teste de filtração em pHi
Teste de coluna C18 em pHi
Teste de aeração/ajuste de pH10
Teste de filtração/ajuste de pH10
Teste de colunaC18/ajuste de pH9
Teste de ajuste de pH10
107
Teste com o eluato do metanol
Quando o teste de extração em fase sólida com coluna C18 (Figura 28) apresentava
redução de toxicidade, realizava-se o teste de recuperação da toxicidade com o eluato da coluna.
Para eluição da coluna, realizou-se a passagem de 1,5 mL de metanol 100% (Merck). Como foi
utilizado 1,5 mL de metanol para eluir 300 mL de efluente passado na coluna, o eluato
apresentava uma concentração de 300 vezes (Figura 29). Para o teste de toxicidade, adicionou-se
0,75 mL do eluato em 50 mL de água de diluição (concentração de metanol não tóxica ao
organismo em estudo segundo USEPA, 1992), atingindo uma concentração do efluente de 3 vezes.
Figura 28. Efluente concentrado na coluna
Fonte: Elaboração própria
Figura 29. Eluato da coluna
Fonte: Elaboração própria
108
3.5.2. Fase II – Identificação
Para a fase de identificação do estudo (Fase II), foram realizadas as análises químicas das
amostras (sem manipulação) em que o método de AIT foi aplicado. Além disso, utilizou-se uma
combinação de testes de toxicidade com análises químicas, tendo como ponto de partida os
tratamentos da Fase I que alteraram, reduziram ou removeram a toxicidade. A seguir, descreve-se
o procedimento de ensaio para determinação de alguns dos possíveis compostos tóxicos.
Compostos orgânicos apolares
Quando a manipulação da coluna C18 atingiu redução significativa de toxicidade, deu-se
início ao procedimento para extrair os compostos das amostras por meio de eluição com metanol
100% (1,5 mL). Cada fração resultante da eluição foi testada quanto à toxicidade. Para o ensaio de
toxicidade, 0,75 µL do eluato foi diluído em 50 mL de água de diluição para o preparo de cinco
réplicas de 10 mL cada. Se o ensaio com eluato recuperado apresentasse toxicidade, repetia-se o
procedimento de eluição do efluente na coluna para envio do eluato do metanol para análise
química.
Metais
Quando houve suspeita de metais, seja pela filtração ou pela coluna C18, foi realizada a
extração desses metais para análise de toxicidade. Para a recuperação do tóxico na filtração, foi
realizada um banho ultrassônico (Ultracleaner 1600) com as membranas (com 50 mL de água
ajustada para pH igual a 3) por 1h. O recuperado era então, reajustado para o pH inicial da amostra
e testado a toxicidade. Quando possível, foi realizado a análise de metais da amostra antes e
depois do filtrado.
Para a recuperação dos metais na coluna C18, a coluna foi eluída com 50 mL de água
ajustada para pH igual a 3. O recuperado era então, reajustado para pH inicial da amostra e testado
para a toxicidade.
109
3.5.3. Fase III – Confirmação
O foco dos ensaios da fase de confirmação foram os metais por terem sido indicados como
os principais tóxicos suspeitos nos ensaios de AIT.
A seguir, são apresentados os três métodos adotados para a etapa de confirmação do agente
tóxico (USEPA, 1993c). Para a realização desses testes, foram preparadas quatro concentrações
(com exceção do teste de correlação que foram cinco), com dez réplicas por concentração. Para
avaliação do efeito na toxicidade foi calculado o CI25%, e seus respectivos intervalos de
confiança de 95%, pelo método de interpolação linear, calculado através do programa estatístico
ICPIN.EXE (Ver. 2.0). Também foi calculado o CENO com o uso do programa estatístico
TOXTAT. 3.5.
a) Contaminação com os tóxicos suspeitos
Foram testados em água de diluição os compostos que foram indicados como principais
causadores de toxicidade nos ensaios de AIT (etapa anterior). A água utilizada nos ensaios teve
dureza ajustada para 200 mg.L-1
de CaCO3 e pH ajustado para 7,0.
Os ensaios foram realizados com cinco concentrações (APÊNDICE A) e dez réplicas com
duração 7 dias e os organismos alimentandos com a alga Monoraphidium dybowskii (3,7 X107
cel
por organismo).
O CENO e o CI25%, com intervalo de confiança de 95%, foi calculado para cada ensaio de
contaminação. O resultado de CI25% dos ensaios foi usado para a montagem do gráfico de
correlação, realizado na etapa seguinte do estudo.
b) Correlação
Para o teste de correlação, foi calculada a UT (Unidade Tóxica) do efluente e
correlacionada com a UT dos tóxicos suspeitos. O cálculo da UT da amostra de cada efluente e
cálculo da UT do componente tóxico foi realizado conforme as Equações 5 e 6, respectivamente:
110
Cálculo da UT do efluente:
100
CI25 = UT efluente (5)
Cálculo da UT do composto tóxico:
Concentração do comp. tóxico no efluente (mg.L-1)
CI25 do composto tóxico (mg.L-1) = UT composto tóxico (6)
A CI25 de cada componente tóxico foi determinada pelo ensaio de contaminação
apresentado em água de diluição conforme descrito no item anterior.
Com os resultados da UT do efluente e UT do componente tóxico de cada amostra,
preparou-se um gráfico de dispersão para avaliação da correlação do tóxico suspeito com a
toxicidade de cada amostra.
c) Simulação do efluente
Para esse teste, foram preparados no laboratório dois efluentes sintéticos utilizando-se as
mesmas concentrações dos principais sais minerais encontrados em duas amostras de efluente
(APÊNDICE A). A CI25% encontrada em cada efluente sintético foi comparada com a CI25%
encontrada no teste base da amostra (não manipulada).
111
3.6. ENSAIOS COM TRATAMENTO AVANÇADO DO EFLUENTE
Os ensaios de tratabilidade do efluente em estudo envolveram a realização de dois métodos
de tratamento avançados: filtração em membranas e adsorção em carvão ativado.
3.6.1. Ensaio com filtração com membranas
Uma das manipulações eficazes na redução de toxicidade nos ensaios de AIT foi a
filtração, dessa forma optou-se por realizar 3 ensaios de filtração com efluente utilizando um
módulo de membrana em batelada adquirida da empresa PAM Membranas Seletivas Ltda (Figura
30).
Figura 30. Esquema de filtração por membranas.
Fonte: Elaboração própria
As amostras de efluente utilizadas para a filtração foram as amostras das seguintes datas:
12/05/2015, 23/06/2015 e 20/07/2015.
112
Especificações da membrana e ensaio de filtração
A membrana utilizada no processo é de ultrafiltração e possui especificações detalhadas na
Tabela 23.
Tabela 23. Especificação da membrana de utilizada nas filtrações do presente estudo. (Nadir ® -
Fornecedor da Membrana).
Polímero Propriedades Faixa de pH
de trabalho
Temperatura
máxima
Porosidade Fluxo de
água pura
(L/m2.h
-1)
Poliéter
sulfona
Hidrofílica, alta
estabilidade
química
1-14 95ºC 10 KDa >150
Antes da filtragem das amostras, as membranas foram lavadas com 1L de água destilada
(pH igual a 3) para eliminação de impurezas que pudessem contaminar as amostras, sendo uma
alíquota coletada como branco. Foram desprezados os primeiros 200 mL do permeado, sendo os
próximos 750 mL coletados para análise química e outros 200 mL coletados para análise de
toxicidade crônica. A filtração foi realizada a uma pressão de 5 bar. A cada 200 mL de amostra
permeada, foi anotado o tempo para cálculo do fluxo do permeado.
3.6.2. Ensaio com Carvão Ativado
3.6.2.1. Caracterização do carvão utilizado em estudo
O carvão ativado utilizado no presente estudo é de origem de osso animal e foi obtido
através de fornecedor (Bonechar, 2015). O principal constituinte mineral desse carvão é a
hidroxiapatita, Ca10
(PO4)6(OH)
2, representando cerca de 70-76% da massa do carvão, como é
apresentado na Tabela 24, onde encontram-se as especificações do carvão ativado.
113
Tabela 24. Especificações do carvão ativado de osso animal. (Bonechar, 2015).
Propriedade Especificação
Carbono 9-11%
Cinza solúvel em ácido <3%
Cinza insolúvel 0,7%
Fosfato tricálcico 70-76%
Carbonato de cálcio 7-9%
Sulfato de cálcio 0,1-0,2%
Área superficial específica total (BET N2) 200 m
2.g
-1
Área superficial do carbono 50 m2.g
-1
Ferro <0.3%
Tamanho do poro 7,5-60,0nm
Volume do poro 0,225 cm2.g
-1
Umidade <5%
Densidade aparente 0,60-0,70 g.cm3
Aspecto Sólido granulado
Odor Inodoro
O carvão possui pouca massa carbonácea, sendo grande parte formada por fosfato de
cálcio. Essa característica faz com que o carvão utilizado neste estudo tenha grande capacidade de
sorção pelo mecanismo de troca iônica.
A Figura 31 apresenta o carvão ativado granulado e a Figura 32 apresenta imagens de
microfotografia eletrônica.
Figura 31. Carvão ativado granular (Bonechar, 2015).
114
Figura 32. Microfotografia eletrônica do carvão ativado (Bonechar, 2015).
3.6.2.2. Ensaio de adsorção
O ensaio de adsorção foi realizado em sistema jar-test seguindo a norma ASTM , com
duração de 2h e a velocidade das rotações mantida em 170 rpm.
As amostras utilizadas foram: duas amostras sintéticas (contendo os principais
componentes tóxicos apontados nos ensaios de AIT) e uma amostra do efluente. Para a medição
da capacidade de adsorção do carvão em estudo, foi utilizado o modelo de isotermas de Freundlich
(ECKENFELDER, 2000).
115
4. RESULTADOS E DISCUSSÃO
4.1. CONTROLE DE QUALIDADE DO ORGANISMO-TESTE
Foram realizados 20 ensaios com a substância de referência cloreto de sódio (NaCl) e os
valores de CE(I)50;48h obtidos no ensaio de sensibilidade variaram de 1,35 g.L-1
a 2,12 g.L
-1. A
média obtida foi de 1,74 g.L-1
, desvio padrão (dp) de 0,29 e coeficiente de variação de 16,75%. De
acordo com o Environment Canada (1990), de forma geral, um método ecotoxicológico é
considerado bom quando a variação dos resultados, expressa pelo CV, for ≤ 30%. Nesse caso,
considera-se a sensibilidade dos organismos do presente estudo satisfatória devido ao coeficiente
de variação encontrado na carta-controle de 16,75%.
A Figura 33 apresenta a carta-controle do organismo Ceriodaphnia dubia em relação ao
NaCl referente ao período de estudo (09/2013 a 09/2015).
Figura 33. Carta-controle de Ceriodaphnia dubia para o período de 2013-2015
0,0
0,5
1,0
1,5
2,0
2,5
3,0
0 5 10 15 20 25
g.N
aC
l.L
-1
Nº de Ensaios
CE(I)50;48hLimite inferior (2 dp)Limite superior (2 dp)Média
116
4.2. ENSAIOS DE TOXICIDADE CRÔNICA
Foram realizados 10 ensaios de toxicidade crônica (com duração de 7 dias) segundo a
norma ABNT (2010) com as amostras de ponto de coleta saída do tratamento biológico (biodisco)
e 7 ensaios com amostras coletadas na saída da EDR (planta piloto). As amostras de AIT não estão
incluídas nessa amostragem por ter se tratado de ensaios crônicos de curta duração (4 dias).
A Tabela 25 apresenta os resultados físico-químicos das amostras coletadas após o
tratamento biológico (biodisco). Já a Tabela 26 apresenta os resultados de toxicidade crônica e o
método estatístico utilizado para análise de CENO dessas amostras.
117
Tabela 25. Análise físico-química e toxicidade crônica das amostras biotratadas (saída do biodisco) no período de Novembro/2013 a Maio/2015
Data de coleta pH NAT
(mg.NH3.L-1
)
Cond.
(µS.cm-1
)
Dureza
(mgCaCO3.L-1
)
Cobre
(mg.L-1
)
Chumbo
(mg.L-1
)
Níquel
(mg.L-1
)
Zinco
(mg.L-1
)
CENO
(%)
CI25 (%)
(Intervalo de
confiança 95%)
23/09/2013 8,23 8,11 1538 150 NA NA NA NA 25 24,56 (11,67-20,30)
07/10/2013 7,26 2,26 1622 135 NA NA NA NA 50 46,83 (20,33-56,80)
04/11/2013 8,34 0,50 1248 170 NA NA NA NA 50 62,06 (25,0 - 77,37)
28/01/2014 7,17 0,31 1362 160 NA NA NA NA 25 39,64 (30,16-54,17)
16/06/2014a 7,00 5,43 1810 170 NA NA NA NA - 61,11 (15,17 - 67,18)
15/07/2014a 8,00 5,04 1989 170 NA NA NA NA - 69,82 (NC)
b
08/10/2014a 7,60 7,88 2280 236 <0,0050 <0,0100 0,0129 0,2000 - 31,25 (15,41-47,42)
b
03/11/2014a 7,78 0,06 2470 212 0,0290 0,0500 <0,0005 0,0400 - 58,33 (46,02-63,60)
b
06/01/2015a 7,50 0,05 1938 180 0,0130 <0,007 0,0150 0,1980 - 50,0 (15,67-70,90)
b
14/04/2015 7,25 0,25 1404 114 <0,0015 <0,007 0,0081 0,0860 50 57,81 (NC)
27/04/2015 7,72 0,20 1716 130 NA NA NA NA 50 55,48 (32,43-78,91)
12/05/2015 7,95 0,50 1629 92 0,0052 <0,0070 0,0085 0,0780 50 67,50 (NC)
25/05/2015 6,74 0,74 1622 392 <0,0015 0,0120 0,0095 0,1360 50 62,60 (51,59-62,50)
08/06/2015 7,08 3,10 1425 280 0,0073 0,0050 0,0105 0,1480 50 78,84 (NC)
23/06/2015 7,43 11,90 1463 154 <0,0015 <0,0070 0,0063 0,1550 50 71,71(36.11- 88,28)
20/07/2015 6,64 10,50 1578 180 0,0123 <0,0070 0,0059 0,1110 50 63,40 (NC)
Média 7,48 3,55 1693 182 0,0130 0,0220 0,0095 0,1280 - -
a Ensaio de AIT
b Valores do Teste base 1
NA – Não analisado
NC – Não calculável
118
As análises físico-químicas apresentadas no período de estudo para as amostras na saída
do tratamento biológico apresentaram variação relativamente grande nos valores de pH (6,64-
8,34) e nitrogênio amoniacal total (0,05-11,9 mgNH3.L-1
). Esses dados corroboram o fato desse
efluente possuir grande complexidade e heterogeneidade na sua composição. Importante ressaltar
para os valores de NAT em algumas coletas como 23/09/13, 23/06/15 e 20/07/15 podendo ser
elevado dependendo do pH da amostra, porém, com exceção das coletas de 23/09/13 e 04/11/13 as
amostras apresentaram valores de pH abaixo de 8, o que reduz a toxicidade da amônia. Vale
ressaltar ainda que a dureza elevada contribui para a diminuição da toxicidade da amônia
(JHONSON, 1995) e dos metais (NADDY, 2003) presentes nas amostras.
Os valores de toxicidade de CENO não variaram muito ao longo do período de estudo,
apresentando valores de 25-50%, essa pouca variação também se deve ao método estatístico que
só utiliza as concentrações testadas para o cálculo da concentração de efeito não observado.
Entretanto, ao observar os valores de CI25%, cujo método estatístico avalia também
concentrações não testadas, houve uma pequena melhora na toxicidade do efluente, dado seus
valores um pouco maiores ao longo do tempo. Nesse período de análise pode ter havido alguma
mudança no processo de refino ou na estação de tratamento levando a efluentes menos tóxicos. Os
valores de CENO reportados neste estudo encontram-se próximos aos reportados por Oliveira-
Filho et al. (2008) que avaliaram a toxicidade crônica de seis amostras de efluente de refinaria e
encontraram valores de CENO que variaram de 10 a 50%.
A Tabela 26 apresenta a análise físico-química e a toxicidade crônica das amostras
coletadas após a saída de eletrodiálise reversa (EDR) proveniente da estação piloto de reúso da
água da estação de tratamento da refinaria.
119
Tabela 26. Análise físico-química e toxicidade crônica das amostras coletadas na saída da planta piloto (após EDR) no período de
Novembro/2013 a Maio/2015.
Data de
coleta
pH NAT (mg.NH3.L
-1)
Condutividade (µS.cm
-1)
Dureza (mg.CaCO3L
-1)
Cobre (mg.L
-1)
Chumbo
(mg.L-1
)
Níquel (mg.L
-1)
Zinco
(mg.L-1
)
CENO
(%)
CI25%
(Intervalo de confiança
de 95%)
23/09/2013 6,96 0,16 676 35 NA NA NA NA 12,5 14,44 (11,83-4,57)
07/10/2013 7,31 1,15 849 10 NA NA NA NA 50 52,27 (47,83-10,93)
04/11/2013 8,57 0,27 492 25 NA NA NA NA 50 33,41 (8,71-54,91)
28/01/2014 7,25 0,71 592 30 NA NA NA NA 50 71,34 (NC)
14/04/2015 7,25 0,50 413 20 <0,0015 <0,007 0,0054 0,0740 NT NT
27/04/2015 7,36 0,00 489 30 <0,0015 <0,007 0,0052 0,0820 NT NT
12/05/2015 7,28 0,40 512 15 <0,0015 <0,007 0,0031 0,0600 NT NT
Média 7,42 0,45 574 23 0 0 0,0046 0,0720 - -
NA - Não analisado
NT - Não tóxico
NC - Não calculável
120
As análises físico-químicas das amostras coletadas após a saída da EDR mostraram uma
melhora na qualidade do efluente devido à diminuição dos valores de NAT, condutividade,
dureza e metais se comparado com as análises das amostras de mesmo período da saída do
tratamento biológico, inclusive não apresentando mais toxicidade nas últimas três amostras.
Apesar dessas amostras apresentarem condutividade mais baixa que as amostras
biotratadas, essa não parece ser a responsável pela ausência de toxicidade crônica nas últimas
amostras, visto que a condutividade não foi alterada significativamente ao longo das amostras
coletadas na saída da EDR. Entretanto, a amostra de 14/04/15 apresentou menor concentração dos
metais zinco e níquel em relação à amostra biotratada do mesmo período. Já amostra de 12/05/15
removeu o cobre a níveis abaixo do limite de quantificação e reduziu a concentração dos metais
zinco e níquel. Porém, não é possível aferir que a redução dos metais nessas amostras seja a
responsável pela ausência de toxicidade, pois outros componentes tóxicos podem estar presentes
nessas amostras e que não foram analisados, como os HPAs.
4.3. ENSAIOS DE AVALIAÇÃO E IDENTIFICAÇÃO DE TOXICIDADE (AIT)
Foram realizados cinco ensaios de AIT com a as amostras após o tratamento biológico
(biodiscos) da estação de tratamento da refinaria conforme apresentado a seguir.
As manipulações que apresentaram redução significativa de toxicidade (CI25%
manipulação/ CI25% teste base ≥ 2) foram marcadas com um asterisco (*).
4.3.1. Análise de AIT com a amostra de 16/06/2014
Fase I
Como esse ensaio foi o primeiro a ser aplicado o método de AIT, as manipulações
realizadas foram sem ajuste de pH (nas etapas de filtração, aeração e coluna C18). O resultado de
toxicidade das manipulações encontra-se na Tabela 27. As análises físico-químicas da amostra
apresentaram valores de pH igual a 7,0, nitrogênio amoniacal total (NAT) de 5,43 mgNH3.L-1
,
condutividade 1810 µS.cm-1
e dureza de 170 mgCaCO3.L-1
.
121
Tabela 27. Resultado da Fase I com a amostra de 16/06/2014.
Manipulação pH CI25 (%)
(Intervalo de confiança
de 95%)
Teste base 1 Inicial 61,11 (15,17 - 67,18)
Aeração Inicial 64,33 (NC)
Coluna C18 Inicial 51,25 (20,83-62,50)
Filtração Inicial 54,37 (15,17-64,83)
Ajuste de pH 3 25,0 (9,82-34,37)
Ajuste de pH 10 70,02 (NC)
Graduação de pH
6 33,0 (15,62-42,50)
9 Não tóxico (*)
Teste base 2 Inicial 43,26 (NC)
Adição de EDTA (0,06 mL)
Adição de EDTA (0,16 mL)
Inicial Não tóxico (*)
Inicial Não tóxico (*)
Adição de tiossulfato de sódio (0,2 mL)
Adição de tiossulfato de sódio (0,5 mL)
Inicial Não tóxico (*)
Inicial Não tóxico (*)
pH inicial = 7,0
NC –Não calculável
(*) – Redução significativa de toxicidade
As manipulações que apresentaram redução significativa de toxicidade para essa amostra
foram: graduação de pH para 9, adição de EDTA e tiossulfato de sódio. Esse resultado aponta os
metais como sendo os principais responsáveis pela toxicidade do efluente, devido principalmente
à remoção de toxicidade nos tratamentos com adição de EDTA e tiossulfato de sódio. Segundo
Hockett e Mount (1996) os metais fortemente complexados pelo EDTA e tiossulfato de sódio são:
cádmio, cobre e mercúrio, porém não foi possível a realização da análise química dos metais para
essa amostra para a confirmação de qual metal é o responsável.
122
Além disso, houve redução de toxicidade quando o pH da amostra foi ajustado para 9 e
aumento de toxicidade quando o pH foi ajustado para 6 no ensaio de graduação de pH. Esse
resultado ao ser analisado juntamente com a redução de toxicidade pela adição de EDTA e
tiossulfato de sódio, indicam a presença possivelmente de metais cuja toxicidade é altamente pH-
dependente e que possui essa característica, tais como o cobre e o chumbo (VAN SPRANGUE e
JANSSEN, 2001; SCHUBAUER-BERIGAN et al., 1993a). Entretanto somente o cobre é
fortemente complexado pelo EDTA e tiossulfato de sódio (HOCKET e MOUNT, 1996).
Já o cádmio (também complexado pelo EDTA e tiossulfato de sódio), se comporta de
maneira contrária, pois a toxicidade causada por este metal diminui com a diminuição do pH
(VAN SPRANGUE e JANSSEN, 2001; SCHUBAUER-BERIGAN et al., 1993a; CAMPBELL e
STOKES, 1985).
Nesse sentido, o resultado do ensaio de AIT com essa amostra aponta para o metal cobre,
necessitando, porém, de confirmação pela análise química do metal nas próximas amostras.
A concentração de NAT nessa amostra foi de 5,43 mgNH3.L-1
. Segundo a USEPA (1991),
a amônia pode ser suspeita de causar toxicidade na amostra quando sua concentração (na forma de
NAT) encontra-se acima de 5 mgNH3.L-1
e a graduação de pH igual a 9 apresentar aumento de
toxicidade, o que não ocorreu na Fase I. Além disso, valores de toxicidade crônica de amônia
(NAT) na literatura apresentam concentrações bem mais elevadas, principalmente no pH neutro
como o da amostra. Nimmo et al. (1989) reportou CENO de NAT de 15,20 mgNH3.L-1
em pH
7,80 a 25ºC. Já Mount (1982) reportou CE20% de 44,90 mgNH3.L-1
em pH igual a 7,15 e
temperatura de 24,5 ºC. Nesse sentido, pode-se descartar a participação da amônia na toxicidade
dessa amostra.
4.3.2. Análise de AIT com a amostra de 15/07/2014
Fase I
A fim de se obter mais detalhamento sobre os possíveis compostos tóxicos no efluente,
optou-se por realizar as próximas manipulações com ajuste de pH (filtração, aeração e coluna
C18). A Tabela 28 apresenta os resultados das manipulações da Fase I realizadas com a amostra.
As análises físico-químicas apresentaram valores de pH igual a 8,0, nitrogênio amoniacal total
(NAT) de 5,04 mgNH3.L-1
, condutividade de 1989 µS.cm-1
e dureza de 170 mgCaCO3.L-1
.
123
Tabela 28. Resultado da Fase I com a amostra de 15/07/2014.
Manipulações pH CI25 (%)
(Intervalo de confiança de
95%)
Teste base 1 Inicial 69,82 (NC)
Ajuste de pH
3 60,20 (NC)
10 62,40 (NC)
Aeração
3 63,28 (NC)
Inicial Não tóxico (*)
10 Não tóxico (*)
Filtração
3 62,10 (NC)
Inicial 67,53 (NC)
10 93,75 (NC)
Coluna C18
3 60,13 (NC)
Inicial 67,96 (41,25 – 89,58)
9 65,62 (NC)
Teste base 2 Inicial 58,82 (NC)
Adição de EDTA (0,06 mL)
Adição de EDTA (0,16 mL)
Inicial Não tóxico (*)
73,68 (NC)
Adição de tiossulfato de sódio (0,2 mL)
Adição de tiossulfato de sódio (0,5 mL)
Inicial 30,26 (12,50 – 37,50)
Inicial Não tóxico (*)
Graduação de pH 6 61,02 (NC)
9 67,50 (NC)
pH inicial = 8,0
NC- Não calculável
(*) – Redução significativa de toxicidade
Mais uma vez os tratamentos com adição de EDTA e tiossulfato de sódio reduziram
significativamente a toxicidade, indicando metais catiônicos no efluente principalmente cobre,
cádmio e mercúrio. Outro tratamento que reduziu a toxicidade foi a filtração em pH igual a 10.
Esse resultado também é um indicativo de que os metais podem ser os compostos responsáveis
pela toxicidade da amostra (VAN SPRANGUE e JANSSEN, 2001; SCHUBAUER-BERINGAN
et al., 1993a; HOCKETT e MOUNT, 1996) devido a formação de precipitados insolúveis dos
124
metais envolvidos, fazendo com que sejam removidos através da filtração (VAN SPRANGUE e
JANSSEN, 2001).
Também houve redução significativa de toxicidade com aeração em pH inicial (8,0) e pH
igual a 10. A redução de toxicidade em pH alto pode ser um indicativo da toxicidade causada por
amônia, uma vez que o aumento do pH aumenta a forma livre dessa substância, aumentando
também sua volatilidade, o que facilita sua expulsão durante a etapa de aeração. Entretanto, o
ensaio de graduação de pH não demonstrou redução de toxicidade quando a amostra foi ajustada
para pH igual a 6, ou aumento de toxicidade quando a amostra foi ajustada para pH igual a 9,
manipulações que apontam a presença desse composto como agente tóxico.
Devido a suspeita de causa da toxicidade por metais, a amostra foi filtrada com membrana
de acetato de celulose (Sartorius) de 0,45 µm, o que levou a remoção completa da toxicidade. A
membrana de acetato de celulose apresenta grande afinidade por metais devido à existência de
uma atração eletrostática entre a membrana e o metal (WELTJE, 2010). Por isso sua utilização é
indicada em testes de AIT para confirmar a presença dos mesmos. No teste de recuperação da
toxicidade no extrato solubilizado da membrana o valor de CI25% foi igual a 32,26% (31,25 -
35,00) e o resultado foi um pouco mais tóxico que o teste base 2 (58,82%), porém, o ensaio de
recuperação do extrato da membrana foi ajustado para pH igual a 7 e não 8, que é o pH da amostra
original, o que pode ter tornado alguns metais mais tóxicos no recuperado, como o cobre o
chumbo, por exemplo.
125
4.3.3. Análise de AIT com a amostra de 08/10/2014
Fase I
A Tabela 29 apresenta os resultados das manipulações da Fase I realizadas com a amostra.
Tabela 29. Resultado da Fase I com a amostra de 08/10/2014.
Manipulações pH CI25 (%)
(Intervalo de confiança
de 95%)
Teste base 1 Inicial 31,25 (15,41 – 47,42)
Ajuste de pH
3 29,16 (13,67-52,50)
10 32,14 (14,16-53,57)
Aeração
3 31,22 (15,80-43,75)
Inicial 33,33 (14,84-41,25)
10 60 (NC) (*)
Filtração
3 37,33 (NC)
Inicial 87,50 (NC) (*)
10 60 (15,54 – 67,44) (*)
Coluna C18
3 62,94 (NC) (*)
Inicial 38,63 (20,08-62,73)
9 31,81 (11,89-52,58)
Teste base 2 Inicial 67,41 (18,75-79,16)
Adição de EDTA (0,06 mL)
Adição de EDTA (0,16 mL)
Inicial 51,78 (NC)
Inicial 67,18 (11,17-72,72)
Adição de tiossulfato de sódio (0,2 mL)
Adição de tiossulfato de sódio (0,5 mL)
Inicial 70,83 (NC)
Inicial 70,99 (17,85-75,0)
Graduação de pH 6 31,25 (11,18-31,25)
9 56,25 (NC)
pH inicial = 7,6
NC - Não calculável
(*) – Redução significativa de toxicidade
126
As manipulações que reduziram significativamente a toxicidade nessa amostra foram
aeração em pH igual a 10, filtração no pH inicial (7,6) e pH igual a 10, além da manipulação de
extração em coluna C18 ajustada com pH igual a 3.
A avaliação de toxicidade realizada com essa amostra aponta para a presença de
compostos orgânicos apolares indicada principalmente pela redução de toxicidade após a
passagem da amostra na coluna C18 e a recuperação da mesma, no extrato de metanol eluído da
coluna.
A aeração foi outra manipulação que novamente foi capaz de reduzir a toxicidade de
maneira significativa e que pode ser uma indicação que houve volatilização de algum composto
orgânico, inclusive surfactante (devido à redução de toxicidade simultânea pela filtração, coluna
C18 e filtração), sendo necessária a identificação e confirmação na fase seguinte ao estudo (Fase
II).
Diferentemente das outras amostras, nessa não houve redução de toxicidade pela adição de
EDTA e tiossulfato de sódio, indicando ausência de metais em concentrações capazes de causar
toxicidade à amostra. Confirmando esse resultado, no teste realizado com o extrato de água de
diluição em pH igual a 3 eluído da coluna de C18 não houve recuperação de toxicidade
Fase II
Os resultados das análises químicas para essa amostra encontram-se na Tabela 30
(parâmetros inorgânicos) e 31 (parâmetros orgânicos).
127
Tabela 30. Resultados das análises químicas realizadas com a amostra de 08/10/2014 -
parâmetros inorgânicos
Parâmetros Resultado
Cloreto (mg.L-1
) 519
Cloro residual (mg.L-1
) NA
Condutividade (µS.cm-1
) 2280
Dureza (mgCaCO3.L-1
) 236
Nitrogênio amoniacal total – NAT
(mgNH3.L-1
)
7,88
Sulfato (mg.L-1
) 100
Sulfeto (mg.L-1
) <1,0
Sólidos Dissolvidos Totais (mg.L-1
) 939
Metais (mg.L-1
)
Alumínio 0,07
Bário 0,4
Cádmio <0,001
Cálcio 58
Chumbo <0,01
Cobre <0,005
Estrôncio 2,5
Ferro 0,02
Magnésio 11
Manganês 0,04
Mercúrio < 0,00008
Níquel 0,0129
Sódio 462
Zinco 0,2
NA – Não analisado
Segundo a Tabela 30, a amostra apresenta elevados valores de salinidade evidenciados
pelos parâmetros de condutividade, cloreto e sólidos dissolvidos totais.
O NAT acima de 5 mgNH3.L-1
pode ser um indicativo de causador de toxicidade.
Entretanto, deve-se salientar que a fração de amônia livre (NH3) no pH inicial da amostra (7,6) e
na temperatura do ensaio (25ºC) é de aproximadamente 1,77%, o que corresponde a uma
concentração de 0,14 mgNH3.L-1
. Além disso, elevados valores de dureza e condutividade
diminuem a toxicidade da amostra no que se refere à amônia (JHONSON, 1995). Cowgill e
Milazzo (1991) encontraram CENO (para NH3) de 0,73 mgNH3.L-1
em pH igual a 8,3 para o
mesmo organismo testado no presente trabalho. Jhonson (1995) reportou CI25% de 0,81
128
mgNH3.L-1
de em pH 8,05 e dureza de 168 mgCaCO3.L-1
como o mesmo organismo. Os valores
de toxicidade de nitrogênio amoniacal livre reportado por esses autores apresentam-se acima da
quantidade encontrada de NH3 na amostra avaliada, indicando que o nitrogênio amoniacal nessa
amostra não representa um grande potencial tóxico o que foi evidenciado pela não redução de
toxicidade no teste de graduação de pH igual a 6.
Alguns metais podem estar presentes em concentrações capazes de causar toxicidade aos
organismos em estudo já que Schubauer-Berigan et al. (1993a) reportaram CL(I)50;48h de 0,013
mg.L-1
de níquel em pH igual a 8,2 e dureza 200 mgCaCO3..L-1
. Entretanto, Keithly et al. (2004)
reportaram CL(I)50;48h de 0,4 mg.L-1
de níquel em pH igual a 7,8 e dureza 253 mgCaCO3.L-1
,
baseando-se por este valor, o níquel não estaria em concentrações tóxicas.
Tabela 31. Resultados das análises químicas realizadas com a amostra de 08/10/2014 –
parâmetros orgânicos.
Parâmetro Resultado
HPAs
Benzo(a)antraceno (µg.L-1
) 1,14
Benzo(a)pireno (µg.L-1
) 0,845
Benzo(g,h,i)pirileno (µg.L-1
) < 0,50
Bis(2-etilhexil) ftalato (µg.L-1
) <10,0
Criseno (µg.L-1
) < 0,5
Dibenzo(a,h)antraceno (µg.L-1
) < 0,50
Naftaleno (µg.L-1
) < 0,5
Pireno (µg.L-1
) 0,517
TPH
TPH Faixa Diesel (C14-C20) (mg.L-1
) 1,44
TPH Faixa Lubrificante (C20-C40) (mg.L-1
) 6,13
TPH Total (C6-C32) (mg.L-1
) 7,82
Outros
Fenóis (mg.L-1
) <0,02
DQO (mgO2.L-1
) 96,0
Surfactante como LAS (mg.L-1
) 0,11
A Tabela 31 apresenta altas concentrações de alguns HPAs tais como benzo(a)antraceno
(1,14 µg.L-1
), benzo(a)pireno (0,845 µg.L-1
) e pireno (0,517 µg.L-1
). A comparação desses valores
com os limites de toxicidade crônica proposto por Buchman (2008) para esses compostos
(respectivamente 0,027 µg.L-1
, 0,014 µg.L-1
e 0,025 µg.L-1
) e com a concentração de efeito não-
129
observado (CENO) de benzo(a)pireno para C. dubia, de 0,5 µg.L- 1
(BISSON et al., 2000), mostra
que esses compostos podem estar relacionados com a toxicidade encontrada.
Reece (1983) verificou que a fração tóxica do efluente de refinaria de petróleo era
constituída por compostos aromáticos voláteis, constatação essa que explica a redução de
toxicidade na amostra do presente estudo através da aeração. Reece e Burks (1985) apontam ainda
que essa fração tóxica de hidrocarbonetos presentes nos efluentes de refinaria faz parte da fração
filtrável apolar. De igual maneira, no presente estudo, houve redução de toxicidade através da
filtração do efluente e passagem do mesmo pela coluna C18 que juntamente com as análises
químicas dos HPAs, corroboram o fato desses compostos poderem ter sido removidos/reduzidos
da amostra através dessas manipulações. Segundo Recce (1983), a maioria dos HPAs presente em
efluentes de refinaria de petróleo provém da unidade de craqueamento catalítico e do processo de
dessalga.
Outro fato importante a ser constatado na Tabela 31, é a presença de TPH (Hidrocarboneto
Total de Petróleo) na amostra, sendo eles: o diesel (C14-C20) com 1,44 mg.L-1
e o lubrificante
(C20-C40) com 6,13 mg.L-1
, produtos que são gerados no processo de refino e podem ter entrado
em contato com o efluente.
Além da presença dos hidrocarbonetos, a amostra apresenta surfactante (como LAS) no
valor de 0,11 mg.L-1
. Kimerle (1989) reportou CENO de 3,0 mg.L-1
para C. dubia, enquanto que
Coelho (2008) reportou valor de CENO um pouco menor, que foi de 1,0 mg.L-1
utilizando o
mesmo organismo. Segundo Lewis (1991) a concentração de efeito crônico para o surfactante do
tipo LAS (Linear Alkylbenzene Sulfonate) em D. magna são comumente reportados com valores
maiores que 0,1 mg.L-1
, podendo chegar a mais de 10 mg.L
-1. A concentração de surfactante na
amostra é baixa (0,11 mg.L-1
) levando-se em consideração os valores de CENO reportados na
literatura para o organismo em estudo. Entretanto, a concentração dessa substância deve ser
monitorada para não representar riscos ecotoxicológicos para o organismo utilizado.
Nas análises realizadas com o extrato de metanol eluído da coluna de C18 e o extrato das
membranas de filtração em pH inicial não foram detectados compostos orgânicos (sVOC).
130
4.3.4. Análise de AIT com a amostra de 03/11/2014
Fase I
A Tabela 32 apresenta os resultados das manipulações da Fase I realizadas com a amostra.
Tabela 32. Resultado da Fase I com a amostra de 03/11/2014.
Manipulações pH CI25 (%)
(Intervalo de confiança de
95%)
Teste base 1 Inicial 58,33 (46,02-63,60)
Aeração 3 53,87 (20,83-70,92)
Inicial 65,01 (42,95-66,75)
10 42,18 (33,07-65,72)
Filtração 3 60, 44 (NC)
Inicial
10
81,73 (NC)
Não tóxico (*)
3 64,52 (41,87-69,50)
Coluna C18 Inicial 68,12 (NC)
9 58,08 (13,30-79,41)
3 58,08 (13,30-79,41)
Ajuste de pH Inicial 61,97 (NC)
10 76,13 (NC)
Teste base 2 Inicial 35,26 (NC)
Adição de EDTA (0,06 mL)
Adição de EDTA (0,16 mL)
Inicial 61,66 (14,90-67,53)
Inicial 81,18 (NC) (*)
Adição de tiossulfato de sódio (0,2 mL)
Adição de tiossulfato de sódio (0,5 mL)
Inicial 52,84 (12,35-63,35)
Inicial 71,87 (19,01-67,45) (*)
Graduação de pH 6 28,75 (11,33-52,70)
9 73,61 (NC) (*)
pH inicial = 7,78
NC – Não calculável
(*) – Redução significativa de toxicidade
131
Conforme apresentado na Tabela 32 mais uma vez a amostra voltou a apresentar redução
significativa de toxicidade pelo processo de filtração, adição de EDTA e tiossulfato de sódio, além
de redução de toxicidade pela manipulação na graduação de pH igual a 9. Esses resultados
apontam novamente para a presença de metais divalentes no efluente. Porém, não houve remoção
completa de toxicidade pela adição de EDTA e tiossulfato de sódio, o que pode ser indicativo da
presença de outros compostos tóxicos, e que contribuem para a toxicidade da amostra mesmo que
em um grau menor que os metais.
Vale ressaltar que também houve redução significativa de toxicidade através da filtração
em pH 10, indicando que os possíveis compostos responsáveis pela toxicidade encontram-se
aderidos ao material particulado.
Fase II
Para maior elucidação de quem são os possíveis causadores da toxicidade da amostra
foram realizadas as análises químicas apresentadas nas Tabelas 33 (parâmetros inorgânicos) e 34
(parâmetros orgânicos).
132
Tabela 33. Resultados das análises químicas realizadas com a amostra de 03/11/2014-parâmetros
inorgânicos
Parâmetros Resultado
Cloreto (mg.L-1
) 350
Cloro residual (mg.L-1
) ND
Condutividade (µS.cm-1
) 2470
Dureza (mg.L-1
de CaCO3) 212
Nitrogênio amoniacal total (mgNH3.L-1
) 0,06
Sulfato (mg.L-1
) 66,05
Sulfeto (mg.L-1
) 0,04
Sólidos Dissolvidos Totais – SDT (mg.L-1
) 1070
Metais (mg.L-1
)
Alumínio <0,01
Bário 0,34
Cádmio ND
Cálcio 57
Chumbo 0,05
Cobre 0,029
Estrôncio 2,5
Ferro 0,857
Magnésio 19,6
Manganês 0,296
Mercúrio ND
Níquel ND
Zinco 0,04
ND – Não detectado
Pôde-se observar pela Tabela 33 que mais uma vez, a condutividade, os sólidos
dissolvidos totais e a dureza apresentaram níveis elevados. Por outro lado, concentração do
nitrogênio amoniacal apresentou-se muito baixa, não contribuindo, portanto, com a toxicidade da
amostra.
As análises químicas confirmam a presença de metais divalentes (cobre, chumbo e zinco)
em concentrações tóxicas na amostra, conforme indicado pela Fase I.
Cooper et al. (2009) reportaram valor de CENO de 0,002 mg.L-1
; 0,0013 mg.L-1
e 0,013
mg.L-1
para os metais chumbo, cobre e zinco respectivamente utilizando C. dubia como
organismo-teste. Esses valores apresentam-se menores que as concentrações dos respectivos
133
metais na amostra, apesar da dureza da água de diluição utilizada pelo autor ser de 82,4 mg.L-1
de
CaCO3, menor que o da amostra do presente estudo.
O aumento de toxicidade pela diminuição do pH e diminuição da toxicidade pelo aumento
de pH, apresentada na Fase I, corrobora o fato de que os possíveis metais tóxicos presentes na
amostra são o chumbo e cobre.
Já a contribuição do manganês para a toxicidade da amostra, ainda não pode ser
evidenciada devido a divergência de valores de toxicidade para C. dubia presente na literatura,
como o de Stubblefield et al. (1990) que reportaram CL(I)50;48 de 0,028 mg.L-1
em um teste com
dureza de 176 mgCaCO3.L-1
. Entretanto, para aproximadamente a mesma dureza, Rockett e
Mount (1996) reportaram CL(I);48h de 16,91 mgMn.L-1
.
Tabela 34. Resultados das análises químicas realizadas com a amostra de 03/11/2014 –
parâmetros orgânicos
Parâmetro Resultado
HPAs
Acenaftileno (µg.L-1
) 0,266
Benzo(a)antraceno (µg.L-1
) ND
Benzo(a)pireno (µg.L-1
) 0,088
Benzo(g,h,i)pirileno (µg.L-1
) 0,109
Bis(2-etilhexil) ftalato (µg.L-1
) < 2,000
Benzo(b)fluoranteno (µg.L-1
) ND
Benzo(k)fluoranteno (µg.L-1
) ND
Criseno (µg.L-1
) 0,103
Dibenzo(a,h)antraceno (µg.L-1
) 0,540
Naftaleno (µg.L-1
) 0,041
Pireno (µg.L-1
) ND
TPH
TPH Faixa Diesel (C14-C20) (mg.L-1
) 0,334
TPH Faixa Lubrificante (C20-C40) (mg.L-1
) 0,188
TPH Total (C6-C32) (mg.L-1
) 0,366
Outros
Fenóis (mg.L-1
) 0,0064
DQO (mgO2.L-1
) 95
Surfactante como LAS (mg.L-1
) ND
ND– Não detectado
De acordo com a Tabela 34, os HPAs presentes na amostra estão em concentrações
menores em relação à amostra de 08/10/2015. O benzo(a)pireno (0,088 µg.L-1
) está abaixo do
134
valor de CENO reportado por Bisson et al. (2000) de 0,5 µg.L-1
, entretanto, o valor de
benzo(g,h,i)pirileno (0,109 µg.L-1
) apresenta-se acima do CENO reportado pelo mesmo autor, de
0,082 µg.L-1
. Não foram encontrados dados de toxicidade para o HPA dibenzo(a,h)antraceno na
literatura. Já para os HPAs criseno e naftaleno, foram encontrados na literatura, apenas valores de
toxicidade aguda para o organismo Daphnia magna, sendo os valores de CE50;48h para o criseno
de 700 µg.L-1
(USEPA, 1993a) e para o naftaleno de 8,57 µg.L
-1 (USEPA, 1980). Esses valores
estão bem acima do encontrado no efluente, o que faz com que os mesmos não sejam indicados
como contribuintes para a toxicidade encontrada na amostra.
Mais uma vez foi detectada a presença de hidrocarbonetos de petróleo na faixa do diesel e
de lubrificantes, como na amostra anterior, porém em níveis menores.
Fenol ocorre em concentração muito baixa (0,0064 mg.L-1
) não apresentando risco de
toxicidade aguda nem crônica para C. dubia, dados os valores de CL(I)50;48h de 3,1 mg.L-1
(ORIS et al., 1991) e CENO de 0,840 mg.L-1
reportado por Cowgill e Milazzo (1991).
4.3.5. Análise de AIT com a amostra de 06/01/2015
Fase I
A Tabela 35 apresenta os resultados das manipulações da Fase I realizadas com a amostra.
135
Tabela 35. Resultado da Fase I com a amostra de 06/01/2015.
Manipulações pH CI25 (%)
(Intervalo de confiança de
95%)
Teste base 1 Inicial 50,0 (15,67 – 70,90)
Aeração
3 51,02 (14,30-65,16)
Inicial 46,87 (18,30-61,69)
10 52,32 (14,85-65,90)
Filtração
3 53,2% (NC)
Inicial 82,44 (NC)
10 35,45 (32,06-38,15)
Coluna C18
3 52,94 (NC)
Inicial 32,14 (15,45-38,02)
9 65,38(NC)
Ajuste de pH 3 29,16 (13,67-52,50)
10 32,14 (14,16-53,57)
Teste base 2 Inicial 71,54 (24,01-79,54)
Adição de EDTA (0,06 mL)
Adição de EDTA (0,16 mL)
Inicial 67,08 (17,54-68,15)
Inicial Não tóxico (*)
Adição de tiossulfato de sódio (0,2 mL)
Adição de tiossulfato de sódio (0,5 mL)
Inicial 74,21 (NC)
Inicial Não tóxico (*)
Graduação de pH 6 32,81 (14,88-64,11)
9 68,75 (NC)
pH inicial = 7,5
NC – Não calculável
(*) – Redução significativa de toxicidade
Tabela 35 apresenta remoção completa de toxicidade na amostra através das manipulações
de adição de EDTA e tiossulfato de sódio, e redução de toxicidade (apesar de não tão
significativa) da manipulação de filtração em pH inicial (7,5). O aumento de toxicidade na
filtração ajustada para pH igual a 10 foi devido à adição de toxicidade da membrana, evidenciada
após constatação da morte nos organismos do branco realizado para esta manipulação. Também
136
houve adição de toxicidade pela coluna C18 no pH inicial, pois houve também morte dos
organismos no branco.
Houve aumento de toxicidade no teste de graduação de pH igual a 6 mais uma vez. Esses
resultados apontam para os metais divalentes, especialmente o cobre (aumento de toxicidade em
pH igual 6), resultado também indicado na maioria das amostras estudadas.
Além disso, houve redução de toxicidade (apesar de não significativo estatisticamente)
como a manipulação de filtração em pH inicial, mostrando que parte desses compostos tóxicos
podem estar aderidos aos sólidos em suspensão, ficando retidos na membrana.
Fase II
A Fase II desse estudo consistiu não somente da análise química da amostra, resultados
apresentados nas Tabelas 36 e 37, como também da análise química dos metais do pós-filtrado
(Tabela 38), para avaliação da redução desses metais com a redução de toxicidade encontrada na
amostra.
Tabela 36. Resultados das análises químicas realizadas com a amostra de 06/01/2015 –
parâmetros inorgânicos
Parâmetros Resultado
Cloreto (mg.L-1
) 84,6
Cloro residual (mg.L-1
) ND
Condutividade (µS.cm-1
) 1938
Dureza (mg.L-1
de CaCO3) 180
Nitrogênio amoniacal total (mgNH3.L-1
) 0,05
Sulfato (mg.L-1
) 150
Sulfeto (mg.L-1
) 0,006
Sólidos Dissolvidos Totais – SDT (mg.L-1
) 840
Metais (mg.L-1
)
Alumínio <0,1
Bário 0,05
Cádmio ND
Cálcio 58
Chumbo ND
Cobre 0,013
Estrôncio 1,40
137
Ferro 0,83
Magnésio 15
Manganês 0,344
Mercúrio ND
Níquel 0,015
Sódio 73,15
Zinco 0,198
ND – Não detectado
Os parâmetros inorgânicos que valem a pena ressaltar na Tabela 36 incluem
principalmente a presença do cobre na amostra, como indicado anteriormente pelas manipulações
da Fase I. Além disso, vale ressaltar a presença de outros metais divalentes como o zinco, o
níquel e o manganês.
Tabela 37. Resultados das análises químicas realizadas com a amostra de 06/01/2015 –
parâmetros orgânicos
Parâmetro Resultado
HPAs
Acenaftileno (µg.L-1
) ND Benzo(a)antraceno (µg.L
-1) ND
Benzo(a)pireno (µg.L-1
) ND Benzo(g,h,i)pirileno (µg.L
-1) ND
Bis(2-etilhexil) ftalato (µg.L-1
) ND Benzo(b)fluoranteno (µg.L
-1) ND
Benzo(k)fluoranteno (µg.L-1
) ND Criseno (µg.L
-1) ND
Dibenzo(a,h)antraceno (µg.L-1
) ND
Naftaleno (µg.L-1
) ND Pireno (µg.L
-1) ND
TPH
TPH Faixa Diesel (C14-C20) (mg.L-1
) 0,931
TPH Faixa Lubrificante (C20-C40) (mg.L-1
) 2,063
TPH Total (C6-C32) (mg.L-1
) 2,349
Outros
Fenóis (mg.L-1
) 0,007
DQO (mgO2.L-1
) 80
Surfactante (como LAS) ND
ND – Não detectado
138
Conforme apresentado na Tabela 37, a amostra não apresentou hidrocarbonetos
poliaromáticos, porém, o efluente voltou a apresentar novamente TPH na faixa do diesel e do
lubrificante. Como não houve redução significativa da toxicidade da amostra através da coluna
C18, aparentemente os orgânicos não contribuíram com a toxicidade da presente amostra.
Tabela 38. Análise química dos metais presentes na amostra antes e depois da filtração.
Metais Valor inicial
(mg.L-1
)
Filtrado em
microfibra de vidro
(mg.L-1
)
Bário 0,210 0,210
Cobre 0,013 ND
Estrôncio 1,900 1,257
Ferro 0,830 ND
Magnésio 6,360 4,477
Manganês 0,344 ND
Níquel 0,015 0,010
Potássio 16,000 9,143
Zinco 0,198 0,053
ND – Não detectado
Obs. Filtração realizada em pH= 7,5
A Tabela 38 mostra que a filtração foi capaz de reduzir a quantidade de metais presentes
na amostra, conforme era esperado. Além disso, conforme é apresentado, o cobre foi
completamente removido da amostra. Outros metais (tais como níquel e zinco), que podem estar
contribuindo, ainda que em um grau menor para a toxicidade da amostra, não foram removidos,
apenas reduzidos na amostra filtrada. Essa constatação, explica o fato da filtração ter reduzido
significativamente a toxicidade, porém, não completamente.
Van Sprangue e Janssen (2001) reportaram a alta eficiência da filtração na remoção do
cobre em testes com pH igual a 7,5 com redução de 85% da concentração do metal. Os autores
obtiveram ainda remoção parcial do zinco nesse mesmo pH e praticamente nenhuma remoção do
níquel. Segundo os autores, o pH necessário para que haja remoção eficiente do níquel é pH igual
a 11. Quanto ao zinco, Down e Stocks (1977) observaram que o pH necessário para sua completa
precipitação é 8,4.
139
Resumo dos resultados dos ensaios AIT – Fase I e II
A Tabela 39 apresenta o resumo dos resultados dos ensaios das Fases I para as amostras
analisadas do efluente biotratado. Nesta Tabela, encontram-se as manipulações que obtiveram
redução significativa de toxicidade.
Tabela 39. Resumo dos resultados dos ensaios de AIT das Fases I e II.
Manipulação
Amostra
pH 16/06/14a 15/07/14 08/10/14 03/11/14 06/01/15
Ajuste de pH 3 - - -
10 + -
Ajuste de pH/Filtração
3
Inicial +++(*) + ++
10 +++ ++ (*) NT(*) -
Ajuste de pH/ Coluna C18
SPE
3 ++ (*)
Inicial -
10 +
Ajuste de pH/Aeração
3
Inicial NT(*)
10 NT(*) ++
Adição de EDTA 0,06 mL Inicial NT(*) NT(*) ++
0,16 mL Inicial NT(*) + +++(*) NT(*)
Adição de tiossulfato de
sódio
0,2 mL Inicial NT(*) - - ++
0,5 mL Inicial NT(*) NT(*) ++(*) NT(*)
Graduação de pH 6 - - - - - -
9 NT(*) ++(*)
a Manipulações aeração, filtração e coluna C18 sem ajuste de pH
NT – Não tóxico
+ Redução de toxicidade
- Aumento de toxicidade
(*) Redução significativa de toxicidade
140
A Tabela 39 aponta como principais compostos tóxicos suspeitos os metais divalentes
apontados para a redução significativa de toxicidade pelas manipulações de adição de EDTA e
tiossulfato na maioria das amostras avaliadas, com exceção apenas para a amostra de 08/10/14.
Esse resultado indica principalmente o cobre como composto responsável pela toxicidade por ser
um metal capaz de ser complexado pelos dois aditivos utilizados no estudo (EDTA e tiossulfato).
Corroborando esta constatação, o aumento de toxicidade com o ajuste do pH para 6, em quase
todos os ensaios, é mais um indício da toxicidade causada pelo cobre por este metal ser mais
tóxico aos organismos quando presente neste pH, conforme já comentado.
A amostra de 08/10/14 apresentou características diferentes das outras por apresentar
compostos orgânicos tóxicos ao organismo evidenciado pela diminuição significativa da
toxicidade pelo teste com coluna C18 e recuperação da toxicidade com a recuperação do eluato
com metanol. Essa amostra também não reduziu a toxicidade com EDTA e tiossulfato de sódio
conforme ocorreu com as outras amostras.
Níveis consideráveis de HPA e TPH foram detectados na amostra de 08/10/14 e em níveis
mais baixos na amostra de 03/11/14, indicando que os HPAs também contribuem para a
toxicidade do efluente, quando presentes.
Houve redução de toxicidade em quatro das cinco amostras na manipulação de filtração,
(apesar de algumas não terem estatisticamente significativas), indicando que os compostos tóxicos
suspeitos encontram-se possivelmente adsorvidos ao material particulado.
Ao analisar os resultados de manipulação (Fase I) juntamente com as análises químicas
realizadas nas amostras (Fase II), pôde-se concluir que o estudo de AIT realizado apontou
principalmente, mas não somente, os metais divalentes tais como cobre (maior indicado), níquel,
zinco e chumbo como os componentes tóxicos encontrados nas amostras avaliadas. Esse resultado
não é esperado levando-se em consideração os ensaios de AIT em efluente de refinaria na
literatura que apontaram os orgânicos apolares (DORRIS et al., 1974; PETROBRAS, 2001),
orgânicos voláteis (DORRIS et al., 1972), sulfetos, amônia (DORRIS et al., 1974; TISCHLER,
2013), SDT e SST (TISCHLER, 2013) como principais responsáveis pela toxicidade.
Tischler (2013) foi o único a citar os metais cobre, chumbo, níquel e zinco em estudos de
AIT de refinaria, porém, sua conclusão foi de que esses metais raramente estão em concentrações
a níveis de causarem toxicidade. Além disso, elevados valores de dureza (>150 mgCaCO3.L-1
), e
sólidos suspensos, além de matéria orgânica (a níveis traço), todos característicos do efluente, são
141
citados pelo autor como responsáveis pela diminuição da toxicidade desses metais. Porém, em um
dos estudos de redução de toxicidade de efluente de refinaria apresentado por ele, foi identificada
uma combinação da toxicidade causada pelo zinco e pelo cobre ao peixe Pimephales promelas.
Os metais eram provenientes de descargas de águas pluviais e juntos somavam 0,1 mg.L-1
. Os
resultados foram verificados através da amostra sintética com as mesmas propriedades da amostra
de águas pluviais e resultou em toxicidade semelhante ao do reportado pelo histórico da refinaria.
4.3.6. Fase III
Conforme apresentado nos ensaios de AIT da Fase I do presente estudo, alguns metais
divalentes apresentaram-se como os principais tóxicos suspeitos visto que as manipulações que
obtiveram maior redução de toxicidade na maioria das amostras foram: a adição de EDTA e
tiossulfato e filtração. Resultados esses corroborados pelas análises químicas das amostras que
indicaram os metais cobre, chumbo, níquel e zinco em concentrações capazes de causar efeito
adverso ao organismo em estudo.
Entretanto, para maior representatividade dos resultados, foram analisadas mais cinco
amostras de efluentes com relação à redução de toxicidade com adição de EDTA e tiossulfato de
sódio. Também foram analisados os metais cobre, chumbo, níquel e zinco, além de nitrogênio
amoniacal. O resultado dessas análises encontra-se na Tabela 40.
Tabela 40. Análise de redução de toxicidade das amostras após adição de EDTA e tiossulfato de
sódio no período de Abril/2015 a Setembro/2015 e análises químicas correspondentes.
Amostra pH Redução de
Toxicidade
com adição
de EDTA?
Redução de
Toxicidade com
adição de
tiossulfato?
Cobre
(mg.L-1
)
Chumbo
(mg.L-1
)
Níquel
(mg.L-1
)
Zinco
(mg.L-1
)
NAT
(mgNH3.L-1
)
14/04/2015 7,25 Sim Sim <0,0015 <0,0070 0,0081 0,0860 0,78
12/05/2015 7,95 Sim Sim 0,0052 <0,0070 0,0085 0,0780 0,50
25/05/2015 6,74 Sim Sim <0,0015 0,0120 0,0095 0,1360 0,74
08/06/2015 7,08 Sim Sim 0,0073 0,0050 0,0105 0,1480 3,10
20/07/2015 6,64 Não Não 0,0123 <0,0070 0,0059 0,1110 10,50
Os metais selecionados para a Fase III foram representativos nas amostras em estudo,
principalmente o níquel e o zinco que estiveram praticamente presentes em todas as amostras
analisadas (análises de AIT e Tabela 40). Entretanto, para fins de redução de custos das análises, o
142
chumbo não foi incluído em alguns estudos da Fase III por ter se apresentado somente em três
análises químicas (Tabela 25).
Com relação a não redução de toxicidade na amostra do dia 20/07/2015 (pelo EDTA e
tiossulfato de sódio), a mesma pode ter sido comprometida pela presença de nitrogênio amoniacal,
por ser um agente complexante e que dificulta a precipitação de alguns metais (ECKENFELDER,
2000). Schubauer-Beringan et al. (1993b) também observaram a não redução de toxicidade do
cobre pela adição de tiossulfato de sódio em seus estudos, podendo ser devido a algum oxidante
presente na amostra, não deixando o tiossulfato de sódio disponível para complexar o metal.
Segundo os autores, após o uso de SO3 para reduzir os agentes oxidantes, o cobre voltou a ser
complexado pelo tiossulfato de sódio, reduzindo a toxicidade da amostra.
A concentração de NAT nas amostras de 08/06/15 e 20/07/15 não pode ser considerada
tóxica levando-se em consideração que Mount (1982) reportou CE20% de 44,90 de NAT em pH
igual a 7,15 e temperatura de 24,5ºC, valor bem acima dos encontrados nas amostras em estudo.
a) Ensaios de contaminação dos tóxicos suspeitos
Em continuação com o objetivo de confirmar o(s) compostos(s) suspeito(s) pela toxicidade
encontrada no efluente, procedeu-se com os ensaios dos metais apontados nos estudos da Fase I
do AIT e confirmados pela Tabela 40 como sendo representativos do efluente, sendo eles: cobre,
níquel, zinco e o chumbo. A Tabela 41 apresenta o resultado do CENO (%) e do CI25% de cada
ensaio. Conforme apresentado na metodologia, cada metal foi adicionado à água de diluição (em
separado) e a toxicidade crônica calculada.
Apesar do chumbo não ter sido detectado apenas três vezes acima do limite de
quantificação (LQ=0,007 mg.L-1
), foi realizado um ensaio de contaminação com o metal mesmo
assim, para se conhecer sua toxicidade para o organismo em estudo e obter mais um parâmetro
que pode estar influenciando na toxicidade na amostra.
143
Tabela 41. Resultado do ensaio de contaminação com os principais metais das amostras do
efluente avaliado.
Cobre (n=3) Chumbo (n=2) Níquel (n=2) Zinco (n=2)
CENO (mg.L-1
) 0,0075 0,0250 0,0018 0,0234
CI25 (IC) (mg.L-1
) 0,0104
(0,0017-0,0106)
0,0243
(0,0058-0,0402)
0,0025
(0,0005-0,0031)
0,0370
(0,0139-0,0614) Variação no efluente
biotratado
(mg.L-1
)
0,0052 a 0,0290
0,0050 a 0,0500
0,0059 a 0,0150
0,0400 a 0,2000
IC= Intervalo de confiança.
Conforme apresentado na Tabela 41, os quatro metais estiveram presentes no efluente em
concentrações acima do CENO encontrado no presente trabalho. Esse fato mostra que em muitas
amostras, esses metais podem estar contribuindo para a toxicidade encontrada no efluente.
Cooper et al. (2009) reportaram valor de CENO de 0,0013 mg.L-1
, 0,002 mg.L-1
e 0,013
mg.L-1
para os metais cobre, chumbo e zinco, respectivamente, utilizando C. dubia como
organismo-teste. Apesar da dureza da água de diluição utilizada pelo autor ser de 82,4 mg
CaCO3.L-1
(menor que o utilizado no presente estudo), os valores de cobre e zinco encontrados
no presente estudo, podem ser considerados próximos aos reportados pelos autores. Entretanto o
a toxicidade do chumbo teve uma diferença 10 vezes menor se comparada à toxicidade do artigo
com o encontrado no ensaio de contaminação, o que pode ser explicado pela dureza da água de
diluição deste último, ter sido maior do que no artigo, por isso, o chumbo ter apresentado menor
toxicidade.
b) Ensaios de correlação da toxicidade do efluente.
Conforme comentado na metodologia, os resultados dos ensaios de contaminação dos
contaminantes suspeitos foram utilizados para o ensaio de correlação da toxicidade do efluente.
Para isso, foram calculados a unidades tóxicas das amostras de efluente e as unidade tóxicas de
cada tóxico suspeito (cobre, níquel, zinco e chumbo).
144
Cobre
Dentre as oito amostras em que foram realizadas análises químicas, seis indicaram
presença de cobre. Sua concentração média no efluente foi de 0,0013 mg.L-1
. Abaixo do valor
médio reportado por Braile (1979) para efluentes de refinaria.
Sua fonte no efluente pode ter origem através das etapas de refino como craqueamento
catalítico, dessalinização, reforma catalítica e hidrotratamento (BRAILE, 1979; BRASIL et al.,
2012; MARIANO, 2001).
As concentrações do metal foram usadas no cálculo da UT do cobre. O resultado encontra-
se na Tabela 42 e na Figura 34.
Tabela 42. Resultado do cálculo da UT das amostras de efluente e da UT do cobre.
Concentração de cobre (mg.L-1
) UT cobre CI25(%)
efluente
UT
amostra
0,0052 0,52 67,50 1,48
0,0073 0,73 78,84 1,26
0,0123 1,23 63,40 1,57
0,0130 1,30 71,54 1,39
0,0290 2,90 35,26 2,83
Figura 34. Gráfico de correlação da toxicidade do cobre com a toxicidade encontrada no efluente
medido em unidades tóxicas (UT).
R² = 0,8794
y = 0,6411x + 0,8495
0
0,5
1
1,5
2
2,5
3
0 1 2 3
UT
Efl
uen
te
UT metal (Cobre)
Observada
Teórica
145
Conforme figura 34, o valor de R2
apresentado pelo gráfico foi de aproximadamente 0,88,
o que representa boa correlação de toxicidade do metal com a toxicidade da amostra estudada,
quando o metal está presente. Além disso, pelo resultado do gráfico e como era de esperado pelas
análises químicas e ensaios de AIT, o cobre não é o único responsável pela toxicidade do efluente
dado o valor de inclinação de 0,64 na curva observada. Valores mais próximos de 1,0 indicariam
maior probabilidade do cobre ser o único responsável pela toxicidade da amostra (USEPA,
1993c).
Chumbo
Conforme já comentado, o chumbo esteve presente (acima do limite de quantificação) num
total de três amostras que tiveram análises químicas realizadas, não sendo, portanto, possível a
realização do gráfico de correlação desse metal com a toxicidade do efluente. Assim como o
cobre, sua origem também pode ser dada através das etapas de hidrotratamento, craqueamento
catalítico, reforma catalítica e dessalinização (BRASIL et al., 2012).
Zinco
O zinco esteve presente em todas as amostras em que foram realizadas análises químicas.
Sua concentração média no efluente foi de 0,1246 mg.L-1
, próxima do reportado por Braile
(1979). Assim como os demais metais, sua origem no efluente deve-se às etapas de
hidrotratamento, craqueamento catalítico, reforma catalítica e dessalinização (BRASIL et al.,
2012). O resultado do cálculo de UT do efluente e da UT do zinco encontra-se na Tabela 43 e
Figura 35.
146
Tabela 43. Resultado do cálculo da UT das amostras de efluente e da UT do zinco.
Concentração de zinco
(mg.L-1
)
UT zinco CI25(%) efluente UT efluente
0,040 1,08 35,26 2,83
0,078 2,10 67,50 1,48
0,086 2,32 57,81 1,72
0,111 3,00 63,40 1,57
0,136 3,67 62,50 1,60
0,148 4,00 78,84 1,26
0,198 5,35 71,54 1,39
0,200 5,40 67,41 1,48
Figura 35. Gráfico de correlação da toxicidade do zinco com a toxicidade encontrada no efluente
medido em unidades tóxicas (UT).
A Tabela 43 apresenta dados de toxicidade do efluente e também da toxicidade do zinco
nas respectivas amostras. A unidade tóxica do zinco é calculada através da CI25% encontrada na
água de diluição. Por esta Tabela, a UT deste metal encontra-se muito mais tóxica que a UT do
efluente. Segundo Schubauer-Beringan et al. (1993b), quando a técnica de correlação é utilizada
na Fase III, ela é altamente confiável quando existe grande correlação da toxicidade esperada e
osbervada, conforme ocorreu com o metal cobre (Figura 34). Porém, em se tratando de metais e
existindo efeitos da matriz utilizada, poucas correlações podem ser obtidas, sugerindo que esses
metais poderiam não ter influência na toxicidade, quando de fato eles têm.
0
1
2
3
4
5
6
0 1 2 3 4 5 6
UT
efl
uen
te
UT metal (zinco)
Observada
Teórica
147
Pode-se dizer, portanto, que a toxicidade do zinco na amostra foi atenuada pela matriz do
efluente em estudo.
Níquel
O níquel esteve presente em praticamente todas as amostras em que foram realizadas
análises químicas. A grande representatividade do níquel no efluente se deve ao tipo de petróleo
processado pelas refinarias brasileiras, que é em sua grande maioria óleos pesados e, portanto,
com grande quantidade de asfaltenos. Os asfaltenos, por sinal são a fração mais pesada do
petróleo e os metais, especialmente o níquel, faz parte de sua composição pela formação de
complexos de metalo-porfirinas (SPEIGHT, 1999; ALTGELT e BODUSZYNSKI, 1994).
A concentração média de níquel encontrada no efluente foi de 0,0095 mg.L-1
, bem abaixo
do reportado por Braile (1979) que foi de 0,11 mg.L-1
.
O resultado da correlação da UT do efluente com a UT do níquel encontra-se na Tabela 44
e na Figura 36.
Tabela 44. Resultado do cálculo da UT das amostras de efluente e da UT do níquel.
Concentração de níquel
(mg.L-1
)
UT Níquel CI25(%) efluente UT efluente
0,0059 2,36 63,40 1,57
0,0081 3,24 57,81 1,72
0,0085 3,40 67,50 1,48
0,0095 3,80 62,50 1,60
0,0105 4,20 78,84 1,23
0,0129 5,16 67,41 1,48
0,0150 6,00 71,54 1,39
148
Figura 36. Gráfico de correlação da toxicidade do níquel com a toxicidade encontrada no efluente
medido em unidades tóxicas (UT).
Como pode ser observado, a UT do metal encontra-se bem maior que a UT do efluente,
semelhante ao encontrado anteriormente no gráfico de correlação do zinco demonstrando mais
uma vez a interferência da matriz do efluente na toxicidade. Nesse sentido, a toxicidade do
níquel, assim como a do zinco, foi atenuada pela matriz do efluente.
c) Ensaio de simulação do efluente
Conforme apresentado na metodologia, foram realizados dois ensaios de simulação do
efluente (amostra sintética) com os principais sais constituintes de duas amostras: 03/11/2014 e
06/01/2015. Os resultados de toxicidade das amostras de efluente e das amostras sintéticas
encontram-se na Tabela 45.
0
2
4
6
8
0 2 4 6 8
UT
Efl
uen
te
UT metal (níquel)
Observada
Teórica
149
Tabela 45. Comparação da toxicidade das amostras de efluente com a toxicidade das amostras
sintéticas preparadas no laboratório.
Toxicidade amostra de 03/11/2014 Toxicidade amostra de 06/01/2015
Efluente Amostra sintética Efluente Amostra sintética
CI25% UT CI25% UT CI25% UT CI25% UT
46,79 2,13 65,62 1,52 60,77 1,64 77,17 1,29
Conforme Tabela 45, a toxicidade encontrada nas amostras sintéticas foi relativamente
semelhante à encontrada nos efluentes. Porém, é importante ressaltar que a toxicidade das
amostras sintéticas foi menor, principalmente para a amostra de 03/11/2014. Conforme
apresentado na Fase do AIT, essa amostra tem outros componentes que estão contribuindo para a
toxicidade e que não foram adicionados na amostra sintética, como por exemplo os HPAs.
Já a amostra de efluente de 06/01/2015 não apresentou HPAs, sendo os metais,
provavelmente os únicos componentes tóxicos encontrados, os quais ao serem adicionados na
amostra sintética, causaram toxicidade similar a encontrada na amostra de efluente.
Resumo dos Resultados dos ensaios AIT – Fases III
Conforme apresentado pelo ensaio de correlação dos contaminantes suspeitos e pelo
resultado satisfatório do ensaio de simulação do efluente com amostra sintética, pode-se
considerar os metais cobre, níquel, zinco e chumbo como os principais compostos tóxicos
presentes na amostra, cujas concentrações devam ser monitoradas no efluente de maneira que não
ultrapassem a concentração de efeito não observado (CENO) para o metal encontrado neste
estudo, principalmente para o cobre que foi o metal que obteve maior correlação da toxicidade
com amostra.
Nesse sentido, sugere-se o tratamento avançado de ultrafiltração em membrana para a
remoção de sólidos em suspensão, seguido de carvão ativado para a remoção de residual que
possa causar toxicidade crônica remanescente no efluente. A Figura 37 ilustra a proposta de
tratamento do presente trabalho.
150
Figura 37. Tratamento convencional da refinaria e proposta de tratamento para remoção de
toxicidade crônica.
151
4.4. ENSAIOS COM TRATAMENTO AVANÇADO DO EFLUENTE
4.4.1. Ensaio com membrana
Foram utilizadas quatro amostras para o ensaio de filtração com membranas. O fluxo do
permeado em cada filtração encontra-se reportado na Figura 38 já a Tabela 46 apresenta os
valores de sólidos suspensos totais (SST) e turbidez para cada amostra antes e depois da filtração.
Figura 38. Resultados de fluxo de permeado em célula batelada para amostras do efluente
biotratado de refinaria. Pressão de operação: 5 bar. Membrana: UF 10kDa. Temperatura: 25ºC.
Tabela 46. Valores de SST e turbidez antes e depois da ultrafiltração
Amostra Sólidos Suspensos (mg.L-1
) Turbidez (NTU)
Antes UF Depois UF Antes UF Depois UF
Amostra 12/05/15 30,0 <1 4,26 0,37
Amostra 23/06/15 63,3 <1 13,50 0,39
Amostra 20/07/15 83,3 <1 17,10 <0,10
0
20
40
60
80
100
120
140
0,0 1,0 2,0 3,0 4,0
Flu
xo (
L.h
-1.m
-2 )
Tempo (h)
Amostra 12/05/15
Amostra 23/06/15
Amostra 20/07/15
152
O fluxo de permeado foi distinto para as amostras avaliadas, ocasionado devido aos
diferentes valores de turbidez e SST apresentados na Tabela 46, segundo a qual, a amostra de
12/05/15 apresenta os menores valores de SST (30 mg.L-1
) e turbidez (4,26 NTU),
respectivamente, o que explica o maior fluxo de permeado dessa amostra.
Os valores iniciais de fluxo apresentam-se um pouco menores que o reportado por Habert
et al. (2006) para membranas de ultrafiltração com cut off de 15 KDa, cujo fluxo é na faixa de 150
a 250 L.h-1
.m2. O presente estudo utiliza membrana de cut off de 10 KDa, o que explica o fluxo
menor que o encontrado pelo autor.
A rápida queda dos fluxos dos permeados no início da filtração, conforme ilustrado na
Figura 38, é característico do processo de polarização da membrana, devido à concentração de
soluto próximo à superfície da mesma (HABERT et al., 2006). Após esse período de início, a
queda do fluxo do permeado passa ser devido ao processo de incrustação da membrana (fouling)
(HABERT et al., 2006).
Foram obtidos baixos valores de SST e turbidez no permeado conforme esperado para
membranas de ultrafiltração. Urgunt-Dermitas et al. (2012) ao analisarem a redução de mercúrio
do efluente de refinaria através da utilização de membranas de ultrafiltração (com porosidade de
0,003 µm) obtiveram valores de SST e turbidez semelhantes ao do presente estudo, sendo esses
valores <0,1 mg.L-1
e <0,5 NTU, respectivamente. Os autores também alcançaram a redução do
mercúrio nas amostras filtradas (78%) e justificado devido a maior parte do mercúrio estar aderido
ao material particulado.
A Tabela 47 apresenta as análises dos metais cobre, zinco e níquel das amostras antes e
depois da filtração em membranas.
Tabela 47. Análise de metais das amostras antes e depois das membranas.
Amostra 12/05/15
(pH=7,95)
Amostra 23/06/15
(pH= 7,43)
Amostra 20/07/15
(pH= 6,64)
Metais (mg.L-1
) Valor
inicial
Permeado Valor
inicial
Permeado Valor
inicial
Permeado
Cobre 0,0062 0,0052 <0,0015 0,0012 0,0123 0,0118
Níquel 0,0085 0,0036 0,0063 0,0016 0,0059 0,0014
Zinco 0,0780 0,0068 0,1550 0,0438 0,1110 0,0634
Toxicidade
(CI25%)
67,50
NT
71,71
NT
63,40
88,40
NT – Não tóxico
153
Houve redução dos metais em todas as amostras filtradas evidenciado na Tabela 47,
entretanto, membranas de ultrafiltração não são capazes de remover íons. Portanto, parte desses
metais provavelmente estão adsorvidos às partículas em suspensão, facilitando sua retenção na
membrana, removendo assim a toxicidade das amostras. Contudo não houve completa remoção
de toxicidade da amostra filtrada de 20/07/15. Isso se deve ao fato dos metais zinco e
especialmente o cobre, ainda encontrarem-se bem acima do CENO reportado no presente estudo
para esses metais, que foi de 0,0234 mg.L-1
e 0,0075 mg.L-1
, respectivamente. Tais metais foram
pouco removidos pela membrana, o que pode ser explicado pelo pH da amostra de 6,64, fazendo
com que boa parte desses metais estejam em forma dissolvida, não associada às partículas. Devido
a tal resultado, a amostra foi escolhida para o ensaio de adsorção com carvão ativado, apresentado
no item a seguir.
4.4.2. Ensaios com carvão ativado
a) Amostra sintética
Primeiramente são apresentados os dados do ensaio de adsorção realizado somente com o
cobre em água destilada (Tabela 48), metal que obteve maior correlação com a toxicidade
encontrada no efluente, como demonstrado nos ensaios de correlação da Fase III de AIT.
Tabela 48. Valores de capacidade de adsorção ajustados da Isoterma de Freundlich e respectivos
coeficientes de regressão para o cobre adicionado em água destilada.
A Tabela 48 mostra que a isoterma é favorável à remoção do cobre devido ao valor 1/n ser
<0. Segundo Mccabe et al., (2001), quando 1/n < 1, a isoterma é favorável à remoção do
adsorvato inicialmente em solução.
Também foi realizado ensaio de adsorção do carvão ativado com amostra sintética
contaminada com os metais cobre, níquel, zinco e chumbo. Os resultados do ensaio de adsorção
encontram-se na Tabela 49.
Metal Kf 1/n R2
Cobre 1,052 0,0633 0,834
154
Tabela 49. Valores de capacidade de adsorção ajustados da Isoterma de Freundlich e respectivos
coeficientes de regressão para os metais cobre, zinco, níquel e chumbo adicionados em água
destilada.
Metal Kf 1/n R2
Cobre 0,058 0,278 0,957
Zinco 21,378 2,256 0,720
Níquel 1,633 0,890 0,917
Chumbo 7,213 1,420 0,906
Segundo os valores da Tabela 48, o carvão obteve maior adsorção para os metais zinco e
chumbo respectivamente, devido aos maiores valores de Kf apresentados para esses metais.
b) Amostra de efluente
Foi realizado ensaio de adsorção do carvão ativado com amostra de efluente de 20/07/15
conforme apresentado na metodologia. Os dados experimentais não se ajustaram à isoterma de
Freundlich, devido, provavelmente a presença de matéria orgânica no efluente que competiu com
a adsorção dos metais. A Tabela 49 apresenta a redução dos metais no efluente filtrado (branco) e
nas diversas concentrações de carvão, assim como os resultados de toxicidade crônica de cada
amostra.
155
Tabela 50. Remoção dos metais cobre, zinco e níquel da amostra de efluente de 20/07/15 após a
adição de diversas concentrações de carvão ativado e com avaliação de toxicidade crônica.
Concentração
de carvão
ativado (mg.L-1
)
Conc. de cobre
final (mg.L-1
)
Conc. de zinco
final (mg.L-1
)
Conc. de níquel final
(mg.L-1
)
Toxicidade
(CI25%)
0,00 0,0123 0,111 0,0059 88,40
0,02 0,0024 0,070 0,0014 NT
0,05 0,0024 0,061 0,0012 NT
0,20 0,0020 0,059 0,0012 NT
0,40 0,0012 0,049 0,0008 NT
NT – Não tóxico
Conforme apresentado pela Tabela 50 a toxicidade crônica foi completamente removida
desde a menor concentração de carvão ativado (0,02 mg.L-1
). Pôde-se observar a partir dessa
concentração de carvão, os metais cobre e níquel estão em concentrações abaixo do CENO
encontrado neste estudo para o organismo C. dubia, que foi de 0,0075 mg.L-1
e 0,0018 mg.L-1
,
respectivamente. O zinco, apesar de não estar abaixo do CENO em nenhuma concentração de
carvão, encontra-se bem mais baixo do que na amostra apenas filtrada, sem adição de carvão.
Além disso, conforme já discutido, o zinco e o níquel possuem menos influência na toxicidade do
efluente do que o cobre, metal que mais exerce influência na toxicidade do efluente.
156
4.5. LIMITES DOS POLUENTES PROPOSTOS PARA O EFLUENTE E ENSAIOS PARA
IDENTIFICAÇÃO DE TOXICIDADE EM CASO DE TOXICIDADE CRÔNICA
REMANESCENTE.
Baseado nos valores de toxicidade dos ensaios de contaminação do efluente com os metais
realizados no laboratório e nos valores de toxicidade encontrados na literatura, propõe-se alguns
limites de toxicidade para alguns agentes tóxicos encontrados no presente estudo.
Os limites foram calculados, em muitos casos mas não em todos, baseando-se na
concentração do CENO desses poluentes divido por 10 (margem de segurança). Os limites
recomendados no presente trabalho objetivam colaborar com dados para o monitoramento do
efluente visando diminuir os riscos de toxicidade crônica nos mesmos, quando o organismo
utilizado para o teste for o microcrustáceo C. dubia, pois muitos desses limites propostos podem
não serem adequados para outros organismos.
Os limites propostos para os contaminantes encontram-se todos abaixo do limite de
descarte de efluentes do CONAMA 430/2011. Porém, alguns limites propostos estão acima dos
padrões de água doce Classe 1 (destinado à proteção da vida aquática) do CONAMA 357/2005,
como é o caso do nitrogênio amoniacal e do zinco.
Os principais agentes tóxicos encontrados no efluente durante o estudo e os limites
propostos para cada um encontram-se na Tabela 51.
157
Tabela 51. Recomendação de limites de concentração dos principais agentes tóxicos encontrados
no efluente para que o efluente não apresente toxicidade crônica.
Agentes
tóxicos
Limite de
descarte
CONAMA
430a
CONAMA
357b
Classe 1
Limite
proposto
Referência
Cobre total (mg.L-1
) 1,0 c 0,009
c 0,007 Presente trabalho
Chumbo total (mg.L-1
) 0,5 0,01 0,0025 Presente trabalho
Níquel total (mg.L-1
) 2,0 0,025 0,001 Presente trabalho
Zinco total (mg.L-1
) 5,0 0,18 0,0023 Presente trabalho
NAT em efluente com
pH até 8,0 (mgNH3.L-1
)
- 3,7 5,0 Nimmo et al. (1989)
NAT em efluente com
pH acima de 8,0
(mgNH3.L-1
)
- 0,5 <1 Willingham (1987)
Surfactante (LAS) (mg.L-1
) - - 0,1 Coelho (2008)
Fenol (mg.L-1
) 0,5 0,003 0,084 Cowgill e Milazzo (1991)
Benzo(a)pireno (µg.L-1
) - 0,05 0,05 Bisson et al. (2000)
Benzo(ghi)pirileno (µg.L-1
) - - 0,0082 Bisson et al. (2000)
Fenantreno (µg.L-1
) - - 1,3 Bisson et al. (2000)
Fluoranteno (µg.L-1
) - - 0,12 Bisson et al. (2000)
Indeno(1,2,3-cd)pireno
(µg.L-1
)
- - 0,027 Bisson et al. (2000)
Pireno (µg.L-1
) - - 0,21 Bisson et al. (2000)
Obs. Valores recomendados para um efluente de dureza média de 200 mg.L-1
. a Legislação Federal
CONAMA 430/2011
b Legislação Federal
CONAMA 357/2005 - Padrões de água doce Classe 1
c Cobre dissolvido
Além de HPAs, as análises químicas também revelaram a presença de hidrocarbonetos de
petróleo (TPH) tais como diesel e lubrificantes. Produtos gerados pela refinaria e que por algum
motivo, tais como vazamento, foram carreados até a ETDI e permaneceram na amostra final
mesmo depois dos tratamentos realizados pela estação. Como não foram encontrados dados de
158
toxicidade para essas substâncias, não foi possível correlacioná-los com a toxicidade encontrada
no efluente e nem propor um limite máximo de sua concentração no efluente.
Com relação aos limites recomendados de dureza e condutividade, apesar das
concentrações elevadas, não representaram toxicidade à amostra, uma vez que quando a
salinidade é responsável pela toxicidade da amostra, nenhuma manipulação de AIT é capaz de
remover a toxicidade. Entretanto, manipulações tais como filtração, adição de EDTA e tiossulfato
de sódio muitas vezes removeram a toxicidade da amostra e a condutividade permaneceu
inalterada após a manipulação. Ainda sim, Cowgill e Milazzo (1990) destacaram que a fim de se
evitar stress nos organismos (C. dubia), um limite de CENO de dureza de 650 mg.L-1
de CaCO3
deve ser respeitado, devendo a partir desse valor portanto, ser prejudicial ao organismo. Além
disso, a dureza (na média analisada) pode estar contribuindo para a diminuição da toxicidade dos
metais e da amônia encontrada no efluente.
Conforme resultados apresentados das amostras oriundas de tratamento biológico de
refinaria de petróleo no período, propõe-se que sejam incluídos os seguintes testes de toxicidade
crônica de 4 dias (Figura 39), caso o efluente venha a apresentar toxicidade crônica mesmo após o
tratamento de ultrafiltração combinado com o carvão ativado. Esse teste de toxicidade é mais
curto que o teste de 7 dias padronizado pela ABNT e servirá como teste de “varredura” para uma
identificação de toxicidade de maneira mais rápida.
159
Figura 39. Testes propostos para detecção dos contaminantes encontrados no efluente na presença
de toxicidade crônica
•Destinado a detectar metais divalentes (cobre, níquel, zinco e chumbo)
Adição de EDTA
(0,16 mg.L-1)
•Destinado a detectar o cobre caso o teste de adição de EDTA tenha reduzido a toxicidade
concomitantemente.
Adição de tiossulfato de sódio (0,5 mg.L-1)
•Destinado a detectar contaminantes suspeitos aderidos aos sólidos suspensos.
Filtração com amostra ajustada para pH igual a
10
•Destinado a detectar a presença de orgânicos apolares, principalmente os HPAs.
Coluna SPE C18 em pH inicial
160
5. CONCLUSÕES
1. Os resultados das análises de toxicidade do efluente biotratado apresentaram toxicidade
crônica (CI25%) na faixa de 25 a 50% ao longo do período de estudo. As amostras
apresentaram valores médios de 3,58 mg.NH3 L-1
de nitrogênio amoniacal, 1693 µS.cm-1
de condutividade, 182 mg CaCO3.L-1
de dureza, 0,013 mg.L-1
de cobre, 0,022 mg.L-1
de
chumbo, 0,0095 mg.L-1
de níquel e 0,128 mg.L-1
de zinco. Dentre os parâmetros analisados
para a caracterização das amostras, os metais apresentaram maior com a toxicidade
encontrada no efluente.
2. Os ensaios de AIT do presente estudo apontaram os metais cobre, zinco e níquel como
causadores de toxicidade na maioria das amostras estudadas. O chumbo foi detectado
poucas vezes na amostra, porém, também deve ser monitorado. O cobre, presente em
quase todas as amostras, foi o metal que apresentou maior correlação com a toxicidade
encontrada no efluente, evidenciado pelos ensaios da Fase I dos testes de AIT
principalmente pelas manipulações de adição de EDTA e tiossulfato de sódio e pelos
ensaios de correlação da Fase III.
3. Uma das amostras em que foi realizado o ensaio de AIT (08/10/2014) apresentou
características bem distintas com relação às outras amostras estudadas. Além disso, a
amostra apresentou valores elevados de alguns HPAs levando-se em consideração as
concentrações de efeito não observado para o organismo em estudo encontrado na
literatura. Os HPAs foram encontrados em duas das três amostras em que foi realizada
análise química do efluente, podendo fazer parte dos contaminantes recorrentes desse tipo
de efluente e devendo sua emissão ser controlada no efluente de descarte.
4. O nitrogênio amoniacal total apesar de não ter sido encontrado em concentrações tóxicas
para o organismo no pH encontrado nos efluentes, é um poluente tóxico (na sua forma
livre NH3) devendo presença ser controlado e evitado na amostra final em concentrações
acima de 5 mg.L-1
.
161
5. Devido à indicação dos metais como sendo os principais responsáveis pela toxicidade na
maioria das amostras estudadas, foram analisadas duas técnicas de tratamento avançado
com o efluente coletado após a saída do tratamento biológico da estação: filtração em
membranas e adsorção em carvão ativado. A membrana utilizada de ultrafiltração (10
kDa), foi capaz de reter grande parte dos sólidos suspensos e por consequência, a
toxicidade das amostras devido a maior parte dos contaminantes estarem provavelmente
aderidos aos sólidos em suspensão. O carvão ativado de origem de osso animal apresentou
resultados satisfatórios na redução de metais e da toxicidade da amostra avaliada.
6. O presente estudo demonstrou que o método de AIT constituiu em uma ferramenta eficaz
na avaliação e identificação de toxicidade em efluente, auxiliando e conduzindo os
possíveis tratamentos do efluente de maneira mais objetiva e eficiente, reduzindo dessa
maneira os custos de tratamento do efluente da refinaria para o enquadramento visando
atendimento às exigências dos órgãos ambientais de ausência de toxicidade crônica no
mesmo.
SUGESTÕES PARA O PRÓXIMO ESTUDO
Recomenda-se a avaliação individual da toxicidade de algumas etapas do processo de
refino da refinaria para detecção de qual ou quais delas possam estar sendo as fontes dos
poluentes apontados neste estudo. Para tal, recomenda-se que novos estudos de AIT sejam
realizados nas correntes que recebam as seguintes etapas do processo de refino: reforma
catalítica, hidrotratamento, craqueamento catalítico e dessalinização. Essas etapas foram
apontadas como geradoras de metais e HPAs.
Recomenda-se ainda correlacionar os resultados com os dados de operação da refinaria.
162
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
ABDELWAHAB, O.; AMIN, N.K.; EL-ASHTOUKHY, E.S.Z. Electrochemical removal of
phenol from oil refinery wastewater, J. Hazard. Mater. v. 163, p. 711–716, 2009.
AHMAD, M. A; RAHMAN, N. K. Equilibrium, kinetics and thermodynamic of Remazol Brilliant
Orange 3R dye adsorption on coffee husk-based activated carbon, Cherm. Eng J, v. 170, p. 154-
161, 2011.
AHMED, M. J.; DHEDANB, S. K. Equilibrium isotherms and kinetics modeling of methylene
blue adsorption on agricultural wastes-based activated carbons. Fluid Phase Equilibria, v. 317, p.
9-14, 2012.
ALBERS, P.H. Petroleum and individuals polycyclic aromatic hydrocarbons. In: Hoffman, D.J.;
RATTNER, B.A.; BURTON, G.A.; CAIRNS, Journal Handbook of Ecotoxicology. Boca Raton:
Lewis publishers, p. 330-355, 1995.
AL-HADDAD, A.; CHMIELEWSKÁ, E.; AL-RADWAN S. A brief comparable lab examination
for oil refinery wastewater treatment using the zeolitic and carbonaceous adsorbents. Petroleum
& Coal, v. 49, n. 1, p. 21-26, 2007.
AMIN, N.K. Removal of Direct blue-106 dye from aqueous solution using new activated carbons
developed from pomegranate peel: Adsorption equilibrium and kinetics. Journal of Hazardous
Materials, v. 165, p. 52-62, 2009.
ANCHEYTA, J. Modeling and Simulation of Catalytic Reactors for Petroleum Refining, 1 ed. .
Whiley. Ed. Printed in the United States of America. 528p. 2011.
ANDERSEN, H. B.; BUCKLEY, J. A. Acute toxicity of ammonia to Cerio daphnia dubia and a
procedure to improve control survival. Bulletin of Environmental Contamination and
Toxicology 61: 116-122, 1998.
ANKLEY, G. T; BURKHARD, L. P. Identification of surfactants as toxicants in a primary
effluent. Environ Toxicol Chem, v. 11, p. 1235-1248, 1992.
ANKLEY, G.T.; KATKO, A.; ARTHUR, J. W. Identification of ammonia as an important
sediment-associated toxicant in the lower Fox River and Green Bay, Wisconsin. 1990.
APHA, AWWA, WPCF. Standard Methods for Examination of Water and Wastewater. New
York: 22th ed., 2012.
ARAÚJO, R. P. A.; BOTTA-PASCHOAL, C. M. R.; SILVÉRIO, P. F.; ALMEIDA, F. V.;
RODRIGUES, P. F.; UMBUZEIRO, G. A.; JARDIM, W. F.; MOZETO, A. A. Application of
163
toxicity identification evaluation to sediment in a highly contaminated water reservoir in
southeastern Brazil. Environmental Toxicology and Chemistry, v. 25, n. 2, p. 581-588, 2006.
AREZON, A; GERBER, W.; NETO, T. J. O. Manual sobre toxicidade em efluentes industriais.
Porto Alegre: CEP SENAI de Artes Gráficas Henrique d’Ávila Bertaso, 40p. 2011.
ASTM D3860-98. Standard practice for determination of adsorptive capacity of activated carbon
by aqueous phase isotherm technique. p. 1-3, 2003.
ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS NBR 13373: Ecotoxicologia Aquática
– Toxicidade Crônica – Método de Ensaio com Ceriodaphnia spp (Crustacea, Cladocera). 2010.
BADARÓ-PEDROSO, C. Avaliação dos efeitos e identificação da toxicidade da água de
produção de petróleo sobre algumas espécies marinhas, 1999. 243f. Tese (Doutorado em Ciências
da Engenharia Ambiental). Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo.
1999.
BARNES, R. D. Zoologia dos Invertebrados. 4º ed. São Paulo: Livraria Roca Ltda. 1984. 1179 p.
BARRON, M. G. Bioaccumulation and Bioconcentration in Aquatic Organisms. In: Handbook of
Ecotoxicology. Eds. HOFFMANNN, D. J.; RATTNER, B. A.; BURTON Jr, G. A.; CAIRNS Jr. J.
Lewis Publishers. p. 652-666, 1995.
BAUMARD, P.; BUDZINSKI, H.; GARRIGUES, P. Polycyclic aromatic hydrocarbons (PAHs)
in sediments and mussels of the western Mediterranean Sea. Environmental Toxicology and
Chemistry. v. 17, n. 5, p. 765-776, 1998.
.
BELANGER, S. E.; CHERRY, D. S. Interacting effects of pH acclimation, pH and heavy metal
on acute and chronic toxicity to C. dubia (Cladocera). J. Crust. Biol, v. 10, n. 2, p. 25-235. 1990.
BILLIARD, S. M.; TIMME-LARAGY, A. R.; WASSENBERG, D. M.; COCKMAN, C.; DI
GIULIO, R. T. The role of the aryl hydrocarbon receptor pathway in mediating synergistic
development toxicity of polycyclic aromatic hydrocabon to zebrafish. Toxicology Science, v. 92,
n. 2, p. 526-536, 2006.
BIRGE, W. J.; BLACK, J. A.; WESTERMAN, A. G. Short-term fish and amphibian tests for
determining the effects of toxicant stress on early life stages and estimating chronic vales for
single compounds and complex effluents. Environmental Toxicology and Chemistry, v. 49, p.
807-821, 1985.
BISSON, M.; DUJARDIN, R.; FLAMMARION, P.; GARRIC, J.; BABUT, M.; LAMY, M. H.;
PORCHER, J. M.; THYBAUD, É.; VINDIMIAN, É. Complément au SEQ-Eau: méthode de
détermination des seuils de qualité pour les substances génotoxiques. Institut National de
l'Environnement Industriel et des Risques (INERIS), Agence de l'eau Rhin-Meuse, Verneuil-en-
Halatte, France. 2000.
164
BONMATI, A.; FLOTATS, X. Air stripping of ammonia from pig slurry: characterization and
feasibility as a pre- or post-treatment to mesophilic anaerobic digestion. Waste Management, v.
23, pp. 261-272, 2002.
BOTTA-PASCHOAL, C. R. Avaliação ecotoxicológica de sedimentos em reservatórios da bacia
do rio Tietê, SP, com ênfase na aplicação do estudo em AIT.– Avaliação e Identificação de
Toxicidade. 2002. 160f. Tese (Doutorado em Ciências da Engenharia Ambiental). Escola de
Engenharia de São Carlos, Universidade de São Carlos, São Paulo, 2002.
BOTTS, J. A.; BRASWELL, J. W.; ZYMAN, J.; GOODFELLOW, L.; MOORE, S. B.; BISHOP,
D. F. Toxicity reduction evaluation protocol for municipal wastewater treatment plant.
USEPA/600/2-88/062. Cincinnati, Ohio. 1898.
BRAGA, B. Introdução à Engenharia Ambiental, 2ª ed. São Paulo: Pearson, 2005.
BRAILE, P. M. Manual de Tratamento de Águas Residuárias Industriais, 1 ª ed. São Paulo,
CETESB, 1979.
BRASIL. Resolução CONAMA 357, de 17 de março de 2005. Dispões sobre a classificação de
corpos de água e diretrizes ambientais para o seu enquadramento, bem como estabelece as
condições e padrões de lançamento de efluente, e dá outras providências. Diário Oficial da União,
Brasília, DF, n. 53, 18 de março de 2005. Seção 1, p. 58-63.
BRASIL. Resolução CONAMA 430, de 13 de maio de 2011. Dispõe sobre as condições e padrões
de lançamento de efluentes, complementa e altera a Resolução no 357, de 17 de março de 2005.
Diário Oficial da União, DF, n.92, 16 de maio de 2011. pág. 89.
BRASIL, N. I. ARAÚJO, M. A. S.; SOUSA, E. C. M. Processamento de Petróleo e Gás. Rio de
Janeiro: Ed. LTC, 2011. 266p.
BRODERIUS, S. R.; DRUMMOND, J. F.; C. RUSSOM. Toxicity of ammonia to early life stages
of the small mouth bass at four pH values. Environmental Toxicology and Chemistry. v. 4, p. 87-
96, 1985.
BRIX, K. V.; GERDES, R.; GROSELL, M. Thiocyanato, calcium and suphate as causes of
toxicity to Ceriodaphnia dubia in a hard rock mining effluent. Ecotoxicology and Environmental
Safety. v. 73, p. 1646-1652, 2010.
BUCHMAN, M. F. NOOA Screening Quick Reference Tables, NOAA OR&R Report 08-1,
Seattle WA, Office Response and Restoration Division, National Oceanic and Atmospheric
Administration, 34 p. 2008.
165
BUIKEMA JR, A. L.; LEE, D. R.; CAIRNS JR, J. A screening bioassay using Daphnia pulex for
refinery wastes discharged into freshwater. J. Test. Eval, v. 4, n. 2, p. 119-25, 1976.
BUIKEMA, A. L, Jr.; SHERBERGER, S. R. Daphnia. Carolina Tips.Vol. XL nº 10 – Carolina
Biological Supply Company, ISSN 0045-5865.1977.
BUIKEMA, A. L. Jr.; GEIGER, J. G.; LEE, D. R.; Daphnia toxicity test – Aquatic Invertebrate
bioassays, ASTM STP 715. Buikema, A. L. Jr: Cairns, J. J. (eds.) American Society and Testing
Materials. Philadelphia, Pennsylvania, p. 48-69. 1980.
BURATINI, S. V.; ARAGÃO, R. P. A.; ARAUJO, V. A.; PROSPERI, A.; WERNER, L.I.
Avaliação e Identificação da Toxicidade no Rio Baquirivu-Guaçu (Alto Tietê). J. Braz. Soc.
Ecotoxicol., v. 2 n. 3, p. 257-262, 2007.
BURKHARD, L. P.; ANKLEY, G.T. Identifying toxicants: NETAC’s Toxicity-Based Approach.
Environmental Sciences and Technology, v.23, n. 12, 1989.
CAMPBELL, P. G. C.; STOKES , P. M. Acidification and toxicity of metals to aquatic biota.
Can. J. Fish. Aquat. Sci., v. 42, p. 2034-2050, 1985
CAMPOS, J. C.; MACHADO, C. R. A.; COUTO, J. M. S.; FLORIDO, P. L. CERQUEIRA, A. C.
F. P.; SANTIAGO, V. M. J. Evaluation of an Activated Sludge Process Combined with
Powdered Activated Carbon for the Treatment of Oil Refinery Wastewater. J. Int. Environmental
Application & Science, v. 9, n. 1, p. 24-36, 2014.
CHAN, Y. K.: WONG, C. K.; HSIEH, D. P. H.; NG, S. P.; LAU, T. K.; WONG, P. K.
Application of a Toxicity Identification Evaluation for a Sample of a Effluent Discharged from a
Dyeing Factory in Hong Kong. Willey Periodicals. 2003.
CHEN, Y.; CHAI, L.; SHU, Y. Study of arsenic (V) adsorption on bone char from aqueous
solution, Journal of Hazardous Materials, v. 160, p. 168–172, 2008.
CHEN, C.; WEI, L.; GUO, X.; GUO, S.; YAN, G. Investigation of heavy oil refinery wastewater
treatment by integrated ozone and activated carbon -supported manganese oxides. Fuel Processing
Technology, v. 124, p. 165–173, 2014.
CHAPMAN, P. M; PAINE, M. D.; MORAN, T.; KIERSTEAD, T. Refinery water (intake and
effluent) quality: update 1970s with 1990s toxicity testing. Environmental Toxicology and
Chemistry, v. 13, p. 897-909, 1994.
166
CHAVAN, A.; MUKHERJI, S. Treatment of hydrocarbon-rich wastewater using oil degrading
bacteria and phototrophic microorganisms in rotating biological contactor: effect of N:P ratio. J.
Hazard. Mater, v. 154, p. 63–72, 2008.
CHERYAN, M.; RJAGOPLAN, N.; Membrane processing of oily stream. Wastewater treatment
and waste reduction. Journal of membrane Science, v. 151, p. 13-18, 1998.
CHEREMISINOFF, N. Liquid Filtration. 2. ed. Oxford: Butterworth-Heinemannm 1998. 320 p.
CHOY, K. K. H.; McKAY, G. Sorption of cadmium, copper, and zinc ions onto bone char using
Crank diffusion model, Chemosphere v. 60, p. 1141–1150, 2005.
COELHO, K. S. Estudos ecotoxicológicos com ênfase na avaliação da toxicidade de surfactantes
aniônicos aos cladóceros Daphnia similis, Ceriodaphnia dubia e Ceriodaphnia silvestrii. 2008.
146f. Dissertação (Mestrado em Ecologia e Recursos Naturais). Universidade Federal de São
Carlos. São Carlos. SP. 2008.
COMPANHIA DE TECNOLOGIA DE SANEAMENTO AMBIENTAL (CETESB). Métodos de
Avaliação da Toxicidade de Poluentes a Organismos Aquáticos. São Paulo. 2010.
COMPANHIA DE TECNOLOGIA DE SANEAMENTO AMBIENTAL (CETESB). Água: teste
de toxicidade aguda com Daphnia similis Claus, Cladocera, Crustácea. São Paulo, 1991. p. 1-17 .
CONSELHO ESTADUAL DO MEIO AMBIENTE (CONSEMA). Resolução nº 129. Critérios e
Padrões de Emissão para Toxicidade de Efluentes Líquidos lançados em águas superficiais do
Estado do Rio Grande do Sul, RS, 2006.
COSTAN, G.; BERMINGHAM, N.; BLAISE, G.; FERARD, J. F. Potential Eco toxic Effects
Prob (PEEP): a novel index to assess and compare the toxic potential of industrial effluents.
Environmental Toxicology and Water Quality. International Journal, v. 8. 1993.
COOPER, N. L.; BIDWELL, J. R.; KUMAR, A. Toxicity of copper, lead, and zinc mixtures to
Ceriodaphnia dubia and Daphnia carinata. Ecotoxicology and Environmental Safety, v. 72 p.
1523–1528, 2009.
COWGILL, U. M; MILAZZO, D. P. The response of the three-brood Ceriodaphnia test to 15
formulations and pure compounds in common use. Archives of Environmental Contamination
Toxicology, v. 21, p. 35-40, 1991.
CURTIS, M. D.; KLEI, H. E; COONEY, J.; ERTL, R. Reduction of effluent toxicity for a printed
circuit board facility. Environmental Progress, v. 14. n. 2, p. 80-83, 1995.
167
DADARI, S.; RAHIMI, M.; SIRUS, M. Crude oil desalter effluent treatment using high flux
synthetic nanocomposite NF membrane-optimization by response surface methodology.
Desalination. v. 377, p. 34–46, 2016.
DAMATO, M.; SOBRINHO, P. A. Determinação da toxicidade crônica em efluentes finais de
refinaria de petróleo pata Ceriodaphnia dubia. In: Congresso Interamericano de Ingeniería
Sanitaria y Ambiental. Cidade do México. Anais. 1996. p. 1-7.
DAMATO, M.; SOBRINHO, P. A.; MORITA, D. M. Determinação da toxicidade aguda de
efluentes de refinaria de petróleo em diversas etapas de tratamento para Daphnia similis. In: 19º
Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental. 1997. Foz do Iguaçu. Anais. p. 199-
212.
DE SCHAMPHELAERE, K. A. C; JANSSEN, C. R. A biotic ligand model predicting acute
copper toxicity for Daphnia magna: The effects of calcium, magnesium, sodium, potassium and
pH. Environ Sci Technol, v. 36, p. 48–54, 2002.
DIYA’UDDEEN, B. H.; DAUD, W. M. A. W.; ABDUL AZIZ, A. R. Treatment technologies for
petroleum refinery effluents: A review, Process Safety and Environmental Protection, v.89, n. 2,
p. 95–105, 2011.
DOWN C. G; STOCKS J. Environmental impact of mining. In Kelly M. (ed), Mining and the
Freshwater Environment. Applied Science, London, UK, p 40. 1977.
DORRIS, T. C.; BURKS, S. L.; CURD, M. R.; WALLER, G. R.; BROEMELING, L. D.
Identification of toxic components in oil refinery effluents and determination of their effects upon
the aquatic biota. Stillwater. (National Technical Information Service PB 213). 50p. 1972.
DORRIS, T. C.; BURKS, S. L.; WALLER, G. R. Effects of residuals toxins in oil refinery
effluents on aquatics organisms. Stillwater, U.S. Department of the Interior. 1974. 79p.
DORN, P. B.; COMPERNOLLE, R. V. Effluents. In: Rand, G. M. ed. Fundamentals of Aquatic
Toxicology: Effects, Environmental Fate and Risk Assessment (2nd
ed.). Taylor & Francis. p. 903-
936, 1995.
EL-NAAS, M. H.; AL-ZUHAIR, S.; ALHAIJA, M. A. Removal of phenol from petroleum
refinery wastewater through adsorption on date-pit activated carbon. Chemical Engineering
Journal. v. 162, p. 997–1005, 2010.
EL-NAAS, M. H.; ALHAIJA, M. A; AL-ZUHAIR, S. Evaluation of a three-step process for the
treatment of petroleum refinery wastewater. Journal of Environmental Chemical Engineering. v.
2, p. 56–62, 2014.
168
ELMALEH S.; GHAFFOR N. Upgrading oil refinery effluents by cross flow ultrafiltration. Water
Sci. Technol. n.34, v. 9, p. 231-238, 1996.
EMERSON, K.; RUSSO, R. C.; LUND, R. E.; THURSTON, R. V. Aqueous ammonia
equilibrium calculations: effects of pH and temperature. Journal of Fisheries Research Board
Canada. v. 32, p. 2379-2383, 1975.
ECKENFELDER, W. W. J. Industrial Water Pollution Control, 3rd
ed. The McGraw-Hill, New
York. USA. 2000.
ENVIRONMENT CANADA – (ENVIRONMENT PROTECTION SERIES) EPS - 1/RM/12.–
Guidance document on control of toxicity test precision using reference toxicants. Report. EPS
85p. 1990.
ENVIRONMENT PROTECTION SERIES (EPS) - 1/RM/21 - Biological test method: Test of
Reproduction and Survival Using the Cladoceran Ceriodaphnia dubia/ Method Development and
Applications Section, Environmental Science and Technology Centre, 2ª ed., 2007.
FUNDAÇÃO DO MEIO AMBIENTE DE SANTA CATARINA - FATMA. Limites Máximos de
Toxicidade Aguda para Efluentes de Diferentes Origens. Portaria n° 017/02 de 18 de abril de
2002.
FAVA, J. A.; LINDSAY, D.; CLEMENT, W. H.; CLARK, R.; DEGRAVE, G. M.; COONEY, J.
D.; HANSEN, S.; RUE, W.; MOORE, S.; LANKFORD, P. Generalized methodoly for
conducting industrial toxicity reduction evaluations (TREs).USEPA/600/2-99/070. Cincinnati,
Ohio. 1989.
FORSTNER, U. Inorganic sediment chemistry and chemical speciation. In: R. Baudo; J. Giesy &
H. Muntau. Sediments: Chemistry and Toxicity of In-Place Pollutants Michigan. Lewis
Publishers. p.61-107. 1990.
GALVÃO, F. J. B.; GRIECO, V. M.; ARAÚJO, R. P. A.; ORTOLANO, M. R.; BERTOLETTI,
E.; RAMOS, M. L. L. C. Treatability studies and toxicity reduction in pulp and paper mill
effluents. Wat. Sci. Tech., v. 20 p. 149 - 160, 1988.
GELDREICH, E. E. Microbiological quality of source waters for water supply. In: McFETERS,
G.A., ed. - Drinking water microbiology. New York: Spring Verlag. p. 3-31. 1990.
GIOLI P.; SILINGARDI G. E.; GHIGLIO G. High quality water from refinery waste.
Desalination. v. 67, p. 271-282, 1987.
169
GOBAS, F. A. P. C.; MCNEIL, E. J.; LOVETT-DOUST, L.; HAFFNER, G. D. Bioconcentration
of chlorinated aromatic hydrocarbons in aquatic macrophytes (Myriophyllum spicatum).
Environmental Science Technology. v. 25, p. 924-929, 1991.
HABERT, A. C.; BORGES, C. P.; NOBREGA, R. Processos de Separação com Membranas. Ed.
E-papers. 2006. 180p.
HARRIS, G. The comparative toxicity of crude and refined oils to Daphnia magna. Ottawa (ON):
Environment Canada. 29 p. 1994.
HAMILTON, M. A.; RUSSO, R. C.; THURFTON, R. B. Trimmed Spearman-Karber method for
estimating median lethal concentration in toxicity bioassays. Environ. Sci. Technol,v. 11, p.714-
719, 1977.
HAMODA, M.F.; AL-HADDAD, A. A. Treatment of petroleum refinery effluents in a fixed-film
reactor, Water Sci.Technol. v. 20, p. 131–140, 1988.
HEIJERICK, D.G.; De SCHAMPHELAERE, K. A. C.; JANSSEN, C.R. Predicting acute zinc
toxicity for Daphnia magna as a function of key water chemistry characteristics: Development
and validation of a biotic ligand model. Environ Toxicol Chem. v. 21, p. 1309–1315, 2002.
HEINTZ, R. A.; SHORT, J. W.; RICE, S. D. Sensitivity of fish embryos to weathered crude oil:
Part II. Increased mortality of pink salmon (Oncorhynchus gorbuscha) embryos incubating
downstream from weathered Exxon Valdez crude oil. Environmental Toxicology and Chemistry.
v. 6, p. 857-862, 1999.
Hill C. Water use in industries of the future. Portland: 825 NE Multnomah, 2003.
HOCKETT. J. R.; MOUNT, D. R. Use of metal chelation agents to differentiate among sources of
acute aquatic toxicity. Environmental Toxicology and Chemistry, v. 15, n. 10, p. 1687–1693,
1996.
HOSHINA, M. M.; MARIN-MORALES, M. A. Evaluation of the genotoxicity of petroleum
refinery effluents using comet assay in Oreochromis niloticus (Nile tilapia). Journal of the
Brazilian Society of Ecotoxicology, v. 5, n.1, p. 75-79. 2010.
HWANG J.; SANG B. I.; YOO J. K.; LEE K. H.; MIN B. R.; KIM B. S. Reuse of petroleum
refinery wastewater using reverse osmosis membrane. Memburein, v. 4, p. 213-220, 1994.
HYNE, R. V; PABLO, F.; JULLI, M.; MARKICH, S. J. Influence of Water chemistry on the
acute toxicity of cooper and zinc to the cladoceran Ceriodaphnia dubia. Environmental
Toxicology and Chemistry, v. 24, n. 7, p. 1667–1675, 2005.
170
INCARDONA, J. P.; COLLIER, T. K.; SCHOLZ, N. L. Defects in cardiac function precede
morphological abnormalities in fish embryos exposed to polycyclic aromatic hydrocarbons.
Toxicology and Applied Pharmacology. v. 196, p. 191-205, 2004.
INSTITUTO ESTADUAL DO AMBIENTE - INEA. Norma Técnica 213 R.04. Critérios e
Padrões para Controle da Toxicidade em Efluentes Líquidos Industriais. Rio de Janeiro, 1990.
IP, A. W. M.; BARFORD, J. P.; MCKAY, G. Reactive black dye adsorption/desorption onto
different adsorbents: effect of salt, surface chemistry, pore size and surface area. Journal of collid
and interface Science. v. 337, p. 32-38, 2009.
ISIDORI, M.; LAVORGNA, M.; NARDELLI, A.; PARRELLA, A. Toxicity identification
evaluation of leachates from municipal solid waste landfills: a multispecies approach.
Chemosphere, v. 52, p. 85–94, 2003.
JACOB-LOPES, E.; FRANCO, T. T. From oil refinery to microalgal biorefinery. Journal of CO2
Utilization. v. 2, p. 1–7, 2013.
JHONSON, C. G. Effects of pH and hardness on acute and chronic toxicity of un-ionized
ammonia to Ceriodaphnia dubia. MSc. Dissertation. University of Wisconsin. 80p. 1995.
JOU, C. J.G.; HUANG, G. C. A pilot study for oil refinery wastewater treatment using a fixed-
film bioreactor, Adv. Environ. Res. v. 7, p. 463–469, 2003.
KHANGAROT, B. S.; BATTISH, S. K. Experimental studies on the acute toxicity of copper to
Daphnia lumholtzi (Sars). Indian J. Ecol. v. 11. n.2, p. 183-185, 1984.
KIM, S. D.; MA, H.; ALLEN, H. E; CHA, D. K. Influence of dissolved organic matter on the
toxicity of copper to Ceriodaphnia dubia: Effect of complexation kinetics. Environ Toxicol
Chem. v. 18, p. 2433–2437, 1999.
KRUPPA, N. E.; CANNON, F. S. Pore structure versus dye adsorption. J. Am. Water
Association, v. 88, p. 94, 1996.
LAHIERE R. J.; GOODBOY K. P. Ceramic membrane treatment of petrochemical wastewater.
Environ. Prog. n.12, v.2, p. 86-96. 1993.
LEE, S.; NA, E. J.; CHO, Y. O.; KOOPMAN, B; BITTON, G. Short-term toxicity test based on
algal uptake by Ceriodaphnia dubia. Water Environ Res. v. 69, n. 7. p. 1207–1210, 1997.
171
LEWIS, M. A. Chronic and sublethal toxicities of surfactants to aquatic animals: a review and risk
assessment. War. Res. v. 25, n. 1, p. 101-113, 1991.
LESAGE, N.; SPERANDIO, M., CABASSUD, C. Study of a hybrid process: Adsorption on
activated carbon/membrane bioreactor for the treatment of an industrial wastewater. Chemical
Engineering and Processing. v. 47, p. 303-307, 2008.
MACHADO, M. D. Avaliação do processo de eletrodiálise reversa no tratamento de efluentes de
refinaria de petróleo. 2008. 198f. Dissertação (Mestrado em Engenharia de Minhas, Metalurgia e
de Materiais). Universidade Federal do Rio Grande do Sul. Porto Alegre. RS. 2008.
MACHADO, C. R. A. Avaliação do processo de lodos ativados combinados carvão ativado em pó
no tratamento de efluentes de refinaria de petróleo. 2010, 120f. Dissertação (Mestrado em
Tecnologia de Processos Químicos e Bioquímicos). Universidade Federal do Rio de Janeiro,
Escola de Química. Rio de Janeiro, RJ. 2010.
MAGER , E. M.; ESBAUGH, A. J.; BRIX, K. V.; RYAN, A. C.; GROSELL, M. Influences of
water chemistry on the acute toxicity of lead to Pimephales promelas and Ceriodaphnia dubia.
Comparative Biochemistry and Physiology, Part C. p. 153:82–90, 2011.
MANCUSO, P. C. S.; MANFREDINI, B. Reúso de água em sistema de resfriamento. Estudo de caso:
subestação conversora de energia Furnas Centrais Elétricas. In: Asociación Interamericana de
Ingenieria Sanitaria y Ciencias del Ambiente. Avanzando hacia los Objetivos de Desarrollo del
Milenio en el marco de la ingeniería sanitaria ambiental. Asunción: AIDIS Paraguay. 2005. p. 1-21.
MANCUSO, P. C. S.; SANTOS, H. F., Reúso de Água. NISAM – USP, Barueri, SP, 579p, 2003.
MAFFAZZIOLI, T. F. Eficiência de ensaios ecotoxicológicos na detecção de toxicidade em
efluentes de refinaria de petróleo. Caxias do Sul, 2011. 77f. Dissertação (Mestrado no Programa
de Pós Graduação em Biotecnologia), Universidade de Caixas do Sul. PR. 2011.
MARIANO, J. B. Impactos ambientais no refino do petróleo. 2001. 216p. Dissertação (Mestrado
em Planejamento Energético). Universidade Federal do Rio de Janeiro. COPPE. RJ. 2001.
MASTERS J. A.; LEWIS M.; BRUCE R.; DAVIDSON D. Validation and statistical
considerations of a 4-day Ceriodaphnia toxicity test: municipal effluent, metals and surfactants.
Envir. Toxic. Chem, v. 10, p. 47-55, 1991.
MASSCHELEIN, W. J. Adsorption. In: Unit processes in drinking water treatment. New York:
Marcel Dekker, 1992. p. 321-363.
172
MATTEWS, J. E. Acute toxic effects of petroleum refinery wastewaters on reader sunfish. Ada
US Environmental Protection Agency. 1976. (PB262 913) 54p.
MATSUI, S. Toxic substances management in lakes and reservoirs. OTSU, ILEC – UNEPE. 4.
(Guidelines of Lake Management). 1991.
MCCABE, W. L.; SMITH, J. C.; HARRIOT, P. Unit Operations of Chemical Enginnering.
McGraw Hill International Ed., 6th ed., 2001.
METCALF; EDDY, INC. Wastewater engineering: treatment and reuse. 4th. ed. – New York:
McGraw-Hill, 1819p, 2003.
MELO, E. D.; MOUNTEER, A. H.; LEÃO, L. H. S.; BAHIA, R. C. B.; CAMPOS, I. M. F.
Toxicity identification evaluation of cosmetics industry wastewater. Journal of Hazardous
Materials, v. 244– 245, p. 329– 334, 2013.
MIERZWA, J. C. Água na indústria: uso racional e reúso. São Paulo: Oficina dos Textos, 143 p,
2005.
MIZZOURIA N. S; SHAABANA, M. G. Individual and combined effects of organic, toxic, and
hydraulic shocks on sequencing batch reactor in treating petroleum refinery wastewater. Journal
of Hazardous Materials. v. 250-251, p. 333– 344, 2013.
MORRISON, G. M. P.; BATLEYG, E.; FLORENCET, M. Metal speciation and toxicity.
Chemistry in Britain, p. 791-795, 1989.
MUYSSEN, B. T. A.; BOSSUYT, B. T. A.; JANSSEN, C. R. Inter and intra species variation in acute
zinc tolerance of field collected cladoceran population. Chemosphere. v. 61, p. 1159-1167, 2005.
MUÑOZ, M. J.; TARAZONA, J. V. Synergistic effect of two-and four-component combinations
of the polycyclic aromatic hydrocarbons: phenanthrene, anthracene, naphtalene and acenaphthene
on Daphnia magna. New York, Bull. Environ. Contam. Toxicol, v. 50, p. 363 - 368, 1993.
NASCIMENTO, R. F.; CAVALCANTE, R. M.; FILHO, N. S. M.; VIANA, R. B.; OLIVEIRA, I.
R. N. Utilização da extração em fase sólida (SPE) na determinação de hidrocarbonetos
policíclicos aromáticos em matrizes aquosas ambientais. Química Nova. v. 30, n. 3, p. 560-564,
2007.
NIMMO, D.W.R., LINK, D.; PARRISH, L.P.; RODRIGUEZ, G.J.; WUERTHELE, W.;
DAVIES, P. H. Comparison of on-site and laboratory toxicity tests: derivation of site-specific
173
criteria for un-ionized ammonia in a Colorado transitional stream. Environmental Toxicology
and Chemistry. v. 8, p.1177-1189, 1989.
NOROUZBAHARI, S.; ROOSTAAZAD, R.; HESAMPOUR, M. Crude oil desalter effluent
treatment by a hybrid UF/RO membrane separation process, Desalination, v. 238, p. 174–182,
2009.
MONSON, P. D.; SCHUBAUER-BERIGAN, M. K.; ANKLEY, G.T. Interactive effects of
hardness and pH on toxicity of ammonia to Hyalella azteca. In: Annual Conference of the
Society of Environmental Toxicology and Chemistry, Houston, TX. 1993.
MOUNT, D. R.; HOCKETT, J. R. Use of toxicity identification evaluation methods to
characterize, identify, and confirm hexavalent chromium toxicity in an industrial effluent. Water
Res. v. 34, p. 1379-1385, 2000.
MOUNT, D. I. Ammonia toxicity tests with Ceriodaphnia acanthina and Simocephalus vetulus. U.S.
EPA, Duluth, MN. Letter to R.C. Russo, U.S. EPA, Duluth, MN. 1982.
NEMEROW, N. L. Liquid Waste of Industry: Theories, Practices and Treatment, 1 Ed. New
York, Addison Wesley Publishing Company, 1971.
NADDY, R. B.; STERN, G. R; GENSEMER, R. W. Effect of culture water hardness on the
sensitivity of Ceriodaphnia dubia to copper toxicity. Environ Toxicol Chem. v. 22, p. 1269–1271,
2003.
KEITHLY, J.; BROOKER, J. A.; DEFOREST, D.K., WU, B.; BRIX, K.V. Acute and chronic
toxicity of nickel to a cladoceran (Ceriodaphnia dubia) and an amphipod (Hyalella azteca).
Environ. Toxicol. Chem, v. 23, n. 3, p. 691–696, 2004.
NIMMO, D.W.R.; LINK, D.; PARRISH, L. P.; RODRIGUEZ, G. J.; WUERTHELE, W.
DAVIES, P. H. Comparison of on-site and laboratory toxicity tests: derivation of site-specific
criteria for un-ionized ammonia in a Colorado transitional stream. Environmental Toxicology and
Chemistry. v. 8, p.1177-1189, 1989.
NORBERG-KING, T. J. A linear interpolation method for sublethal toxicity: the inhibition
concentration (ICp) approach. Version 2.0 (software). US.EPA- Duluth (MN). 1993.
NORBERG-KING, T. J.; AUSLEY, L. W.; BURRTON, D. T.; GOODFELLOW, W. L.;
MILLER, J. L.; WALLER, W. T. Introduction In: Toxicity Reduction and Toxicity Evaluations
for Effluents, Ambient waters, and Other Aqueous Media. T.J. Norberg-King, Larry W. Ausley,
Dennis, T. Burton, William L. Goodfellow, Jeffrey, L. Miller and Willian T. Waller Eds.
174
Pensacola, FL, USA. Society of Environmental Toxicology and Chemistry (SETAC), p.1-30.
2005.
OLIVEIRA-FILHO, E. C.; DA-MATTA, A. C.; CABRAL, L. L. VEIGA, L. F.
PAUMGARTTEN, J. R. Comparison between four and seven-day Ceriodaphnia dubia survival
and reproduction test protocols using oil refinery efluente samples. Brazilian Archives of Biology
and Technology. v. 51, p. 137-142, 2008.
ORIS, J. T.; WINNER, R. W.; MOORE, M. V. A four day survival and reproduction toxicity test
for Ceriodaphnia dubia. Environmental Toxicology and Chemistry. v. 10, p. 217–224, 1991.
PANE, E. F.; SMITH, C.; MCGEER, J. C.; WOOD, C. M. Mechanisms of acute and chronic
waterborne nickel toxicity in the freshwater cladoceran, Daphnia magna. Environ Sci Technol. V.
37, n. 19, p. 4382-9, 2003.
PAQUIN, P. R.; SANTORE, R. C.; WU, K. B.; KAVVADAS, C. D.; DI TORO, D. M. The biotic
ligand model: a model of the acute toxicity of metals to aquatic life. Environmental Science &
Policy 3, S175±S182. 2000.
PARKASH, S. Refinery Water System. Refining Processes Handbook, Chapter Nine. Ed.
Elsevier. 2003.
PETROBRAS – RELATÓRIO TÉCNICO– Tratamentos Avançados de Efluentes Líquidos –
PROAMB 5. Reúso de Efluentes de Refinaria. Ed. Nº. 2. Dezembro de 2005a.
PETROBRAS – RELATÓRIO TÉCNICO– Tratamentos Avançados de Efluentes Líquidos –
PROAMB 5. Redução de Toxicidade Crônica em Efluentes de Refinaria. Ed. N º. 7. Dezembro
de 2005b.
PETROBRAS – RELATORIO TÉCNICO RT QM 015/2001. Poluentes Causadores de
Toxicidade em Efluentes. Aplicação de Procedimentos de TIE/EPA. Rio de Janeiro. Agosto de
2001.
PLAA, G. L. Present status: toxic substances in the environment. Can. J. Physiol. Pharmacol, v.
60, p. 1010 – 1016, 1982.
POMBO, F. R.; MAGRINI, A. SZKLO, A. An analysis of water management in Brazilian
petroleum refineries using rationalization techniques. Resources, Conservation and Recycling .
v.73, p. 172– 179, 2003.
PUSCEDDU, F. H. Avaliação ecotoxicológica do fármaco Triclosan para invertebrados de água
doce com ênfase em ensaios com sedimento marcado (“spiked sediment”). 2009. 116f.
175
Dissertação (Mestrado em Ciências na área de Tecnologia Nuclear – Materiais). Universidade de
São Paulo, São Paulo, Brasil. 2009.
QUAGLIA, L. J. C.; QUADROS, R. A. Q. Caracterização da toxicidade aguda dos efluentes
setoriais e final da Bahia Sul Celulose. In: Congresso Anual de Celulose de Papel da ABTCP.
1995. São Paulo, Anais. São Paulo, 1995. p.577-589.
RAND, G. M.; WELLS, P. G.; MCCARTY, L. S. Introduction to Aquatic Toxicology. In: RAND,
G. M. Fundamentals of Aquatic Toxicology: Effects, Environmental Fate and Risk Assessment.
Washington, D. C., Taylor; Francis, 2nd
ed, p. 3-67, 1995.
REECE, C. H. Isolation and chemical characterization of petroleum refinery wastewater fractions
acutely lethal to Daphnia magna. Oklahoma City, 1983. 86p. Thesis (PhD), Oklahoma State
University.
REECE, C. H.; BURKS, S. L. Isolation and chemical characterization of petroleum refinery
wastewater fractions acutely lethal to Daphnia magna. In: SYMPOSIUM OF AQUATIC
TOXICOLOGY, 17, Greenville, 1985. Proceedings Greenville, p.319- 332. 1985.
RUTHVEN, D. M. Principles of adsorption and desorption processes. New York. John Wiley &
Sons. 1984.
SAIEN, J.; NEJATI, H. Enhanced photocatalytic degradation of pollutants in petroleum refinery
wastewater under mild conditions, J. Hazard. Mater. v. 148, p. 491–495, 2007.
SANTIAGO, V. M. J. Pesquisas e Implantação de Tecnologias de Ponta no Tratamento e Reúso
de Efluentes Hídricos em Refinarias. In: SIMPOSIO INTERNACIONAL DE QUALIDADE
AMBIENTAL, 7, 2010, Porto Alegre. Apresentação digital. Porto Alegre: 2010, 53p. Disponível
em: http://www.abes-rs.org.br/qualidade/palestras/vania_santiago.pdf Acessado em 06/10/2015.
SANTOS, F. V.; AZEVEDO, E. B.; DEZOTTI, M. Photocatalysis as a tertiary treatment for
petroleum refinery wastewaters, Brazil. J. Chem. Eng. v. 23, p. 451–460, 2006.
SARATHY, B. P.; HOY, P. M. M. AND DUFF, S. J. B. Removal of Oxygen Demand and Acute
Toxicity during Batch Biological Treatment of a Petroleum Refinery Effluent. Water Qual. Res. J.
Canada. v. 37, n. 2, p. 399–411, 2002.
SECRETARIA ESTADUAL DO MEIO AMBIENTE, RESOLUÇÃO SMA 03. Dispõe sobre
relações que fixam a toxicidade permissível no controle ecotoxicológico de efluentes líquidos no
Estado de São Paulo. Diário Oficial do Estado de São Paulo, v. 110, n. 39, p. 24, 2000.
176
SOCIETY OF ENVIRONMENTAL TOXICOLOGY AND CHEMISTRY & FOUNDATION
FOR ENVIRONMENTAL TOXICOLOGY AND CHEMISTRY (SETAC). Whole effluent
toxicity training course. Pensacola, Florida.
SHERRY, J. E.; SCOTT, B. F.; NAGY, E.; DUTKA, B. J. Investigation of the sublethal effects
of some petroleum refinery effluents Journal of Aquatic Ecosystem Health. v. 3, p.129-137, 1994.
SCHUBAUER-BERIGAN, M. K.; DIERKES, J. R.; MONSN, P. D; ANKLEY, G. T. pH-
dependent toxicity of Cd, Cu, Ni, Pb and Zn to C. dubia, Pimephales promelas, Hyalella azteca
and Lumbriculus variegates. Environmental Toxicology and Chemistry, v. 12, p. 161-166, 1993a.
SCHUBAUER-BERIGAN, M. K.; AMATO, J. R.; ANKLEY, G. T.; BAKER, S. E.;
BURKHARD, L. P.; DIERKES J. R.; JENSON, J. J.; LUKASEWYCZ, M. T.; NORBERG-
KING, T. J. The Behavior and Identification of Toxic Metals in Complex Mixtures: Examples
from Effluent and Sediment Pore Water Toxicity Identification Evaluations. Arch. Environ.
Contam. Toxicol. v. 24, p. 298-306, 1993b.
SCHIRMER, K.; DIXON, D. G.; GRENNBERG, B. M.; BOLS, N. C. Ability of 16 priority
PAHs to be directly cytotoxic to a cell line from the rainbow trout gill. Toxicology. v. 127, p.129-
141, 1998.
SCIERA, K. L.; ISELY, J. J.; TOMASSO, J. R.; KLAINE, S. J. Influence of multiple water-
quality characteristics on copper toxicity to fathead minnows (Pimephales promelas).
Environmental Toxicology and Chemistry. v. 23, p. 2900-2905, 2004.
SHARMA, M. S; LIYAQUAT, F.; BABAR, D.; CHISTY, N. Biodiversity of freshwater
zooplankton in relation to heavy metal pollution. Polln. Res. v. 19, n. 1, p. 147-157, 2002.
SNOEYINK, V. Adsorption of organic compounds. In: LETTERMAN, R.D. Water quality &
treatment: a handbook of community water supplies. New York: American Water Works
Association and McGraw-Hill, 1990. p. 781-867.
SPEIGHT, J. G. The Chemistry and Technology of Petroleum. Ney York: M. Dekker, 1991, 760p.
SPEIGHT, J. G. The Chemistry and Technology of Petroleum. Chemical Industries CRC Press. 4ª
edição, p. 984, 2006.
SPEHAR, R. L.; POUCHER, S.; BROOKE, L. T.; HANSEN, D. J.; CHAMPLIN, D.; COX, D.
A. Comparative toxicity of fluoranthene to freshwater and saltwater species under fluorescent and
ultraviolet light. Arch Environ Contam Toxicol. v. 37, n. 4. p. 496-502, 1999.
177
SPRAGUE, J. B. Factors that modify toxicity. In: RAND, G.M.; PETROCELLI, S.R. Eds.
Fundamentals of aquatic toxicology. 666p. 1985.
SZKLO, A.S. Fundamentos do Refino do Petróleo. Rio de Janeiro: Ed. Interciência, 2005.
STEPHAN, C. E.; RODGERS, J. W. Advantages of using regression analysis to calculate results
of chronic toxicity tests. In: R. C. BAHNER and D. J. HANSEN (Eds.) Aquatic toxicology and
hazard assessment: Eigth Symposium. ASTM. Philadelphia. ASTM-STP 891. pp. 328-338.
STUBBLEFIELD, W. A.; MAKI, W. Environmental safety assessment of oil refinery effluents.
In; Bergman, H.L.; Kimerle, R.A. & , MAKI, A.W. (Ed.). Environmental hazard assessment of
effluent. New York, USA: Pergamon Press. p. 282-296. 1982.
STUBBLEFIELD, W. A.; CAPPS S.W.; PATTI, S. J. Toxicity of manganese to freshwater
aquatic species. Abstracts, 11th
ANNUAL MEETING, SOCIETY OF ENVIRONMENTAL
TOXICOLOGY AND CHEMISTRY, Arlington, VA, USA, November 11-15, p. 189. 1990.
SUZUKI, T.; HATSUSHIKA, T.; E HAYAKAWA, Y. Synthetic Hydroxyapatites Employed as
Inorganic Cation-Exchangers. J. Chem. Soc. Faraday Trans.I, v. 77, p. 1059-1062, 1981.
SUZUKI, T.; ISHIGAKI, K.; MIYAKE, M. Synthetic Hydroxyapatites Employed as Inorganic
Cation-Exchangers: Part 3- Exchange Characteristics of Lead Ions (Pb2+
). J. Chem. Soc. Faraday
Trans.I, v. 80, p. 3157-3165, 1984.
TAN, I. A. W.; HAMEED, B. H.; AHMAD, A. L. Equilibrium and kinetic studies on basic dye
adsorption by oil palm fibre activated carbon. Chemical Engineering Journal, v. 127, n. 1-3, p.
111-119, 2007.
TAY, T.; SUAT, U.; KARAGÖZ, S. Preparation and characterization of activated carbon from
waste biomass. Journal of Hazardous Materials. v. 165, p. 481-485, 2009.
TEODOSIU, C. C. KENNEDY, M. D.; VAN STRATEN, H. A.; SCHIPPERS, J. C. Evaluation
of secondary fefinery effluent treatment using ultrafiltration membranes. Wat. Res. v. 33, n. 9, p.
2172-2180, 1999.
TISCHLER, L. Experiences in Toxicity Reduction Evaluations for Petroleum Refineries.
Proceedings of the Water Environment Federation. v. 13, p. 3585-3595, 2013.
TOUMA, S. L. Testes acelerados em colunas de pequena escala: o uso de carvão ativado granular
em projetos de reúso de efluentes de refinarias de petróleo. 2013. 227 f. Dissertação (Mestrado do
Programa de Pós-graduação em Processos Químicos e Bioquímicos) – Universidade Federal do
Rio de Janeiro. 2013.
178
TORRES, A. P. R.; SANTIAGO, V. M. J.; BORGES, C. P. Performance evaluation of submerged
membrane bioreactor pilot units for refinery wastewater treatment, Environmental Progress, v. 27, n.
2, p 189-194, 2008.
THORSEN, W. A.; COPE, W. G. SHEAN, D. Bioavailability of PAHs: effects of soot and PAH
source. Environm. Sci. Technol. v. 38, 2029-2037, 2004.
THURSTON, R. V.; RUSSO, R. C.; EMERSON. K. Aqueous ammonia equilibrium tabulation of
percent un-ionized ammonia. U.S. Environmental Protection Agency, EPA 600/3-79-091, Duluth,
Minnesota. 1979.
THURSTON, R. V.; VINOGRADOV, G. A.; RUSSO, R.C. Ammonia toxicity to fishes. Effect
of pH on the toxicity of the un-ionized ammonia species. Environmental Science and Technology
v. 15, p.37-40, 198l.
TRUCCO, R. G.; ENGELHARDT, F. R.; STACEY, B. M. Toxicity, accumulabon and clearance
of aromatic hydrocarbons m Daphnia pulex. Environ. Pollut., Ser. A, v. 31, p. 191-202, 1983.
TYAGI, R. D.; TRAN, F.T.; CHOWDHURY, A. Biodegradation of petroleum refinery
wastewater in a modified rotating biological contactor with polyurethane foam attached to the
disks. Water Res. v. 27, p. 91–99, 1993.
UNITED STATES ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY (USEPA). Tabulation of
Percent Un-ionized Ammonia. EPA/600/3-79/091. Environamental Research Laboratory, Duluth,
MN. 1979.
UNITED STATES ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY (USEPA). Water quality
criteria for naphthalene Washington D.C. 62p. 1980.
UNITED STATES ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY (USEPA). Methods for
measuring the acute toxicity of effluents to freshwater and marine organisms. EPA/600/4-85-013,
3rd
ed. 1985.
UNITED STATES ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY (USEPA).
MINTEQ/PRODEFA 2: A geochemical assessment model for environmental systems, Ver 3.0.
Washington, DC. 1991a.
UNITED STATE ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY (USEPA).Methods for
Aquatic Toxicity Identification Evaluations: Phase I Toxicity Characterization Procedures.
Second Edition. EPA/600/6-91/003.Environmental Research Laboratory, Duluth, MN. 1991b.
179
UNITED STATE ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY (USEPA). Technical Support
Document for Water Quality-Based Toxic Controls. Second Edition. EPA/505/2-90/001. Office of
Water, Washington, DC. 1991c.
UNITED STATE ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY (USEPA). Toxicity
Identification Evaluation: Characterization of Chronically Toxic Effluents, Phase I. EPA/600/6-
91/005F. Environmental Research Laboratory, Duluth, MN. 1992.
UNITED STATES ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY (USEPA). AQUIRE
Washington D.C, 47p. 1993a.
UNITED STATE ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY (USEPA). Methods for
Aquatic Toxicity Identification Evaluations: Phase II Toxicity Identification Procedures for
Samples Exhibiting Acute and Chronic Toxicity. EPA/600/R-92/080. Environmental Research
Laboratory, Duluth, MN. 1993b.
UNITED STATE ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY (USEPA).Methods for
Aquatic Toxicity Identification Evaluations: Phase III Toxicity Confirmation Procedures for
Samples Exhibiting Acute and Chronic Toxicity. EPA/600/R-92/081. Environmental Research
Laboratory, Duluth, MN. 1993c.
UNITED STATE ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY (USEPA). Short-term
Methods for Estimating the Chronic Toxicity of Effluents and Receiving Waters to Freshwater
Organisms. 4. Ed. Washington, DC. EPA/821/R-02/013. 335p. 2002.
URGUN-DEMIRTAS, M.; BENDA, P. L.; GILLENWATER, P. S.; NEGRI, M. C.; XION, H.;
SNYDERA, S. W. Achieving very low mercury levels in refinery wastewater by membrane
filtration. Journal of Hazardous Materials, v. 215– 216, p. 98– 107, 2012.
VAN LEEUWEN, C. J. Short-term toxicity testing. In: KRUIF, H. A. M; ZWART, D.;
VISWANATHAN, P. N. RAY, P.K. Eds. Manual on Aquatic Ecotoxicology. 332 p. 1988.
VAN SPRANG, P.; JANSSEN, C. R. Toxicity Identification of metals: Development of Toxicity
Identification Fingerprints. Environmental Toxicology and Chemistry. v. 20, n. 11, p. 2604–2610,
2001.
VASCONCELLOS, P. C.; BRUNS, R. E.; MAGALHÃES, D. Hidrocarbonetos policíclicos
aromáticos como traçadores da queima de cana-de-açúcar: uma abordagem estatística. Química
Nova. v. 30, n. 3, p. 577-581, 2007.
180
VERMA, S. R.; SHANTASATYANARANYAN. Toxicity of Heavy Metal to a Freshwater
Crustacean Ceriodaphnia dubia. International Journal of Chemical and Physical Sciences IJCPS
v. 2, 2013.
WANG, D.; WANG, Y.; SHEN, L. Confirmation of combinational effects of calcium with other
metals in a paper recycling mill effluent on nematode lifespan with toxicity identification
valuation method. Journal of Environmental Sciences, v. 22, n. 5, p. 731–737, 2010.
WALSH, F. E.; BAHNER, L. H.; HORNING, W. B. Toxicity of textile mill effluents to
freshwater and estuarine algae, crustaceans and fishes. Environmental Pollution. Série A, v. 21, p.
169-79, 1980.
WALSH, G. E.; GARNAS, R. L. Determination of bioactivity of chemical fractions of liquid
wastes using freshwater and saltwater algae and crustaceans. Env. Sci. Technol. n.17, p. 180-182,
1983.
WEST INC & GULEY, D. TOXTAT 3.5. University of Wyoming. Wyoming. USA. 1996.
WESTLAKE, G. F; SPRAGUE, J. B; ROWE; D. W. Sublethal Effects of Treated Liquid Effluent
From a Petroleum Refinery. V. Reproduction of Daphnia pulex and Overall Evaluation. Aquatic
Toxicology, v. 4, p. 327-339, 1983.
WELTJE, L, HOLLANDER, W. D; WOLTERBEEK, H. T. Adsorption of metals to membrane
filters in view of their speciation in nutrient solution. Environ Toxicol Chem. v. 22, n. 2, p. 265-
71, 2003.
WILLINGHAM, T. Acute and short-term chronic ammonia toxicity to fathead minnows
(Pimephales promelas) and Ceriodaphnia dubia using laboratory dilution water and Lake Mead
dilution water. U.S. Environmental Protection Agency, Denver, CO.1987.
WHITE, P.; RASMUSSEN, J. B.; BLAISE, C. Sorption of organic genotoxins to particulate
matter in industrials effluents. Environ. Molec. Mutagen, v. 26, p.1-27, 1995.
ZAGATTO, P. A., BERTOLETI, E. Ecotoxicologia Aquática – Princípios e Aplicações. Rima,
São Carlos, SP. 2008. 2ª ed. 486 p.
Sites consultados:
Bonechar (2015) http://www.bonechar.com.br/carvao-ativado (Acessado em 21/09/2015)
http://www.evolution.unibas.ch/ebert/publications/parasitismdaphnia/ch2f9.htm Acessado em 06/10/2015).
181
ANEXO
LEGISLAÇÃO PERTINENTE A ECOTOXICIDADE E DESCARTE DE EFLUENTES
No Brasil, até o ano de 2011, a legislação federal que estabelecia diretrizes para o
monitoramento da toxicidade dos efluentes era o CONAMA 357/2005, pela qual cabia ao órgão
ambiental competente estabelecer os critérios de toxicidade dos efluentes de cada Estado. Porém,
de vinte e sete estados, apenas seis incorporaram os estudos em ecotoxicidade em suas estações de
tratamento de esgoto e industriais, estabelecendo critérios para tal. Porém, em 2011, entrou em
vigor o CONAMA 430/2011, que alterou parcialmente e complementou a Resolução CONAMA
nº 357/2005. As diretrizes para toxicidade segundo o CONAMA 430/2011 deverá ser aplicada
quando se verificar a inexistência de legislação ou normas específicas, de disposições do órgão
ambiental competente e de diretrizes da operadora dos sistemas de coleta e tratamento de esgoto
sanitário. Neste sentido, as exigências para o monitoramento dos efluentes mediante a utilização
de ensaios de toxicidade passam, explicitamente, a vigorar em todos os Estados brasileiros
(AREZON et al., 2011).
A maior parte dos estados está submetida a uma legislação pouco rigorosa quanto a
descarte de efluentes líquidos, muitas vezes pela restrição orçamentária (MELO et al,. 2013).
A seguir, é descrito resumidamente as legislações federais e estaduais no tocante à
toxicidade.
Resolução CONAMA 357/2005 (BRASIL, 2005)
Esta resolução dispõe sobre a classificação dos corpos de água e diretrizes ambientais para
o seu enquadramento.
De acordo com o parágrafo 1º do artigo 34 que efluentes líquidos não devem causar ou
possuir potencial para causar efeitos tóxicos para organismos aquáticos no corpo receptor, de
acordo com os critérios estabelecidos pelo órgão ambiental. Ainda de acordo com o artigo 34, “os
critérios de toxicidade previstos no § 1º devem se basear em resultados de ensaios
ecotoxicológicos padronizados, utilizando microrganismos aquáticos, e realizados no efluente”.
182
Portanto, o órgão ambiental de cada estado fica responsável por estabelecer os critérios de
ecotoxicidade a serem realizados no efluente.
Resolução Federal CONAMA 430 (Brasil, 2011)
Dispõe sobre as condições e padrões de lançamentos de efluentes, complementa e altera a
Resolução do CONAMA nº 357, de 17 de março de 2005 (BRASIL, 2005),
Esta Resolução define que o efluente não deverá possuir potencial para causar efeitos
tóxicos aos organismos aquáticos no corpo receptor, e estabelece o uso de organismos aquáticos
de pelo menos DOIS níveis tróficos diferentes de acordo com os critérios de ecotoxicidade
estabelecidos pelo órgão ambiental competente.
Segundo o inciso § 3º desta norma: “Na ausência de critérios de toxicidade estabelecidas
pelo órgão ambiental para avaliar o efeito tóxico do efluente no corpo receptor, as seguintes
diretrizes devem ser obedecidas:
I - para efluentes lançados em corpos receptores de água doce Classes 1 e 2, e águas salinas e
salobras Classe 1, a Concentração do Efluente no Corpo Receptor-CECR deve ser menor ou igual
à Concentração de Efeito Não Observado-CENO de pelo menos dois níveis tróficos, ou seja:
a) CECR deve ser menor ou igual ao CENO quando for realizado teste de ecotoxicidade para
medir o efeito tóxico crônico; ou
b) CECR deve ser menor ou igual ao valor da Concentração Letal Mediana (CL50) dividida por
10; ou menor ou igual a 30 dividido pelo Fator de Toxicidade (FT) quando for realizado teste de
ecotoxicidade para medir o efeito tóxico agudo;
II - para efluentes lançados em corpos receptores de água doce Classe 3, e águas salinas e salobras
Classe 2, a Concentração do Efluente no Corpo Receptor-CECR deve ser menor ou igual à
concentração que não causa efeito agudo aos organismos aquáticos de pelo menos dois níveis
tróficos, ou seja:
a) “CECR deve ser menor ou igual ao valor da Concentração Letal Mediana-CL50 dividida por 3
ou menor ou igual a 100 dividido pelo Fator de Toxicidade-FT, quando for realizado teste de
ecotoxicidade aguda.”
Também estabelece condições e padrões físico-químicos para lançamentos de efluentes em
corpos hídricos, tais como pH, temperatura, materiais sedimentáveis, óleos e graxas (animais e
183
vegetais), materiais flutuantes, parâmetros orgânicos e inorgânicos (muitos metais), além de
redução de 60% de DBO.
Legislação do Rio de Janeiro (INEA, 1990)
O INEA (Instituto Estadual do Ambiente), antiga FEEMA (Fundação Estadual de
Engenharia e Meio Ambiente) no Estado do Rio de Janeiro, estabeleceu critérios e padrões de
toxicidade para efluentes industriais através da Norma Técnica 213 R-4 (INEA, 1990).
Segundo essa norma, “não é permitido o lançamento de efluentes líquidos industriais no
corpo receptor, com um número de Unidades de Toxicidade Superior a 8 (UT>8), obtido em testes
de toxicidade aguda realizados com peixes Danio rerio, conforme a capacidade de diluição do rio
nas condições especificadas” (INEA, 1990). UT igual a 8 (oito) significa dizer que o efluente não
pode causar efeito tóxico a um nível de diluição inferior a 12,5%.
Ainda, a NT 213 R–4 do INEA dispõe (INEA, 1990): “não é permitido o lançamento
contínuo, em rios, de efluentes líquidos industriais com um número de unidades de toxicidade
aguda do efluente superior a 8”. Como também, em seus critérios específicos: “7.2 – No caso de
lançamento de efluentes líquidos industriais em reservatórios, lagos, baías, estuários, águas
oceânicas, águas subterrâneas e de lançamentos em batelada, poderão ser estabelecidas exigências
adicionais para cada caso específico”. “7.4 – Poderão ser feitas exigências em relação às
estruturas de lançamento de efluentes líquidos industriais, visando evitar, na zona de mistura,
condições de toxicidade aguda ou que atuem como barreira à migração e a livre movimentação da
biota aquática”.
Legislação de São Paulo (SMA, 2000)
A Resolução da Secretaria do Meio Ambiente - SMA-3 (SMA, 2000) de São Paulo,
estabelece: “Art. 1º - Além de atenderem ao disposto na Lei 997/76, que institui o Sistema de
Prevenção e Controle de Poluição do Meio Ambiente, com regulamentação aprovada pelo Decreto
8468/76 (Art. 18) e, considerando eventuais interações entre as substâncias no efluente este não
deverá causar ou possuir potencial para causar efeitos tóxicos aos organismos aquáticos no corpo
receptor”. Para esta Resolução, as relações que determinam a ecotoxicidade permissível são:
184
D.E.R ≤ (CE50 ou CL50)/100 ou D.E.R ≤ CENO/10 (7)
onde:
D.E.R = diluição do efluente no corpo receptor, em %;
CE(I)50 = concentração do efluente que causa efeito agudo (imobilidade) a 50% dos organismos
aquáticos, em um determinado período de tempo, em %;
CL(I)50 = concentração do efluente que causa efeito agudo (letalidade) a 50% dos organismos
aquáticos, em um determinado período de tempo, em %;
CENO = concentração do efluente que não causa efeito, em %.
Ainda, nos parágrafos 1° e 2° desta Resolução (SMA, 2000) dispõe:
§ 1º - “Os organismos utilizados nos testes de ecotoxicidade, assim como os métodos de ensaio,
serão definidos pela CETESB, através de normas técnicas especificas”.
§ 2º - “Os limites de ecotoxicidade são estabelecidos para cada efluente, podendo ser reavaliados
pela CETESB, desde que a entidade responsável pela emissão apresente estudos sobre toxicidade
do efluente a pelo menos três espécies de organismos aquáticos, variabilidade da ecotoxicidade ao
longo do tempo e, dispersão do efluente no corpo receptor”.
Santa Catarina -Portaria 017/02 (FATMA, 2002)
Estabelece os limites máximos de toxicidade aguda com os organismos Daphnia magna e
Vibrio fischeri para efluentes de diferentes origens. A Tabela 53 apresenta os limites de FT para a
Daphnia magna e Vibrio fischeri estabelecidos nessa portaria. Para as atividades não inseridas na
Tabela 8 ficam estabelecidos os Limites Máximos de Toxicidade Aguda para os dois organismos
de FT=8.
185
Tabela 52. Valores de limites de fator de toxicidade para Daphnia magna e Vibrio fischeri
ORIGEM DOS
EFLUENTES
Subcategoria Limite de Toxicidade
Aguda (FT)
Daphnia
magna
Vibrio
fischeri
Siderurgia 4 6
Metal Mecânica Metalurgia 4 6
Galvanoplastia 16 8
Alimentícia Frigoríficos, Abatedouros, Laticínios,
Cerealistas, bebidas, Fecularias,
alimentos
2 4
Esgotos Domésticos
e/ou hospitalares
- 1 4
Resíduos urbanos Efluentes de aterros sanitários 9 16
Papel e celulose - 2 4
Couros e peles - 4 6
Têxtil Beneficiamento de fibras naturais e
sintéticas, confecção de tinturaria
2 2
Química Agroquímica, petroquímica, produtos
químicos não especificados ou não
classificados
2 4
Farmacêutica - 2 4
Fonte: Adaptado de FATMA, 2002.
Legislação do Rio Grande do Sul Resolução 129 (CONSEMA, 2006)
A Resolução CONSEMA nº 129/2006 dispõe sobre a definição de Critérios e Padrões de
Emissão para Toxicidade de Efluentes Líquidos lançados em águas superficiais do Estado do Rio
Grande do Sul. Dentre seus principais pontos estão: as definições sobre os termos técnicos
relacionados à toxicidade; a definição dos ensaios de toxicidade a serem realizados: agudo,
crônico e ensaios de genotoxicidade; a necessidade de laboratórios cadastrados na FEPAM para a
realização das análises; padrões de toxicidade para a emissão dos efluentes e prazos para atendê-
los.
186
Além disso, para atendimento da Resolução CONSEMA no 129/2006, os efluentes não
devem ultrapassar os limites de toxicidade nela definidos para diferentes níveis tróficos. Nesse
sentido, as avaliações da potencial toxicidade dos efluentes devem ser realizadas não somente
com organismos de diferentes espécies, mas também que representem as diferentes funções de um
ambiente natural (AREZON, 2011).
187
APÊNDICE A
(Fase III do Ensaio de AIT)
Tabela 53. Ensaio de contaminação dos metais suspeitos de causarem toxicidade
Metal Concentrações (mg.L-1
)
Cobre
CuSO4.7H2O 0,0009; 0,0018; 0,0037; 0,0075 e 0,015
Chumbo
Pb(NO3)2 0,006; 0,012; 0,025; 0,05 e 0,1
Níquel
(NiCl2.6H20) 0,0006; 0,0012; 0,0025; 0,005
Zinco
(ZnSO4.7H2O) 0,015; 0,03; 0,06; 0,125 e 0,25
Tabela 54. Condições de preparo do efluente sintético simulando a amostra 03/11/2014
Metal Reagente
Concentração do metal
(mg.L-1
)
Bário BaCl2.2H20 (Synth) 0,34
Chumbo Pb (NO3)2 (Vetec) 0,05
Cobre CuSO4.7H20 (Reagen) 0,029
Manganês MnCl2.4H20 (Vetec) 0,296
Sódio NaNO3 (Reagen) 166,0
Zinco ZnSO4.7H20 (Merck) 0,121 pH inicial= 7,78
Tabela 55. Condições de preparo do efluente sintético simulando a amostra de 05/01/2015
Metal Reagente e Marca
Concentração metal
(mg.L-1
)
Bário BaCl2.2H20 (Synth) 0,35
Cobre CuSO4.7H20 (Reagen) 0,013
Manganês MnCl2.4H20 (Vetec) 0,344
Níquel NiCl2.6H20 (Vetec) 0,015
Sódio NaNO3 (Reagen) 73,0
Zinco ZnSO4.7H20 (Merck) 0,19 pH inicial = 7,5
188
APÊNDICE B
Tabela 56. Fluxo de permeado e o tempo de permeação para diferentes amostras do efluente
Amostra 12/05 Amostra 23/06 Amostra 20/07
Tempo (h) Fluxo
(L.h-1
.m-2
)
Tempo (h) Fluxo
(L.h-1
.m-2
)
Tempo (h) Fluxo
(L.h-1
.m-2
)
0,2 138,89 0,3 111,11 0,2 128,21
0,4 128,21 0,5 98,04 0,5 87,72
0,7 119,05 0,9 72,46 1,1 53,76
1,0 72,46 1,4 59,52 1,8 38,76
1,4 69,44 2,0 46,30 2,5 37,04
1,9 66,67 2,6 45,05 3,3 36,23
2,3 64,10 3,3 39,68 4,1 34,72
Pressão: 5 bar
Temperatura: 25ºC
Figura 40. Isoterma de Freundlich do cobre em água destilada
y = 0,0633x + 0,0511
R² = 0,834
0
0,05
0,1
0,15
0,2
0,25
0,3
0 1 2 3 4
X/M
(m
g.g
-1)
Ce (mg)
Cobre
189
Figura 41. Isoterma de Freundlich dos metais cobre, chumbo, níquel e zinco em água destilada
y = 0,2782x - 2,8421
R² = 0,9574
y = 2,2569x + 3,0624
R² = 0,7202
y = 0,8908x + 0,4909
R² = 0,9177
y = 1,4224x + 1,9766
R² = 0,9067
-5
-4,5
-4
-3,5
-3
-2,5
-2
-1,5
-1
-0,5
0
-5 -4 -3 -2 -1 0X
/M (
mg
.g-1
)
Ce (mg)
Cobre
Zinco
Níquel
Chumbo