Post on 15-May-2020
Daniela Karla de Souza Xavier
ESTUDO DA EFICIÊNCIA ELETROQUÍMICA PARA TRATAMENTO DE
CHORUME GERADO EM ATERRO SANITARIO BRASILEIRO
Tese apresentada ao Programa de Pós-
Graduação em Química da Universidade
Federal do Rio Grande do Norte, em
cumprimento às exigências para obtenção
do título de Doutor em Química.
Orientador: Prof. Dr. Carlos Alberto
Martínez-Huitle
NATAL-RN
2015
Divisão de Serviços Técnicos
Catalogação da Publicação na Fonte. UFRN Biblioteca Setorial do Instituto de Química
Xavier, Daniela Karla de Souza. Estudo da eficiência eletroquímica para tratamento de chorume gerado em aterro sanitário brasileiro / Daniela Karla de Souza Xavier. – Natal, RN, 2015.
133 f. : il.
Orientador: Carlos Alberto Martínez-Huiltle. Tese (Doutorado em Química) - Universidade Federal do Rio Grande do Norte. Centro de Ciências Exatas e da Terra. Programa de Pós-Graduação em Química.
1. Hidroquinona - Tese. 2. Chorume - Tese. 3. Eletrooxidação - Tese. 4. Eletrocoagulação - Tese. I. Martínez-Huiltle, Carlos Alberto. II. Universidade Federal do Rio Grande do Norte. III. Título.
RN/UFRN/BSE- Instituto de Química CDU 66.087 (043.2)
Dedico esta Vitória a minha amada família (minha mãe Francisca Souza, meus irmãos,
Thiago Xavier e Lucas Xavier) pelo seu total esforço e amor incondicional para que eu
pudesse conquistar todos os meus sonhos.
Vocês são meu grande orgulho!
AGRADECIMENTOS
Agradeço a Deus, por ter me proporcionado fé, foco e força para a conclusão de mais
uma etapa em minha vida.
A todos os meus tios, tias, primos, primas e avó pelo carinho.
Em especial, a minha Tia Eliene Souza e a minha prima Larissa Miranda por estarem
presentes para me apoiarem nos momentos em que mais precisei.
Aos meus primos que tanto amo, Djailton Xavier, Kerson Xavier e Kacius Xavier por
me proporcionarem momentos maravilhosos durante o decorrer das nossas vidas. Obrigada
pela preocupação, consideração e segurança. Amo vocês assim como amo meus irmãos.
A minha princesa pequena, Geisa Graciellen, que assim como Larissa, a tenho como a
irmã que não tive. Prima que tanto amo, obrigada por não sair do meu lado nos piores
momentos da minha vida. Obrigada também por ter participado dos melhores e por ter me
feito rir, dar gargalhadas e me proporcionar momentos de felicidade. Minha vida não seria a
mesma com sua ausência.
A Cezario Junior pelo seu carinho e cuidado, pois talvez, mesmo sem perceber, você
souber ser paciente, me compreender e me apoiar no final dessa grande etapa da minha vida.
Você já faz parte de mim!
À minha “amiga mãe” Adriana Zanbotto, pelas decisões que tomei em minha vida,
pelo seu apoio incondicional, conselhos, dedicação e pelo seu amor. Você sabe que é e
sempre será especial em minha vida!
A minha amiga Shirley Feitosa pela sua enorme preocupação e total atenção nas
minhas horas de angustia. Você sabe que sem a ajuda de pequenos detalhes, eu não teria
conseguido concretizar mais um sonho. O meu carinho e agradecimento é pequeno perto do
que você fez por mim!
Ao meu grande e querido amigo, Diogo Nobrega, pela sua dedicação em me ajudar a
finalizar a pesquisa, me proporcionando apoio e suporte com seu conhecimento de engenharia
e de mundo.
Aos meus amigos lindos e maravilhosos Ellen Kadja, Erileide Cavalcanti, Igor Ayres,
Jorge Woeiga, Kátia Souza, Juliana Pontes, Laura Araujo, Mariana Santana, Patrícia
Fernandes, Patricia Freire, Rafaela Mansur, Rayanna Bezerril e Tathiane Potiguara pelos dias
em que almoçamos juntos, pelo apoio e aulas ministradas, pelas nossas aventuras,
comemorações, gargalhadas e choros, pelos conselhos, carinho e compreensão. Amo vocês
mais do que possam imaginar!
Ao Professor Dr. Carlos Alberto Martinez-Huitle e Djalma Ribeiro da Silva pelo
incentivo, interesse e orientação para que este trabalho se concretizasse.
Aos meus amigos do Laboratório de Eletroquímica Aplicada, Aline, Bell, Carol,
Camila, Cinthia, Danyelle, Dayanne, Elisama, Evanimek, Elaine, Eliane, Jessica, Jucilene e
Maésia.
Ao laboratório do Núcleo de Processamento Primário de Águas Produzida e Resíduos
– NUPPRAR que contribuiu na realização de algumas análises.
A dona Graça, por esta sempre pronta a nos ajudar.
Ao Programa de Pós-Graduação em Química e a CAPES pelo apoio financeiro.
Ao grupo que me concedeu a amostra para estudo.
RESUMO
Este trabalho foi desenvolvido realizando estudos de degradação de efluentes mediante
tratamento eletroquímico. A oxidação eletroquímica (OE) de hidroquinona (H2Q) foi
realizada, em meio ácido, utilizando eletrodo de PbO2 por eletrólise galvanostática, aplicando
densidade de corrente de 10 e 30 mA/cm2. A concentração de H2Q foi monitorada por
voltametria de pulso diferencial (DPV). Os resultados experimentais de eletrólise
galvanostática mostraram que os desempenhos do processo dependem significativamente da
densidade de corrente aplicada, obtendo eficiências de remoção de 80% e 100% numa
densidade de corrente de 10 e 30 mA/cm2, respectivamente. Além disso, a técnica
eletroanalítica foi eficiente ao ser utilizada como um método de detecção de H2Q. Com o
intuito de testar a eficiência do eletrodo de PbO2, foi realizado o tratamento eletroquímico de
um efluente real e de maior complexidade, o chorume de um aterrosanitário. O resíduo
líquido percolado (600 mL do efluente) foi tratado numa célula eletroquímica em batelada,
com e sem adição de NaCl, aplicando densidade de corrente de 7 mA/cm2. A eficiência da
eletrooxidação foi avaliada em função da remoção de coliformes termotolerantes, carbono
orgânico total (COT), fósforo total e metais (cobre, cobalto, cromo, ferro e níquel). Os
resultados mostraram que, uma eficiente remoção de coliformes foi obtida (100 %), e ainda
ocorreu a diminuição da concentração de metais pesados mediante os processos ao catodo.
Entretanto, os resultados de COT não foram satisfatórios, atingindo baixas remoções da carga
orgânica total dissolvida. Por se tratar de um efluente considerado complexo foram
desenvolvidos outros testes com este efluente para acompanhar um número maior de
parâmetros de descontaminação (Turbidez, Sólidos Totais, Cor, Condutividade, Carbono
Orgânico Total (COT) e metais (Bário, Cromo, Lítio, Manganês e Zinco), comparando a
eficiência do tipo de tratamento eletroquímico (eletrooxidação ou eletrocoagulação) usando
uma célula em fluxo. No caso da eletrooxidação, Ti/IrO2–TaO5 foi usado como anodo e no
processo de eletrocoagulação, foram usados eletrodos de alumínio; aplicando densidades de
correntes de 10, 20 e 30 mA/cm2, na presença e ausência de NaCl como eletrólito. Os
resultados mostraram que a eletrooxidação usando Ti/IrO2–TaO5 como anodo foi eficiente
quando o Cl- estava presente no efluente. Contrariamente, a eletrocoagulação em fluxo
reduziu a matéria orgânica dissolvida no efluente, sob certas condições experimentais.
PALAVRAS-CHAVE: Hidroquinona. Chorume. Eletrooxidação. Eletrocoagulação.
ABSTRACT
This work was performing effluent degradation studies by electrochemical treatment.
The electrochemical oxidation (EO) hydroquinone (H2Q) was carried out in acid medium,
using PbO2 electrode by galvanostatic electrolysis, applying current densities of 10 and 30
mA/cm2. The concentration of H2Q was monitored by differential pulse voltammetry (DPV).
The experimental results showed that the galvanostatic electrolysis process performance
significantly depends on the applied current density, achieving removal efficiencies of 100%
and 80 % and 10 applying 30 mA/cm2, respectively. Furthermore, the electroanalytical
technique was effective in H2Q be used as a detection method. In order to test the efficiency
of PbO2 electrode, the electrochemical treatment was conducted in an actual effluent, leachate
from a landfill. The liquid waste leachate (600ml effluent) was treated in a batch
electrochemical cell, with or without addition of NaCl by applying 7 mA/cm2. The efficiency
of EO was assessed against the removal of thermo-tolerant coliforms, total organic carbon
(TOC), total phosphorus and metals (copper, cobalt, chromium, iron and nickel). These
results showed that efficient removal of coliforms was obtained (100%), and was further
decrease the concentration of heavy metals by the cathode processes. However, results were
not satisfactory TOC, achieving low total removal of dissolved organic load. Because it is
considered an effluent complex were developed other tests with this effluent to monitor a
larger number of decontamination parameters (Turbidity, Total Solids, Color, Conductivity,
Total Organic Carbon (TOC) and metals (barium, chromium, lithium, manganese and Zinc),
comparing the efficiency of this type of electrochemical treatment (EO or electrocoagulation)
using a flow cell. In this assay was compared to electro streaming. In the case of the OE,
Ti/IrO2-TaO5 was used as the anode, however, the electrocoagulation process, aluminum
electrodes were used; applying current densities of 10, 20 and 30 mA/cm2 in the presence and
absence of NaCl as an electrolyte. The results showed that EO using Ti/IrO2–TaO5 was anode
as efficient when Cl- was present in the effluent. In contrast, the electrocoagulation flow
reduces the dissolved organic matter in the effluent, under certain experimental conditions.
KEYWORDS: Hydroquinon. Landfillleachate. Electrooxidation. Electrocoagulation.
LISTA DE FIGURAS
Figure 2.1 - Lixão...................................................................................................... 26
Figure 2.2 - Aterro Controlado................................................................................. 27
Figure2.3 - Aterro Sanitário..................................................................................... 28
Figure 2.4 - Chorume oriundo de aterro sanitário brasileiro..................................... 29
Figure 2.5 - Mecanismo durante o processo de eletrocoagulação............................ 35
Figure 2.6 - Representação esquemática da oxidação eletroquímica de
contaminantes sobre anodos de óxidos metálicos (MOx), formando
superóxidos (MOx+1).............................................................................
38
Figure3.1 - Polarization curve of PbO2 electrode in H2SO4 0.5 mol L-1, indicating
the values of applied current density used on electrooxidation
experiments. Inset: a) behavior of electrical potential of PbO2
electrode during electrolysis at different applied current densities, b)
SEM image of Pb surface before electrodeposition of PbO2 crystals
and c) SEM image of PbO2 crystals formed........................................
66
Figure 3.2 - DP voltammogramms recorded at PbO2 electrode, in presence of
H2Q in solution. The solution concentration of H2Q was 50 mg L-1,
scan rate of 50 mV s-1 and at 25°C. Dashed black line, 0.5 M H2SO4,
as supporting electrolyte.......................................................................
68
Figure 3.3 - Calibration plot obtained analysing H2Q standard solutions in the
range 3.9 to 50 mg L-1, using PbO2 electrode.......................................
69
Figure 3.4 - Graphic representation of the weighted residuals behaviour, which
confirms the goodness of the calibration curve.....................................
70
Figure 3.5 - Influence of applied current density, as a function of (a) time and (b)
charge passed (Q), on H2Q decay. ........................................................
71
Figure 3.6 - Influence of applied current density, as a function of (a) time and (b)
charge passed (Q), on H2Q decay..........................................................
72
Figure 3.7 - Oxidation of Hydroquinone a acid carboxylic...................................... 73
Figure 3.8 - Kinetics behaviour of H2Q degradation, as a function of time, using
PbO2......................................................................................................
74
Figure 3.9 - Statistical error, mean (red dashed lines) and standard deviation (red
full lines, indicating ± standard deviation) for the measurements of
H2Q concentration performed using DPV with respect to results
provided by HPLC. ..............................................................................
75
Figure 4.1 - Percentage of removal TOC using electrochemical treatment in the
presence of Ti/PbO2 electrode with a density of 7mA/cm2current,
time-varying (2hand 4h) treatment in the presence and absence of
electrolyte (2,5 g NaCl)………………………………….....................
89
Figure 4.2 - Percentage of removal coliforms using electrochemical treatment in
the presence of Ti/PbO2 electrode with a density of 7mA/cm2current,
time-varying (2hand 4h) treatment in the presence and absence of
electrolyte (2,5 g NaCl)……………………………………………….
90
Figure 4.3 - Percentage of removal total phosphorus using electrochemical
treatment in the presence of Ti /PbO2electrodewith a density of
7mA/cm2current, time-varying (2hand 4h) treatment in the presence
and absence of electrolyte (2,5 g NaCl)………………………………
91
Figure 4.4 - Percentage of removal copper using electrochemical treatment in the
presence of Ti/PbO2 electrode with a density of 7mA / cm2current,
time-varying (2hand 4h) treatment in the presence and absence of
electrolyte (2,5 g NaCl)……………………………………………….
92
Figure 4.5 - Percentage of removal cobalt using electrochemical treatment in the
presence of Ti/PbO2 electrodewith a density of 7mA/cm2 current,
time-varying (2hand 4h) treatment in the presence and absence of
electrolyte (2,5 g NaCl)……………………………………………….
92
Figure 4.6 - Percentage of removal chrome using electrochemical treatment in the
presence of Ti/PbO2 electrode with a density of 7mA/cm2 current,
time-varying (2hand 4h) treatment in the presence and absence of
electrolyte (2,5 g NaCl)……………………………………………….
93
Figure 4.7 - Percentage of removal iron using electrochemical treatment in the
presence of Ti/PbO2 electrode with a density of 7mA/cm2 current,
time-varying (2hand 4h) treatment in the presence and absence of
electrolyte (2,5 g NaCl)……………………………………………….
93
Figure 4.8 - Percentage of Removal nickel using electrochemical treatment in the
presence of Ti/PbO2 electrode with a density of 7mA/cm2 current,
time-varying (2hand 4h) treatment in the presence and absence of
electrolyte (2,5 g NaCl)……………………………………………….
94
Figure 5.1 - Functional diagram of the continuous flow of continuous-flow
electrochemical reactor: tank with a capacity of one liter of effluent
(a) tank (b) pump (c) the flow path (d) electrodes (e) current source
continuous (f) Teflon plates (g) tabs seals (h) screws (i) nuts………..
105
Figure 5.2 - Color removal - Spectrophotometer SPERCORD 210 PLUS,
Analytic Jena………………………………………………………….
106
Figure 5.3 - Removal percentage of turbidity leachate after electrooxidation in
continuous flow, using the electrode Ti/IrO2-TaO5/Ti with current
density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density
(10-20-30 mAcm-2) with electrolyte a time of 5h…………………….
107
Figure 5.4 - Turbidity concentration present in leachate after electrocoagulation
in continuous flow, using the electrode Al/Al with current density of
(10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density (10-20-30
mAcm-2) with electrolyte a time of 5h ……………………………….
108
Figure 5.5 - Electrical conductivity present in the leachate after electrooxidation
in continuous flow, using the electrode Ti/IrO2-TaO5/Ti with current
density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density
(10-20-30 mAcm-2) with electrolyte a time of 5h…………………….
108
Figure 5.6 - Electrical conductivity present in the leachate after
electrocoagulation in continuous flow, using the electrode Al/Al with
current density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current
density (10-20-30 mAcm-2) with electrolyte a time of 5h…………….
109
Figure 5.7 - Total Organic Carbon Concentration present in leachate after
electrooxidation in continuous flow, using the electrode Ti/IrO2-
TaO5/Ti with current density of (10-20-30 mAcm-2) without
electrolyte and current density (10-20-30 mAcm-2) with electrolyte a
time of 5h……………………………………………………………..
111
Figure 5.8 - Total Organic Carbon Concentration present in the leachate after
electrocoagulation in continuous flow, using the electrode Al/Al with
current density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current
density (10-20-30 mAcm-2) with electrolyte a time of 5h…………….
112
Figure 5.9 - Removal percentage of total phosphorus leachate after
electrooxidation in continuous flow, using the electrode Ti/IrO2-
TaO5/Ti with current density of (10-20-30 mAcm-2) without
electrolyte and current density (10-20-30 mAcm-2) with electrolyte a
time of5h……………………………………………………………...
112
Figure 5.10 - Removal percentage of total phosphorus leachate after
electrocoagulation in continuous flow, using the electrode Al/Al with
current density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current
density (10-20-30 mAcm-2) with electrolyte a time of 5h…………….
113
Figure 5.11 - Removal percentage of chrome leachate after electrooxidation in
continuous flow, using the electrode Ti/IrO2-TaO5/Ti with current
density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density
(10-20-30 mAcm-2) with electrolyte a time of 5h…………………….
114
Figure 5.12 - Removal percentage of barium leachate after electrooxidation in
continuous flow, using the electrode Ti/IrO2-TaO5/Ti with current
density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density
(10-20-30 mAcm-2) with electrolyte a time of 5h…………………….
115
Figure 5.13 - Removal percentage of lithium leachate after electrooxidation in
continuous flow, using the electrode Ti/IrO2-TaO5/Ti with current
density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density
(10-20-30 mAcm-2) with electrolyte a time of 5h…………………….
115
Figure 5.14 - Removal percentage of Manganese leachate after electrooxidation in
continuous flow, using the electrode Ti/IrO2-TaO5/Ti with current
density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density
(10-20-30 mAcm-2) with electrolyte a time of 5h…………………….
116
Figure 5.15 - Removal percentage of zinc leachate after electrooxidation in
continuous flow, using the electrode Ti/IrO2-TaO5/Ti with current
density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density
(10-20-30 mAcm-2) with electrolyte a time of 5h……………………
116
Figure 5.16 - Removal percentage of chrome leachate after electrooxidation in
continuous flow, using the electrode Al/Al with current density of
(10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density (10-20-30
mAcm-2) with electrolyte a time of 5h………………………………..
117
Figure 5.17 - Removal percentage of barium leachate after electrooxidation in
continuous flow, using the electrode Al/Al with current density of
(10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density (10-20-30
mAcm-2) with electrolyte a time of 5h………………………………..
118
Figure 5.18 - Removal percentage of lithium leachate after electrooxidation in
continuous flow, using the electrode Al/Al with current density of
(10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density (10-20-30
mAcm-2) with electrolyte a time of 5h………………………………..
118
Figure 5.19 - Removal percentage of manganese leachate after electrooxidation in
continuous flow, using the electrode Al/Al with current density of
(10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density (10-20-30
mAcm-2) with electrolyte a time of 5h………………………………..
119
Figure 5.20 - Removal percentage of zinc leachate after electrooxidation in
continuous flow, using the electrode Al/Al with current density of
(10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density (10-20-30
mAcm-2) with electrolyte a time of 5h………………………………..
120
Figure 5.21 - Determination of color every hour of electro with electrodes of
Ti/IrO2 -TaO5 by spectrophotometry UV – Visible…………………..
121
Figure 5.22 - Determination of color every hour of electrooxidation with
electrodes of Ti/IrO2 -TaO5 by spectrophotometry UV – Visible…….
122
Figure 5.23 - Determination of color every hour of electrooxidation with
electrodes of Ti/IrO2 -TaO5 by spectrophotometry UV – Visible…….
122
Figure 5.24 - Determination of color every hour of electrocoagulation with
electrodes of Al/Al by spectrophotometry UV – Visible……………..
123
Figure 5.25 - Determination of color every hour of electrocoagulation with
electrodes of Al/Al by spectrophotometry UV – Visible……………..
124
Figure 5.26 - Determination of color every hour of electrocoagulation with
electrodes of Al/Al by spectrophotometry UV – Visible……………..
125
LISTA DE TABELAS
Table 4.1 - Comparison of the concentration of metals present in the leachate with the
limit of concentration for discharge (CONAMA Resolution
430/2011)…………………………………………………………………...
88
Table 4.2 - Metal concentrations in raw wastewater and after the electrochemical
experiments…………………………………………………………………
94
Table 5.1 - Experiment Electrochemical reactor in
batch………………………………………………………………………..
105
Table5.2 - Solid Concentration of Dissolved, Suspended Solids and Total Solids
present in the treated slurry after electrooxidation with
Ti/IrO2TaO5/Ti..............................................................................................
109
Table 5.3 - Solid Concentration of Dissolved, Suspended Solids and Total Solids
present in the treated slurry after electrocoagulation with Al / Al…………
110
Table5.4 - Comparison of the concentration of metals present in the slurry with
Maximum Value Allowed by CONAMA Resolution 430/2011 (mg / L)….
113
SUMÁRIO
CAPÍTULO 1 INTRODUÇÃO....................................................................................... 18
CAPÍTULO 2 ASPECTOS TEÓRICOS....................................................................... 22
2.1 A PROBLEMÁTICA DOS RESÍDUOS SÓLIDOS NO BRASIL........ 22
2.2 GRENCAMENTO DE RESÍDUOS......................................................... 23
2.3 DISPOSIÇÃO FINAL DE RESÍDUOS SÓLIDOS................................. 24
2.3.1 Lixões....................................................................................................... 25
2.3.2 Aterro Controlado.................................................................................. 26
2.3.3 Aterro Sanitário...................................................................................... 27
2.4 CHORUME.............................................................................................. 28
2.5 LEGISLAÇÕES....................................................................................... 30
2.5.1 Política Nacional de Resíduos Sólidos – PNRS.................................... 30
2.5.2 Conama 430/2011.................................................................................... 31
2.5.3 Conama 274/2000.................................................................................... 32
2.6 TRATAMENTO DE CHORUME............................................................ 33
2.6.1 Tratamento eletroquímico..................................................................... 34
2.7 IMPORTÂNCIAS DO MATERIAL ANÓDICO EM PROCESSOS
ELETROQUÍMICOS...............................................................................
38
2.7.1 Dióxido de Chumbo (PbO2)................................................................... 39
2.7.2 Óxido de Irídio (Ti/IrO2–TaO5)............................................................. 40
2.8 PRINCIPAIS PARÂMETROS FÍSICOS, QUÍMICOS E
MICROBIOLÓGICO PARA CARACTERIZAÇÃO DO CHORUME..
40
2.8.1 Turbidez................................................................................................... 40
2.8.2 Carbono Orgânico Total (COT)............................................................ 40
2.8.3 Condutividade Elétrica........................................................................... 41
2.8.4 Sólidos Totais........................................................................................... 41
2.8.5 Coliformes Totais.................................................................................... 41
2.8.6 Fósforo Total (P) .................................................................................... 42
2.8.7 Metais Pesados........................................................................................ 43
2.8.7.1 Características dos Elementos.................................................................. 44
2.8.7.1 Níquel (Ni)............................................................................................... 44
2.8.7.2 Cobre (Cu)............................................................................................... 44
2.8.7.3 Cromo (Cr).............................................................................................. 44
2.8.7.4 Cobalto (Co)............................................................................................ 45
2.8.7.5 Ferro (Fe)................................................................................................. 45
2.8.7.6 Bário (Ba)................................................................................................. 45
2.8.7.7 Lítio (Li)................................................................................................... 46
2.8.7.8 Manganês (Mn)....................................................................................... 46
2.8.7.9 Zinco (Zn)................................................................................................ 47
REFERÊNCIAS...................................................................................... 48
CAPÍTULO 3
USE OF COMBINED ELECTROCHEMICAL APPROACHES
FOR MINERALIZATION AND DETECTION OF
HYDROQUINONE USING PBO2 ELECTRODES…………………
62
3.1 INTRODUCTION……………………………………………………… 63
3.2 MATERIALS AND METHODS……………………………………….. 64
3.21. Reagents………………………………………………………………... 64
3.2.1 Preparation of PbO2 electrode………………………………………... 64
3.2.3 Surface Analysis……………………………………………………….. 64
3.2.4 Analytical methods……………………………………………………. 65
3.2.5 Electrochemical oxidation experiments……………………………… 65
3.3 RESULTS AND DISCUSSION………………………………………... 66
3.3.1 Preliminary electrochemical measurements and surface analysis of
PbO2 electrode………………………………………………………….
66
3.3.2 Electroanalysis methodology: DPV measurements for H2Q………... 67
3.3.3 Electrochemical oxidation of H2Q……………………………………. 70
3.4 CONCLUSIONS...................................................................................... 75
REFERENCES........................................................................................ 77
CAPÍTULO 4
STUDY OF ELECTROCHEMISTRY FOR THE TREATMENT
EFFICIENCY OF LEACHATE FROM LANDFILL IN BRAZIL
USING ELECTRODE Ti/PbO2.............................................................
83
4.1 INTRODUCTION……………………………………………………… 84
4.2 MATERIALS AND METHODS……………………………………….. 86
4.2.1 Sample collection………………………………………………………. 86
4.2.2 Electrochemical Reactor……………………………………………… 86
4.2.3 Heavy metals determination………………………………………….. 87
4.2.4 Determinationofcoliforms…………………………………………… 87
4.2.5 DeterminationofTotal Organic Carbon(TOC)…………………….. 87
4.3 RESULTS AND DISCUSSION………………………………………... 87
4.4 CONCLUSIONS……………………………………………………….. 94
REFERENCENS………………………………………………………. 95
CAPÍTULO 5 COMPARATIVE STUDY OF ELECTROOXIDATION AND
ELECTROCOAGULATION FOR TREATMENT OF MANURE
ARISING FROM LANDFILL BRAZILIAN.......................................
101
5.1 INTRODUCTION……………………………………………………… 102
5.2 MATERIALS AND METHODS……………………………………….. 104
5.2.1 Leacheate effluent……………………………………………………... 104
5.2.2 Electrochemical treatment……………………………………………. 104
5.2.3 Analytical procedures............................................................................. 105
5.3 RESULTS AND DISCUSSIONS………………………………………. 107
5.3.1 Turbidity……………………………………………………………….. 107
5.3.2 Conductivity…………………………………………………………… 108
5.3.3 Total Solids…………………………………………………………….. 109
5.3.4 Total Organic Carbon (TOC)………………………………………… 110
5.3.5 Metals and Total Phosphorus………………………………………… 112
5.3.6 Determination of Color……………………………………………….. 120
5.4 CONCLUSION…………………………………………………………. 125
REFERENCES………………………………………………………… 127
CAPÍTULO 6 CONSIDERAÇÕES FINAIS………………………………………… 133
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 18
Daniela Karla de Souza Xavier
1 INTRODUÇÃO
Todos os países, não importando sua localização ou seu “status” internacional,
produzem milhões de toneladas por dia de lixo (OLIVEIRA; ARTINS, 2003) e o crescimento
populacional, acompanhado do desenvolvimento econômico e da urbanização, vem causando
um acréscimo na geração desses resíduos (GOUVEIA, 2012).
Um dos maiores problemas do meio ambiente e do ser humano é a produção do lixo.
Entre os impactos ambientais negativos que podem ser originados a partir do lixo urbano
produzido, estão os efeitos decorrentes da prática de disposição inadequada de resíduos
sólidos em fundos de vale, às margens de ruas ou cursos d’água. Essas práticas habituais
podem provocar, entre outras, contaminação de corpos d’água, assoreamento, enchentes,
proliferação de vetores transmissores de doenças, tais como cães, gatos, ratos, baratas,
moscas, vermes, entre outros (MUCELIN; BELLINE, 2008).
Os aterros sanitários são uma forma de armazenamento de lixo no solo que tem como
objetivo melhorar as condições sanitárias relacionadas aos descartes dos resíduos sólidos
urbanos evitando os danos de sua degradação descontrolada (CETESB, 2014). Porém, a
grande quantidade desses resíduos que são depositados em aterros gera a formação de um
líquido por meio de precipitação e filtração, processo de decomposição da matéria orgânica e
liberação de água a partir do lixo (PANIZZA, et al., 2010). Este líquido denominado de
chorume, ou ainda, líquido percolado, possui cor escura e apresentam dor bastante forte. A
composição e concentração dos poluentes presentes neste efluente são influenciadas
principalmente pela natureza dos resíduos sólidos depositados, com as condições climáticas e
da idade do aterro sanitário (RENOU et al., 2008).
Por toda parte do mundo, o chorume formado em aterros ou lixões causam sérios
problemas ambientais, apresentando um grande risco para os recursos naturais, como o solo,
água superficiais e subterrâneas (HUNCE et al., 2012), assim como também, para a
humanidade, pois o líquido percolado pode ser considerado como uma matriz de extrema
complexidade, composta por quatro frações principais: matéria orgânica dissolvida (formada
principalmente por metano, ácidos graxos voláteis, compostos húmicos e fúlvicos),
compostos orgânicos xenobióticos (representados por hidrocarbonetos aromáticos, compostos
de natureza fenólica e compostos organoclorados alifáticos), macrocomponentes inorgânicos
e metais potencialmente tóxicos (Cd, Cr, Cu, Pb, Ni e Zn) (CHISTRENSEN et al., 2001).
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 19
Daniela Karla de Souza Xavier
Um dos principais problemas no tratamento para descarte adequado do chorume é a
baixa biodegradabilidade do lixiviado, especialmente os lixiviados maduros, devido à
presença de substâncias não biodegradáveis e substâncias orgânicas de moléculas grandes
(MORAIS; ZAMORA, 2005; IACONI et al., 2011).
Os processos biológicos, utilizados normalmente para o tratamento de lixiviados dos
aterros sanitários, têm eficácia limitada quanto ao índice de biodegradabilidade
(FERNANDES et al., 2014). Entre os Processos Oxidativos Avançados (POAs) que vem
sendo estudados, a oxidação eletroquímica (MARTÍNEZ-HUITLE; FERRO, 2006;
PERALTA-HERNANDEZ et al., 2006; BRILLAS et al., 2009; PANIZZA; MARTÍNEZ-
HUITLE, 2013) é considerada um método promissor para o tratamento de efluentes contendo
íons inorgânicos e compostos orgânicos. O tratamento eletroquímico de lixiviados em aterros
antigos ou tratados biologicamente tem sido intensamente estudado para melhorar a remoção
das moléculas orgânicas grandes ou para transforma-las em substâncias facilmente
biodegradáveis (CHIANG et al., 1995, COSSU et al., 1998; MORAES; BERTAZZOLI,
2005; CABEZA et al., 2007). Apesar de não haver muitos relatos na literatura que descrevem
o uso de eletrocoagulação para melhorar a biodegradabilidade dos lixiviados de aterros
sanitários, vários estudos mostram que a eletrocoagulação também é um método promissor
para remover metais pesados, arsênico, corantes e outros poluentes persistentes que não eram
suficientemente removidos por tratamentos convencionais (FERNANDES et al., 2014). Além
disso, as técnicas de eletrocoagulação, utilizando eletrodos de alumínio, apresentam um
melhor desempenho, pois requer equipamento simples e tempo de retenção pequeno
(RAJESHWAR; IBANEZ, 1997), no qual essas características contribuem para a redução de
custo operacional para aplicações industriais (MEUNIER et al., 2009).
Dentro da abordagem exposta nesta breve introdução, na sequência este trabalho
apresenta no Capítulo 2 os aspectos teóricos, fundamentando assim, esta tese, com
argumentos que esclarecem a problemática dos resíduos sólidos no Brasil, sua disposição
final (lixão, aterro controlado e aterro sanitário), o chorume e sua caracterização, legislações,
assim como, o tratamento do chorume com ênfase na tecnologia eletroquímica relatando o
mecanismo, eletrodos e as reações que acontecem no decorrer do processo.
Visando entender a eficiência e comportamento da eletroquímica em tratamentos de
um efluente com um composto orgânico modelo (hidroquinona), investigou-se através da
realização de ensaios preliminares a eletrooxidação com eletrodo de PbO2 para reduzir a
concentração de hidroquinona presentes em águas residuais, na qual os resultados deste
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 20
Daniela Karla de Souza Xavier
estudo estão apresentados no Capítulo 3, no formato de artigo enviado e aceito no Journal
Mexican Chemical Society.
Com o objetivo de verificar a eficiência do eletrodo de PbO2 em tratamentos
eletroquímicos de efluentes mais complexos, outros ensaios foram realizados pela
eletrooxidação em batelada para remover poluentes presentes no chorume, como por exemplo,
coliformes termotolerantes, COT e metais (cobre, cobalto, cromo, ferro e níquel). Os
resultados destes ensaios estão relatados no Capítulo 4, na qual o mesmo será enviado em
formato de artigo para o Journal of Water nd Engineeering Process, apresentando a eficiência
de remoção ocorrida no efluente depois do tratamento, podendo assim, o chorume ser
descartado adequadamente em corpos d’água, seguindo a CONAMA 430/2011 e CONAMA
274/2000.
Finalizando a pesquisa, no Capítulo 5, o chorume foi tratado eletroquimicamente por
eletrooxidação (Ti/IrO2–TaO5) e eletrocoagulação em fluxo contínuo, aplicando densidades
de corrente de 10, 20 30 mA/cm2durante 5 horas, com e sem adição de NaCl, comparado os
resultados das duas técnicas, na qual este capítulo também será enviado em formato de artigo
para o Journal of Electroanalytical Chemistry.
De forma resumida, o Capitulo 6 apresenta as conclusões e as considerações finais
dos Capítulos 3 a 5.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 22
Daniela Karla de Souza Xavier
2 ASPECTOS TEÓRICOS
2.1 A PROBLEMÁTICA DOS RESÍDUOS SÓLIDOS NO BRASIL
Segundo a Norma Brasileira ABNT NBR 10004 de 2004, os resíduos sólidos são
aqueles resíduos no estado sólido e semi-sólido, que resultam de atividades de origem
industrial, doméstica, hospitalar, comercial, agrícola, de serviços e de varrição. Ficam
incluídos nesta definição os lodos provenientes de sistemas de tratamento de água, aqueles
gerados em equipamentos e instalações de controle de poluição, bem como determinados
líquidos cujas particularidades tornem inviável o seu lançamento na rede pública de esgotos
ou corpos de água, ou exijam para isso soluções técnicas e economicamente inviáveis em face
à melhor tecnologia disponível.
Os resíduos sólidos urbanos, que corresponde aos resíduos domiciliares e de limpeza
urbana (varrição, limpeza de logradouros e vias públicas e outros serviços de limpeza urbana)
(PNRS, 2011), sendo também chamado de lixo, são qualquer material considerado inútil,
supérfluo ou sem valor, gerado pela atividade humana, indesejado e descartado no meio
ambiente (GOUVEIA; PRADO, 2010), incluindo resquícios predominantemente doméstico,
adicionados de resíduos comerciais, contendo uma fração significativa de papel, papel
higiênico, fraldas descartáveis, restos orgânico de alimentos, madeira, materiais provenientes
de combustíveis fósseis, como plásticos, borracha e ainda tecidos (CHENG e HU, 2010).Pode
conter também resíduos com diversos graus de toxicidade, como tintas, solventes, pigmentos,
vernizes, pesticidas, repelentes, herbicidas, óleos lubrificantes, fluidos de freio, baterias,
pilhas, frascos de aerossóis, lâmpadas fluorescentes, dentre outros (MOREIRA et al., 2010).
A geração dos resíduos sólidos cresce num ritmo maior que a capacidade de absorção
da natureza. As altas taxas de consumo e a crescente produção de resíduos estão entre os
maiores problemas ambientais enfrentados pela humanidade (POLAZ e TEIXEIRA, 2009),
pois boa parte do lixo produzido atualmente não possui destinação sanitária ambientalmente
adequada (GOUVEIA, 2012). Além do dano ambiental causado pela poluição do solo, ar,
águas superficiais e subterrâneas, os descartes inadequados resultam em doenças, transmitidas
por micro e macrovetores; em desconforto e desvalorização dos imóveis próximos aos locais
de disposição final; pelos odores resultantes da decomposição das substancias orgânicas; pela
aceleração do aquecimento global e pela emissão de gases de efeito estufa quanto da
decomposição da fração orgânica dos resíduos (GODECKE et al.,2012).
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 23
Daniela Karla de Souza Xavier
Em 2012 a geração de resíduos cresceu 1,3 % em relação ao ano de 2011, índice que
foi superior a taxa de crescimento populacional urbano no país no período, que foi de 0,9 %
(ABRELPE, 2012), podendo observar-se como um hábito comum, nas cidades brasileiras, a
falta de comprometimento da sociedade com o seu ambiente, sendo destaque na paisagem
urbana, grande quantidade de sujeira nas ruas, nas calçadas, em terrenos baldios e nos corpos
hídricos. Certamente, este fato não ocorre, pelo menos nas grandes cidades, pela carência de
lixeiras. Talvez essa paisagem poluída seja mais que o reflexo de baixas políticas de educação
ambiental, sendo reproduzida pela visão distorcida do brasileiro quanto o seu ambiente
(ANDRADE e FERREIRA, 2011). Estima-se que diariamente a população brasileira produza
aproximadamente 240 mil toneladas de lixo (HEGEL; CORNÉLIO, 2013). Desse total, 40%
se refere a material reciclável (THODE FILHO et al., 2014).
2.2 GERENCAMENTO DE RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS
As diretrizes das estratégias de gestão e gerenciamento de resíduos sólidos urbanos
buscam atender aos objetivos do conceito de prevenção da poluição, evitando-se ou reduzindo
a geração de resíduos e poluentes prejudiciais ao meio ambiente e à saúde pública. A
quantidade de lixo gerados a cada ano está aumentando rapidamente, tornando a gestão deste,
uma das questões mais relevantes da sociedade moderna, impulsionada pela necessidade de
enfrentar uma produção total de resíduos que desde 1995 tem aumentado consideravelmente
(GHUANI et al., 2014).
O sistema de gerenciamento do lixo pode ser composto por atividades relacionadas às
etapas de geração de resíduos, acondicionamento, coleta e transporte, transferência,
reaproveitamento e limpeza de logradouros públicos. A primeira etapa da gestão do lixo
urbano diz respeito à sua geração. Por diversos motivos não necessariamente todo o resíduo
sólido gerado é coletado, na qual a geração de embalagens para armazenamento de alimentos
se apresenta como principal indicador da participação dos materiais (IPEA, 2012). A gestão
integrada e sustentável inclui a redução da produção nas fontes geradoras, o
reaproveitamento, a coleta seletiva com inclusão de catadores de materiais recicláveis, a
reciclagem, e ainda a recuperação de energia (JACOBI; BESEN, 2011).
A etapa de acondicionamento consiste no ato de embalar os resíduos em sacos
adequados para coleta, evitando sua ruptura e até mesmo vazamentos, facilitando a
identificação e possibilitando o manuseio seguro em seu transporte, armazenamento e
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 24
Daniela Karla de Souza Xavier
disposição final. A etapa da coleta deve ser efetuada de casa em casa, sempre nos mesmos
dias e horários, não devendo passar a coleta, de uma semana, sendo necessário em locais com
climas quentes, esta coleta deve ser realizada no mínimo três vezes na semana, evitando mal
cheiro e proliferação de moscas, insetos, entre outros (IPEA, 2012).
Após as etapas de acondicionamento e coleta, os resíduos devem ser transportados
para estação de transferência, que deve ser um local de armazenamento, processamento ou
destinação final. Este método garante que os lixos não se acumulem nas casas e nem nas ruas,
minimizando a possibilidade de causar impactos ao meio ambiente e à saúde pública, sendo
assim, a coleta e o transporte um dos principais focos da gestão, onde a taxa de cobertura vem
crescendo continuamente, já alcançando, em 2009, quase 90% total de domicílios (IPEA,
2012). Finalizando, segue a etapa da estação de transferência que se refere a uma instalação
com uma área apropriada para acúmulo provisório dos resíduos, onde esses são compactados
e transferidos de caminhões para veículos de maior capacidade a fim de realizar o transporte
até o local de eliminação final, geralmente um aterro (PEREIRA et al., 2013).
A administração pública municipal tem a responsabilidade de gerenciar o lixo gerado
pela sua cidade, desde a sua coleta até a sua disposição final, pois esta questão envolve uma
série de decisões estratégicas, táticas e operacionais, sendo cada vez mais evidente que a
adoção de padrões de produção de consumo sustentáveis e o gerenciamento adequado dos
resíduos sólidos, podem reduzir significativamente os impactos ao ambiente e à saúde
(JACOBI e BESEN, 2011).
2.3 DISPOSIÇÃO FINAL DE RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS
Um dos maiores desafios com que se defronta a sociedade moderna é a disposição
final ambientalmente segura dos resíduos sólidos urbanos. Um dos maiores problemas em
cidades densamente urbanizadas, especialmente nas regiões metropolitanas, é a falta de locais
apropriados para dispor os resíduos adequadamente (JACOBI; BESEN, 2011).A destinação
adequada do lixo, aquela que garante menores impactos ao meio ambiente, tem se tornado um
desafio, principalmente para as cidades de pequeno porte, devido à carência de recursos
humanos qualificados, tecnológicos e financeiros, sem mencionar o problema ocasionado
pelas descontinuidades administrativas relacionadas aos RSU (típico de políticas municipais
brasileiras (PINHEIRO et al., 2012).
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 25
Daniela Karla de Souza Xavier
A disposição final desses resíduos é feita em aterros sanitários, aterros controlados ou
vazadouros a céu aberto (lixões). Do total, o lixo doméstico gerado no país, 47,1% é disposto
em aterro sanitário, 22,4% em aterros controlados e 30,5% em vazadouros a céu aberto,
inferindo que 69,5% dos resíduos gerados são destinados adequadamente em aterros
sanitários e/ou controlados. (MAUS et al., 2009).
2.3.1 Lixões
Os lixões, como é apresentado na Figura 2.1, são locais onde os resíduos são
depositados diretamente no solo sem nenhuma técnica de engenharia para deposição e
operação, ou qualquer preocupação com os danos que serão causados ao meio ambiente
(CORDEIRO et al., 2012). É a forma mais prejudicial ao ser humano e ao meio ambiente,
pois nesses locais geralmente se estabelece uma economia informal, resultante da circulação
de animais domésticos e da catação dos materiais recicláveis (ALENCAR, 2005), função
exercida pelas populações de baixa renda que buscam na separação e comercialização de
matérias recicláveis, uma alternativa de trabalho, apesar das condições insalubres e
subumanas da atividade (MATOS et al., 2011).
O lixão geralmente se localiza nas periferias das cidades, onde o lixo exposto ao ar,
fica apodrecendo ou então é queimado, sendo a forma mais danosa para o ser humano e
ambiente (SOUZA; TEIXEIRA, 2012). O cheiro da decomposição se alastra com o vento e
atrai outros organismos, como baratas, ratos, insetos e urubus, que além de se nutrirem a partir
da matéria orgânica presente no lixo, se proliferam, pois, o local também lhes oferece abrigo.
Embora proibidos, desde 1979, pela Portaria nº 53 do Ministério do Interior – e, mais
recentemente, ratificando tal proibição pelo artigo 47 da Lei 12.305/10, os lixões ainda são
muito utilizados para a disposição de resíduos no Brasil. Porém, o prazo para que municípios
brasileiros extinguissem os lixões acabou no final do mês de julho de 2014. Nesses quatro
anos, muitos municípios não se adequaram à determinação. Apesar da obrigação e das
penalidades que o descumprimento pode acarretar, segundo dados da Confederação Nacional
dos Municípios (CNM), ainda existem mais de dois mil lixões instalados no Brasil.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 26
Daniela Karla de Souza Xavier
Figura 2.1 – Lixão
Fonte: Martins (2010)
2.3.2. Aterro Controlado
Aterro controlado é um sistema intermediário de destinação de resíduos entre os lixões
e os aterros sanitários, na qual há controle de entrada de pessoas e cobertura diária do lixo.
Porém, os impactos que causam estão mais para o lado negativo dos lixões do que dos aterros
sanitários, pois a contaminação do solo e dos corpos hídricos não é controlada (SOUZA e
TEIXEIRA, 2012).
Nos aterros controlados, de acordo com a Figura 2.2, o lixo é apenas coberto por terra
sem medidas de segurança para o tratamento do chorume e do biogás (GOUVEIA; PRADO,
2010), não ocorrendo a impermeabilização do solo e a implantação de sistema de captação de
gases e efluentes, o que não resolve os problemas de poluição, apresentando apenas como
cuidado, após a jornada de trabalho, cobrir esses resíduos com uma camada de terra sem
causar danos ou riscos à saúde pública ou à segurança, minimizando os impactos ambientais
(MAUS et al., 2009).
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 27
Daniela Karla de Souza Xavier
Figura 2.2 – Aterro Controlado
Fonte: Martins (2010)
2.3.3 Aterro Sanitário
O aterro sanitárioé um processono sistema de gestãode resíduos sólidos.Ele pode
serdefinido como ummétodo de eliminaçãode lixoem terrenossem criarperturbaçõesou riscosà
saúde ou segurançapública,utilizandoos princípios deengenhariapara confinaros resíduos
sólidosà menorárea, para reduzi-laao menor volume possível, ecobri-lo comuma camada de
terrana conclusão deoperaçãode cada diaouem intervalosmaisfreqüentesque possam ser
necessários (RAGHAB et al., 2013), com tratamento para os gases e líquidos resultantes da
decomposição dos materiais, tendo como base normas operacionais específicas que permitam
a confinação segura do lixo, em termos de controle da poluição e proteção do meio ambiente
(AMORIM et al., 2010). Suas propriedades permitem minimizar os efeitos das principais
fontes de poluição provenientes dos resíduos sólidos que são o gás metano e o chorume
produzidos no aterro.
Num aterro sanitário, de acordo com a Figura 2.3, a degradação ocorre devido a
presença de microrganismos, em sua grande maioria bactérias que atuam no chamado
metabolismo aeróbio ou metabolismo anaeróbio, caracterizados pela presença e ausência de
oxigênio, respectivamente. O cenário brasileiro revela que a utilização de aterros sanitários
como forma de destinação final dos resíduos sólidos urbanos apresenta-se ainda hoje no brasil
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 28
Daniela Karla de Souza Xavier
como a principal alternativa encontrada para o lixo, devido a sua facilidade operacional e seu
baixo custo, quando comparado a outras técnicas de disposição final de resíduos (COELHO et
al., 2013) e que atende as condições de preservação ao meio ambiente.
Apesar de ser considerado umas das melhores formas de descarte do lixo, o aterro
apresenta como problemática o tempo de vida útil, local adequado para instalação e produção
de chorume. Para sua construção é necessário que antes de sua projeção, seja realizado no
local um estudo geológico e topográfico da área selecionada. Quando escolhido o local para
funcionamento do aterro, este deve ser constituído por um sistema de drenagem de efluentes
líquidos percolados acima de uma camada impermeável de polietileno de alta densidade sobre
uma camada de solo compactado para evitar o vazamento de material líquido para o solo, na
qual esse chorume deve ser tratado ou recirculado. No seu interior deve também possuir um
sistema de drenagem de gases que possibilite a coleta do biogás.
Figura 2.3 – Aterro Sanitário
Fonte: Martins (2010)
2.4 CHORUME
Chorume ou ainda Lixiviado, de acordo com Figura 2.4, é um líquido produzido pela
humidade natural e água presente nos resíduos sólidos, resultado da degradação biológica da
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 29
Daniela Karla de Souza Xavier
matéria orgânica presente e da infiltração de água na cobertura e camadas internas de células
do aterro (YAO, 2013), apresentando elevada carga orgânica e forte coloração (MORAIS;
ZAMORA, 2006), possuindo uma mistura de substâncias inorgânicas, compostos em solução
e em estado coloidal, metais e diversas espécies de microorganismos (PAGLIUSO;
REGATTIERI, 2008), principalmente coliformes termotolerantes.
Figura 2.4 – Chorume oriundo de aterro sanitário brasileiro
Fonte: Xavier (2014)
A composição do chorume está sujeita a uma série de fatores, pois sua composição
química sofre variações dependendo do grau de decomposição, do clima, da estação do ano,
da idade do aterro e ainda dos tipos de resíduos que são depositados nos aterros sanitários, já
que o lixo que é lançado possui em sua maioria substancias que são consideradas tóxicas,
como pilhas, baterias, lâmpadas, quantidade elevadas de pedaços de ferro, entre outros. Porém
sabe-se que este lixiviado é gerado principalmente por água rica em sais, metais pesados e
matéria orgânica (SOUZA et al., 2013).
Entre todos os tipos de efluentes gerado, este é o mais difícil de ser tratado (ILHAN et
al., 2008), por ser considerado dez vezes mais poluente que o esgoto doméstico, pois dissolve
substâncias como tintas, resinas, outras substâncias químicas e metais de alta toxicidade,
contaminando o solo, impedindo o crescimento das plantas, ou fazendo com que estas
substâncias se acumulem na cadeia alimentar, pois o potencial de impacto deste efluente está
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 30
Daniela Karla de Souza Xavier
relacionado com a alta concentração de matéria orgânica, reduzida a
biodegradabilidade, presença de metais pesados e de substâncias recalcitrantes.
O percolado produzido é um dos fatores de maior limitação para a disposição final de
resíduos sobre o solo, uma vez que sua migração, desde a superfície do terreno até o lençol
freático, pode transportar uma série de compostos químicos e agentes biológicos, poluindo,
consequentemente as águas subterrâneas (CARVALHO et al., 2006). A poluição das águas
superficiais ocorre principalmente pelo lançamento indiscriminado de resíduos sólidos no solo
que permite o deslocamento do chorume para as redes de drenagens de águas superficiais
(MATOS et al., 2011), podendo provocar aos seres vivos em contato, endemias ou
intoxicações, se houver a presença de organismos patogênicos e substâncias tóxicas em níveis
acima do permitido (MAUS et al., 2009).
No Brasil, a forma de tratamento mais comum deste efluente é de natureza biológica,
sendo eficiente no tratamento de chorume de aterro novo (MORAIS; ZAMORA, 2006), pois
para chorume de aterros velhos a concentração de compostos orgânicos biodegradáveis é
extremamente baixa, representando cerca de 10 % de fração orgânica total (PACHECO;
ZAMORA, 2004). Devido apresentar baixa biodegradabilidade, faz-se necessário o estudo e
implantação de sistemas de tratamento capazes de remover tanto a carga orgânica
biodegradável (representada pela demanda bioquímica de oxigênio, DBO) como a carga
orgânica não biodegradável (representada pela diferença entre a demanda química de
oxigênio, DQO e a DBO) (MAUS et al., 2009). Por essa razão, um sistema eficiente de
drenagem é importante para evitar a acumulação de lixiviado dentro do aterro (ELK, 2007) e
o tratamento deste percolado é uma medida de proteção ambiental e uma forma de garantir
melhor a qualidade de vida para a população local (BRITO-PELEGRINI et al., 2009).
2.5 LEGISLAÇÕES
2.5.1 Política Nacional de Resíduos Sólidos – PNRS
Após 20 anos, o Presidente da República Federativa do Brasil, Luiz Inácio Lula da
Silva, aprovou em agosto de 2010, a Lei 12.305/2010 que constituiu a Política Nacional de
Resíduos Sólidos - PNRS originado no Projeto de Lei 354/1989. A Política Nacional de
Resíduos Sólidos, tem como objetivo a destinação final e o tratamento de resíduos sólidos
urbanos, perigosos, industriais, entre outros. A lei aborda o gerenciamento para reduzir a
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 31
Daniela Karla de Souza Xavier
proliferação de lixo, diminuindo a quantidade de materiais descartados, tendo como proposta
a prática de hábitos de consumo sustentável e um conjunto de instrumentos para propiciar o
aumento da reciclagem e da reutilização dos resíduos, estimulando a participação dos
catadores no processo de destinação final e a destinação ambientalmente adequada dos
rejeitos, proibindo o lançamento do lixo em praias, no mar ou em quaisquer corpos hídricos;
lançamento in natura a céu aberto e queima a céu aberto.
A lei determinou que, até agosto de 2012, todas as prefeituras do país deveriam
apresentar um plano de gerenciamento de resíduos sólidos, colocando-o em operação até dois
anos, com diagnóstico de geração de lixo e metas para redução e reciclagem, extinguindo os
lixões (THODE FILHO et al., 2014). Com prazo para encerramento em 2 de agosto de 2014,
a partir desta data, os rejeitos deveriam ter uma disposição final ambientalmente adequada.
Esse prazo é parte das metas dos planos estaduais ou municipais de resíduos sólidos, que
devem prever desde a distribuição ordenada de rejeitos em aterros, de modo a evitar danos ou
riscos à saúde pública, à segurança e a minimizar os impactos ambientais adversos, até a
coleta seletiva.
O Ministério do Meio Ambiente também lança uma nota em 02 de setembro de 2014,
relatando que em apenas quatro anos, a Política Nacional de Resíduos Sólidos (PNRS)
produziu resultados significativos. Um pouco mais da metade dos rejeitos coletados no Brasil
já tem disposição final ambientalmente adequada em aterros sanitários.
2.5.2 Conama 430/2011
O Conselho Nacional de Meio Ambiente publicou a Resolução Nº 430, de 13 de maio
de 2011, que dispõe sobre os parâmetros, condições, padrões e diretrizes para gestão do
lançamento de efluentes em corpos de águas receptores, nas quais os efluentes de qualquer
fonte poluidora somente poderão ser lançados diretamente nos corpos receptores após o
devido tratamento e desde que obedeçam às condições, padrões e exigências dispostos nesta
resolução e em outras normas aplicáveis.
Na disposição de efluentes no solo, mesmo tratados, não está sujeita aos parâmetros e
padrões de lançamento dispostos nesta resolução, não podendo, todavia, causar poluição ou
contaminação das águas superficiais e subterrâneas e os efluentes oriundos de sistemas de
disposição final de resíduos sólidos de qualquer origem, devem atender às condições e
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 32
Daniela Karla de Souza Xavier
padrões definidos nesta resolução seguindo seus valores máximos permitidos (VPM) que lá
estão estabelecidos.
2.5.3 Conama 274/2000
O controle da qualidade das condições sanitárias das águas que são destinadas à
recreação de contato primário é denominado de balneabilidade, na qual segue a resolução
CONAMA 274 de 29 de novembro de 2000 para acompanhamento microbiológico de
coliformes termotolerantes, Escherichia coli e Enterococos, informando a quantidade máxima
que pode ser encontrada nos corpos de água, na qual será considerado que a saúde e o bem-
estar humano poderá ser afetado pelas condições de balneabilidade.
A comprovação de valores altos de Coliformes Totais presentes em águas destinadas à
recreação de contato primário, indica a contaminação fecal, que poderá colocar em risco a
saúde das pessoas que usufruem desta água imprópria e acabar contraindo doenças ao
utilizarem, pois quando elas apresentam números superiores a 2500 ufc/100 ml, é um
indicativo da existência de microorganismos patogênicos, que podem acarretar doenças ao
homem, tais como: febre tifóide, febre paratifoide, cólera, disenteria bacilar, amebíase, otite
infecciosa, poliomielite e hepatite infecciosa, assim como, fungos patogênicos que pode se
alojar nas areias trazidos pela maré contaminada por efluentes altamente poluidores.
A Resolução CONAMA 274/2000 classifica as águas próprias nas seguintes
categorias:
a) Excelente: quando em 80% ou mais de um conjunto de amostras obtidas em cada uma das
cinco semanas anteriores, colhidas no mesmo local, houver, no máximo, 250 coliformes
fecais (termotolerantes) ou 200 Escherichia coli ou 25 Enterococos por l00 mililitros;
b) b) Muito Boa: quando em 80% ou mais de um conjunto de amostras obtidas em cada uma das
cinco semanas anteriores, colhidas no mesmo local, houver, no máximo, 500 coliformes
fecais (termotolerantes) ou 400 Escherichia coli ou 50 Enterococos por 100 mililitros;
a) Satisfatória: quando em 80% ou mais de um conjunto de amostras obtidas em cada uma das
cinco semanas anteriores, colhidas no mesmo local, houver, no máximo 1.000 coliformes
fecais (termotolerantes) ou 800 Escherichia coli ou 100 Enterococos por 100 mililitros.
b) Imprópria: Não ocorre enquadramento em nenhuma das categorias anteriores, por terem
ultrapassado os índices bacteriológicos permitidos. Valor obtido na última amostragem for
superior a 2500 coliformes fecais ou 2000 Escherichia coli ou 400 Enterococos por 100
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 33
Daniela Karla de Souza Xavier
mililitros. Incidência elevada ou anormal, na região de enfermidades transmissíveis por via
hídrica, indicada pelas autoridades sanitárias. Presença de resíduos ou despejos, sólidos ou
líquidos, inclusive esgotos sanitários, óleos, graxas e outras substâncias, capazes de oferecer
riscos à saúde ou tornar desagradável a recreação. Floração de algas ou outros organismos, até
que se comprove que não ofereçam riscos à saúde humana.
2.6 TRATAMENTO DE CHORUME
O tratamento de chorume proveniente de aterros sanitários tem grande relevância
ambiental, econômica e social, principalmente porque o volume de resíduos gerados vem
crescendo em ritmo mais acelerado que o crescimento da população. Além disso, legislações
ambientais estão cada vez mais restritivas tanto à preservação de águas subterrâneas e
superficiais quanto aos padrões de lançamento de efluente (FUJI et al., 2013).
A literatura aborda diversas metodologias relacionados ao tratamento de chorume,
onde alguns tipos se aplicam apenas para remoção de alguns componentes que se encontram
dissolvidos no efluente. Porém para ser viável, o tratamento adequado deve apresentar baixo
custo operacional e uma alta eficiência de remoção dos contaminantes presentes. De acordo
com Programa Nacional de Capacitação de gestores ambientais, os mais usuais processos de
tratamento do percolado são: aeróbios (ocorre na presença de oxigênio dissolvido no meio) ou
anaeróbios (não necessita do oxigênio dissolvido no meio) (lodos ativados, lagoas, filtros
biológicos); tratamentos por processos físico-químicos (diluição, filtração, coagulação,
floculação, precipitação, sedimentação, adsorção, troca iônica, oxidação química) (ELK,
2007) ou a combinação desses processos.
O lixiviado também pode ser recirculado para o interior da massa de resíduos (com o
objetivo de manter o grau de umidade necessário ao processo de decomposição dos resíduos
orgânicos), ou, ainda, pode ser lançado na rede pública de esgotamento sanitário, desde que a
estação de tratamento de esgoto suporte a carga adicional representada pelo chorume sem
prejudicar seu processo de tratamento. Porém, vale salientar que os processos físico-químicos
sofrem desvantagem, pois os custos dos reagentes são altos, apresentam baixa remoção de
matéria orgânica e, além disso, este tipo de tratamento poderiam induzir uma poluição
secundária, devido ao fato do uso de aditivos químicos (TCHAMANGO et al., 2010). Quanto
ao tratamento biológico, embora possa ser eficiente para lixiviados provenientes de células
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 34
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novas, o mesmo não ocorre para lixiviados já estabilizados, com baixa biodegradabilidade e
presença de matéria orgânica recalcitrante (MELLO et al., 2012).
2.6.1 Tratamento eletroquímico
A eletroquímica representa uma alternativa viável na resolução de problemas
ambientais. Nos últimos anos, as técnicas eletroquímicas têm sido amplamente desenvolvidas
na remediação de águas residuais. A vantagem principal desta tecnologia é a sua
compatibilidade com o ambiente, devido ao fato de que envolve a utilização de elétrons.
Outras vantagens estão relacionadas com sua versatilidade, alta eficiência energética,
receptividade à automação e segurança (MARTINEZ-HUITLE; BRILLAS, 2009)
De fato, vários trabalhos têm demonstrado que a eletroquímica representa uma
alternativa viável para o tratamento de águas residuais, removendo impurezas orgânicas e
inorgânicas, sendo possível a aplicação desta tecnologia como um processo de oxidação direta
ou indireta. (MARTINEZ-HUITLE; FERRO, 2006; PANIZZA; CERISOLA, 2009;
CARVALHO et al., 2011).
Em busca de um sistema que enquadre a qualidade do chorume aos padrões
estabelecidos nas legislações vigentes, o estudo da eletroquímica merece uma investigação,
em virtude de apresentar baixo custo e benefício em relação aos outros tratamentos
desenvolvidos, desempenhando um tratamento eficiente para efluentes complexos, como o
chorume, conseguindo eliminar vários poluentes em um único tipo de tratamento.
Existem alguns tipos de processos eletroquímicos, na qual entre eles pode-se destacar
os seguintes:
a) Eletrocoagulação
A eletrocoagulação é baseada na dissolução do material de eletrodos utilizados como
um ânodo (KUOKKANEN et al., 2013). Este é um método eletroquímico de tratamento de
águas poluídas, segundo o qual na sua forma mais simples, um reator de eletrocoagulação é
composto de uma célula eletrolítica com um ânodo e um cátodo, onde as placas metálicas
condutoras podem ser de materiais iguais ou diferentes (ânodo e cátodo) (KUMAR; GOEL,
2010), ocorrendo através do ânodo a liberação de coagulantes ativos (geralmente cátions de
alumínio ou de ferro) em solução (ZODI et al.,2013).
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 35
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A eletrocoagulação tem sido aplicada com sucesso para remover espécies iônicas
solúveis em soluções e metais pesados por vários investigadores (AJI et al., 2012; AKBAL;
CAMCI, 2012; VERMA et al., 2013,), uma vez que nenhuma adição de produtos químicos é
necessária neste processo, reduzindo a possibilidade de geração de poluentes secundários
(KHANDEGAR; SAROHA, 2013). Lembrando também que a quantidade de lodo que é
formado no processo de eletrocoagulação é bem menor do que aqueles formados os em outros
tipos de tratamento, sendo este, facilmente sedimentável e desidratado, uma vez que é
composto principalmente de óxidos e hidróxidos metálicos (KUMAR; GOEL, 2010).
Esta é uma técnica eletroquímica com muitas aplicações, em que uma variedade de
partículas dissolvidas indesejadas e matérias em suspensão podem ser removidas de forma
eficaz a partir de uma solução aquosa por eletrólise (RICORDEL et al. 2010), podendo ser
projetado para qualquer capacidade de tratamento de efluentes (KHANDEGAR; SAROHA,
2013). Durante a eletrocoagulação utilizando eletrodos de alumínio, ocorrem as seguintes
reações eletrolíticas básicas (TROMPETTE; VERGNES, 2009):
A libertação de íons Al3+, acompanhada com a oxidação de água, de acordo com as
EQUAÇÕES 1 e 2, no ânodo:
Al → Al3+ + + 3e- (1)
2H2O → O2 + 4H + + 4e- (2)
A redução da água no cátodo, por meio da EQUAÇÃO 3:
2H2O + 2e- → H2 + 2OH- (3)
A Figura 2.5 apresenta o mecanismo que ocorre no processo de eletrocoagulação
Figura 2.5 – Mecanismo durante o processo de eletrocoagulação.
Fonte: Santos et al. (2014)
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 36
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Em geral, os seguintes processos principais que ocorrem durante um tratamento de
eletrocoagulação, são (MARTINEZ-HUITLE; BRILLAS, 2009):
- Reações no eletrodo para produzir íons metálicos de Al no ânodo e gás H2 no cátodo;
- Formação de coagulantes em águas residuais;
- Outras reações eletroquímicas e químicas envolvendo redução de poluentes orgânicos e íons
metálicos no cátodo e coagulação de partículas coloidais.
Esta técnica também apresenta as seguintes vantagens (MARTINEZ–HUITLE;
BRILLAS, 2009):
- A separação de matéria é mais rápida e mais eficaz do que na coagulação orgânica;
- A formação de coágulos no efluente;
- Remoção de poluentes com coagulantes, por sedimentação ou por eletroflotação com o
H2produzido no cátodo;
- Os custos de operação são muito mais baixos do que na maioria das tecnologias
convencionais.
Porém, apesar das vantagens apresentadas, esta técnica possui algumas limitações (MOLLAH
et al., 2004):
- Os ânodos precisam ser substituídos periodicamente, mas ânodos de alumínio não possuem
custos elevados;
- A eletrocoagulação requer uma solução de condutividade mínima, o que limita seu uso com
líquidos que contenham baixa quantidade de sólidos dissolvidos;
- No caso da remoção de compostos orgânicos, a partir de efluente contendo cloretos existe
uma possibilidade de formação de compostos orgânicos clorados tóxicos;
- Uma película de óxido impermeável pode ser formada sobre o cátodo, que pode
proporcionar a resistência ao fluxo da corrente elétrica. No entanto, a limpeza periódica dos
elétrodos pode reduzir esta interferência;
- O elevado custo da eletricidade pode resultar em um aumento no custo operacional da
eletrocoagulação.
Devido às suas propriedades reconhecidas, como por exemplo, comodidade, preço
baixo, segurança (HOLT et al., 2005), ambientalmente correta, equipamento fácil de operar,
curto tempo de funcionamento, nenhum ou pequena quantidade de produtos químicos e de
baixa produção de lodo, esta técnica eletroquímica ganhou uma renovada atenção voltada para
a busca crescente com interesses econômicos e ambientais (MOUEDHEN et al., 2008).
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 37
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b) Eletrooxidação
A eletrooxidação é o processo eletroquímico que consiste na oxidação de
contaminantes em uma célula eletrolítica, através da passagem de corrente elétrica obtida por
uma fonte externa de energia, que se encontram conectados a um par de eletrodos através de
um fio condutor de eletricidade, na qual a configuração do reator eletroquímico influência
fortemente na seletividade e eficiência do processo de oxidação eletroquímica, devido às
tensões significativas de células que são aplicadas na célula eletroquímica para a oxidação
simultânea de poluentes e água (SANTOS et al., 2014).
Nos últimos anos, a oxidação eletroquímica para descontaminação de efluentes
recebeu uma grande atenção, graças às suas características atraentes, como versatilidade,
eficiência energética, receptividade de automação e compatibilidade ambiental (reagentes
livres de produtos químicos) (RAMALHO et al., 2010). A eletrooxidação de poluentes pode
ser realizada de duas maneiras: a oxidação direta e indireta. O primeiro processo favorece a
combustão completa dos poluentes orgânicos em CO2 e H2O, enquanto que a oxidação
indireta converte poluentes em compostos biodegradáveis (MARTINEZ-HUITLE; FERRO,
2006).
Considera-se que a reação inicial, em ambos os tipos de ânodos M corresponde à
oxidação da molécula de água, levando à formação de radical hidroxila (•OH) adsorvido em
M, como mostra a reação (a) que se encontra na Figura 2.6. Tanto a reatividade eletroquímica
e química de M heterogêneo (•OH) são dependentes da natureza do material do elétrodo. A
superfície dos ânodos ativos interage fortemente com •OH e produz óxido ou superóxido de
MO que podem ser obtidos na sequência da reação (b), como mostra a Figura 2.6.Isto ocorre
quando os estados de oxidação mais elevados estão disponíveis para um ânodo de óxido de
metal, acima do potencial normal para a evolução de O2. O par redox MO/M atua como um
mediador na oxidação de substâncias de reação, de acordo com a reação (c), apresentada na
Figura 2.6, o qual compete com a reação lateral da evolução de O2 através da decomposição
química das espécies de óxido mais elevado mostrado na reação (d), presente na Figura 2.6.
Em contraste, a superfície de um ânodo não ativo interage fracamente com •OH que podem
reagir diretamente com M (•OH) para se obter os produtos totalmente oxidados, tais como o
CO2, através da reação (e), encontrada na Figura 2.6, na qual R é um composto orgânico com
M átomos de carbono e sem qualquer heteroátomo, que precisa de a = (2m + n) átomos de
oxigênio para ser totalmente mineralizado a CO2. A reação oxidativa (c) com o par redox da
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 38
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superfície MO/M é muito mais seletiva do que a reação de mineralização (e) com M (•OH). A
última reação também compete com as reações colaterais deste radical, tal como a oxidação
direta de O2 a partir da reação (f), presente na Figura 2.6 ou consumo indireto através de
dimerização para o peróxido de hidrogênio de acordo com a reação (g) localizada na Figura
2.6.
Um eletrodo não ativo não participa na reação anódica direta e não apresenta qualquer
sítio ativo para sua adsorção do meio aquoso, atuando apenas como um substrato inerte e
como um dissipador para a remoção de elétrons. Em princípio, só são possíveis reações e
oxidação da água com este tipo de ânodo. O radical hidroxilo produzido a partir da descarga
de água através da reação (a) é subsequentemente envolvido no processo de oxidação de
compostos orgânicos.
Figura 2.6 – Representação esquemática da oxidação eletroquímica de contaminantes sobre anodos de óxidos
metálicos (MOx), formando superóxidos (MOx+1).
Fonte: Adaptado COMMINELLIS (1994)
2.7 IMPORTÂNCIAS DO MATERIAL ANÓDICO EM PROCESSOS ELETROQUÍMICOS
Para que os tratamentos eletroquímicos sejam desenvolvidos de forma eficiente, uma
das principais preocupações desta técnica está voltada na escolha do tipo de material do
eletrodo e na sua combinação com o cátodo. Apesar da fabricação de um eletrodo de
desejadas características e composição ser uma tarefa desafiadora (RAO;
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 39
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VENKATARANGAIAH, 2014), o material escolhido desempenha um bom papel nas
técnicas eletroquímicas quando ele proporciona elevada resistência à corrosão, estabilidade
física e química em condições de potenciais altamente positivos. Existem uma classe de
eletrodos de óxido que são preparados através da degeneração térmica de substâncias
inorgânicos ou poliméricas que é realizada através de um substrato de titânio coberto por
óxidos metálicos.
O material que compões o eletrodo se divide em duas categorias (MARINEZ-
HUITLE; BRILLAS 2009):
- Bons eletrocatalisadores da reação de desprendimento de oxigênio, como por exemplo, os
eletrodos de óxido de irídio;
- Baixa atividade eletrocatalítica, na qual se inclui os eletrodos de óxido de chumbo.
Os eletrodos de óxidos de metais são de baixo custo, fáceis de produzir e o método
eletroquímico também é amplamente utilizado na preparação do elétrodo revestido de óxido
de metal, na qual vários elétrodos de óxido de metal têm sido utilizados no tratamento
eletroquímico de águas residuais. No entanto, é encontrado a partir da literatura que a maior
parte destes são os derivados de quatro óxidos metálicos, SnO2, PbO2, RuO2, IrO2 (RAO;
VENKATARANGAIAH, 2014).
2.7.1 Dióxido de Chumbo (PbO2)
O dióxido de Chumbo (PbO2) é usado desde muito tempo como revestimentos de
eletrodos paramelhorar o desempenho da tecnologiaeletroquímica, sendo um dosóxidosmais
importantes utilizados nesta técnica (LI et al., 2011). Osestudos e aplicaçõesanteriores eram,
no entanto, limitado a revestimentosformadosemchumboouligas de chumboe eletrodosdesse
tiposempresofriam corrosãocontínuado substrato. Esómuito mais recentementeque a
preparaçãopor eletrodeposiçãode camadasde dióxido dechumboestáveisem substratosinertes
(normalmente de titâniooucarbono)tenha relançadointeresse emdióxido de chumbocomo
umânodo (LI et al., 2011).
O PbO2 é um eletrodo classificado como não ativo, altamente condutor, quimicamente
inerte, de baixo custo, quando comparado com os construídos de metais nobres, e possui
elevada evolução de oxigénio e elevado sobrepotencial de atividade catalítica para a produção
de oxidantes (RAO; VENKATARANGAIAH, 2014). Este éum importantematerial, devido à
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 40
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sua estabilidade em condições agressivas, como por exemplo, alta acidez do eletrólito, alta
potencialidade do ânodo e ainda apresentar alta condutvidade elétrica (ABACI et al., 2005).
O dióxido de chumbo tem sido utilizado no tratamento eletroquímico de águas
residuais e também na sua forma dopada, exibindo propriedades eletroquímicas excepcionais
(RAO; VENKATARANGAIAH, 2014). Este eletrodo com o seu elevado sobrepotencial de
oxigênio, encontra-se entre os ânodos mais utilizados para a remoção de produtos orgânicos,
pois a taxa de oxidação de compostos orgânicos provou ser mais elevada do que em outros
ânodos tradicionais (MARTINEZ-HUITLE; FERRO, 2006; PANIZZA; CERISOLA, 2009).
2.7.2 Óxido de Irídio (Ti/IrO2–TaO5)
Eletrodos baseados em IrO2 são classificados como ativos por sua atividade
eletrocatalítica de oxigênio e evolução de cloro. Este é um dos eletrodos dimensionalmentes
estáveis mais baratos, apresentando desprendimento de cloro e oxigênio que é uitlizado na
geração de cloro ativo (ZAVISKA et al., 2009). Este eletrodo proporciona apenas uma
pequena faixa de potencial de operação nas reações para desprendimento de hidrogênio e
oxigênio, sendo dificil perceber a oxidação direta de uma variedade de materiais orgânicos
sobre este material. No entanto, alguns grupos de pesquisa têm degradado com sucesso os
poluentes orgânicos que usam esses tipo de eletrodo (RAO; VENKATARANGAIAH, 2014).
Já em tratamentos eletroquímicos usando Ti/IrO2, a adição de cloreto de sódio (NaCl) como
eletrólito, melhora a eficiência de remoção dos poluentes presente no efluente, que envolve
tanto a oxidação direta quanto a indireta (CHATZISYMEON et al., 2009;. Li et al., 2009).
2.8 PRINCIPAIS PARÂMETROS FÍSICOS, QUÍMICOS E MICROBIOLÓGICO PARA
CARACTERIZAÇÃO DO CHORUME
2.8.1 Turbidez
A turbidez indica o grau de atenuação que um feixe de luz sofre ao atravessar a água.
Esta atenuação ocorre pela absorção e espalhamento da luz causada pelos sólidos em
suspensão. Este é um dos parâmetros de qualidade para avaliação das características físicas do
efluente, identificando a presença de partículas em suspensão na água, desde tamanhos
grosseiros até os colóides, mostrando que quanto menor for a turbidez, mais rápido será o
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 41
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processo de desinfecção do efluente, pois alguns vírus e bactérias podem se alojar nas
partículas em suspensão, se protegendo da ação de desinfetantes (VAZ et al., 2010).
2.8.2 Carbono Orgânico Total (COT)
O carbono orgânico total é a concentração de carbono orgânico oxidado a CO2
(CETESB, 2014). A análise de COT fornece a concentração total de carbono orgânico total de
uma amostra de efluente líquido. O COT é considerado um parâmetro direto, pois
teoricamente abrange todos os compostos orgânicos de uma amostra, independentemente de
seu estado de oxidação (LOPARDO et al., 2008). É uma medida direta da matéria orgânica
carbonácea existente numa amostra líquida de água ou de efluentes sanitários ou industriais,
sem distinguir se é matéria biodegradável ou não, onde a presença de carbono orgânico em
águas residuais corresponde à diversidade de compostos orgânicos em vários estados de
oxidação (ÁGUA AZUL, 2014), sendo esta, uma técnica frequentemente utilizada para
monitorar matéria orgânica, avaliando a eficiência de degradação dos compostos orgânicos
tóxicos.
2.8.3 Condutividade Elétrica
A condutividade elétrica é a capacidade dos materiais de conduzirem ou transmitirem
corrente elétrica, sendo à medida que avalia a concentração de íons em uma solução e o grau
de pureza de um efluente. Dependendo das concentrações iônicas e da temperatura, a
condutividade indica a quantidade de sais existentes na coluna de água e, portanto, representa
uma medida indireta da concentração de poluentes, nas quais apresentando níveis superiores a
100 µS/cm indicando ambientes impactados (CETESB, 2014). Quanto maior a condutividade,
maior a quantidade de íons dissolvidos e quanto menor a condutividade, mais pura é a solução
(TOBA, 2012).
2.8.4 Sólidos Totais
Os sólidos nas águas correspondem a toda matéria que permanece como resíduo, após
evaporação, secagem ou calcinação da amostra a uma temperatura pré-estabelecida durante
um tempo fixado sendo classificados em: sólidos dissolvidos; sólidos em suspensão, sólidos
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 42
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totais (CETESB, 2014). Geralmente esses compostos orgânicos são representados por uma
combinação de carbono, hidrogênio, oxigênio e algumas vezes nitrogênio e matéria
inorgânica, na qual a sua concentração está relacionada ao resíduo total presente no substrato,
seja de origem orgânica ou inorgânica.
2.8.5 Coliformes Termotolerantes
Os coliformes termotolerantes são um grupo de bactérias que contêm bacilos gram-
negativos, aeróbios ou anaeróbios facultativos, não formadores de esporos, capazes de crescer
na presença de sais biliares ou outros compostos ativos de superfície, com propriedades
similares de inibição de crescimento, e que fermentam a lactose com produção de ácidos,
aldeídos e gás a 35ºC em 24 - 48 horas. Este grupo contém os seguintes gêneros: Escherichia,
Citrobacter, Enterobacter e Klebisiela (BETTEGA, 2006). Destes, apenas a Escherichia
coli tem como hábitat primário o trato intestinal do homem e animais homeotérmicos, na qual
os grupos dos coliformes totais e fecais são os indicadores mais utilizados para avaliar a
qualidade microbiológica de águas superficiais, águas balneário e residuais.
2.8.6 Fósforo Total (P)
O elemento fósforo pode ser encontrado nos corpos d’agua sob várias formas, sendo as
mais comuns os ortofosfatos, polifosfatos, e o fósforo orgânico. O fósforo é constituinte dos
sólidos em suspensão e sólidos solutos, na natureza é proveniente da dissolução dos solos e
decomposição de matéria orgânica, já sua ação antrópica pode ocorrer do uso de fertilizantes,
despejos domésticos e industriais, detergentes e excrementos animais (DANELON et al.,
2012).
O fósforo aparece em águas naturais devido, principalmente, às descargas de esgotos
sanitários, além da própria matéria fecal, que é rica em proteínas. Quando encontrado em
níveis acima dos permitidos, podem servir como indicadores de águas possivelmente poluídas
(DANELON et al., 2012), embora não apresente danos direto à saúde humana, podendo vir a
ocasionar a eutrofização do curso d’agua.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 43
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2.8.7 Metais Pesados
Quando se trata de metal pesado, este é um conceito muito usado em nosso dia a dia,
sendo associado como uma substância tóxica, geralmente proveniente de um descarte
inadequado de um rejeito no meio ambiente (LIMA; MERÇON, 2011). Muitos metais são
essenciais para o crescimento de todos os tipos de organismos, desde as bactérias até mesmo o
ser humano, mas eles são requeridos em baixas concentrações e podem danificar sistemas
biológicos quando presentes em concentrações maiores (PALÁCIO et al., 2013), podendo
tornar-se tóxicos já que apresentam características bioacumulativas no organismo (CELERE
et al., 2007).
Por ser considerado um poluente, os metais vêm sendo encarados como um dos
grandes problemas da sociedade moderna, devido ao elevado uso de substâncias que contém
esses elementos. A principal fonte por poluição de metais pesados são os efluentes
descartados inadequadamente, sem tratamento, lançados geralmente de forma bruta. Quando
lançados como resíduos industriais, na água, no solo ou no ar, esses elementos podem ser
absorvidos pelos vegetais e animais das proximidades, provocando graves intoxicações ao
longo da cadeia alimentar (CAMPOS et al., 2009).
Portanto metais pesados em águas residuais tornou-se um dos graves problemas
ambientais. A maioria dos efluentes industriais contêm metais tóxicos, tais como Cd, Cr, Cu,
Ni, Zn, Pb e outros compostos que são tóxicos para os organismos vivos e prejudiciais ao
meio ambiente quando são diretamente lançados nos corpos d'água. Eles podem ser
facilmente absorvidos pelos peixes e vegetais, devido à sua alta solubilidade em ambientes
aquáticos e pode acumular-se no corpo humano através da cadeia alimentar (KHANDEGAR;
SAROHA, 2013).
O lixiviado que é considerado um efluente altamente poluidor ao meio ambiente, pode
apresentar quantidades significativas de metais tóxicos, dentre os quais citam-se Al, Ni, Cd,
Pb, Cr, Cu, Zn, Mn e Fe (KORF et al., 2008). Ao serem lançados diretamente no lixo
residencial, os metais presentes nos eletrônicos, penetram no solo, chegando aos lençóis
freáticos contaminando plantas e animais e até mesmo os seres humanos por meio da água.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 44
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2.8.7.1 Características dos metais pesados
2.8.7.1.1Níquel (Ni)
O Níquel é um metal branco prateado, duro e maleável, resistente à corrosão e mantém
suas propriedades físicas e mecânicas mesmo quando submetido a temperaturas extremas.
Cerca de 70 % do níquel extraído é utilizado na siderurgia, enquanto que o restante é
empregado na composição de ligas não-ferrosas e na galvanoplastia. Ao todo, mais de três
mil ligas de níquel encontram aplicação industrial ou doméstica.
2.8.7.1.2 Cobre (Cu)
É um dos metais mais importantes industrialmente, de coloração vermelha
discretamente amarelada, com um brilho ligeiramente opaco de aspecto agradável, dúctil,
maleável e bom condutor de eletricidade. É encontrado na natureza na forma de calcopirita
(CuFeS2), existem outros, porém este apresenta um teor mais alto do metal, além de ser um
dos metais que podem ser encontrados em estado elementar. É também empregado em
diversos setores, como na indústria elétrica e eletrônica, na fabricação de aparelhos
eletrônicos, na indústria química e petroquímica, bem como em outros setores.
No solo, o cobre ataca fortemente a matéria orgânica, impede o crescimento da
vegetação e é uma via para a acumulação em animais. Nas águas, o cobre é capaz de
contaminar grandes áreas e sua principal fonte são as águas residuais. A água com conteúdo
superior a 1 mg/L pode contaminar com cobre as roupas e objetos lavados com ela, e
conteúdos acima de 5 mg/L tornam a água colorida com sabor desagradável.
2.8.7.1.3 Cromo (Cr)
O cromo é um metal que apresenta cor brilhante, sendo prateado metálico e não é
encontrado na forma livre na natureza. É obtido a partir do minério cromita (FeCr2O4),
amplamente distribuído na superfície terrestre. Está presente no ar, em alimentos e em nosso
sistema biológico. Embora presente no organismo em pequenas quantidades, realiza
importantes funções, particularmente no metabolismo da glicose (FREITAS; MELNIKOV,
2006). É um metal tóxico e cancerígeno na natureza. Não é biodegradável, tende a
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bioacumular-se em organismos vivos, causando várias doenças e transtornos (GOLDER et al.,
2007).
2.8.7.1.4 Cobalto (Co)
O cobalto apresenta cor cinza, dureza acentuada e é quebradiço. É um elemento
metálico relativamente raro, mas que ocorre na natureza associado a outros minérios, como
prata, chumbo e cobre. É encontrado naturalmente em rochas, solos, águas, plantas e animais
em quantidades traço. A principal fonte de exposição da população geral ao cobalto é o
alimento, na qual a ingestão por via oral pode causar efeitos gastrintestinais e no sangue, dano
ao fígado e dermatite alérgica (CETESB, 2012). É utilizado como componente ativo em
formulações de secantes para pintura em óleo sobre tela, no refino de petróleo e outros
processos químicos, mas a principal utilização é na produção de ligas metálicas.
2.8.7.1.5 Ferro (Fe)
O ferro é um elemento de origem mineral, de muita importância em nossa sociedade,
pois existem os mais diversos objetos que contêm ferro em sua constituição. Ele pode estar na
sua forma pura ou formando a liga metálica chamada de aço. Apesar de ser o quarto elemento
mais abundante na crosta terrestre, não se encontra o ferro isolado na natureza, mas somente
em minérios e a partir dos minérios é possível produzir este metal.
O ferro traz diversos problemas para o abastecimento público de água. Confere cor e
sabor à água, provocando manchas em roupas e utensílios sanitários (CETESB, 2012). Este
metal é um nutriente essencial para a vida e atua principalmente na síntese das células
vermelhas do sangue e no transporte do oxigênio para todas as células do corpo. Alguns
alimentos como por exemplo, feijão, passas, pão, ovos, lentilha, ervilha, beterraba, entre
outros, atuam como fontes de ferro.
2.8.7.1.6 Bário (Ba)
O bário é um elemento químico tóxico, macio, de aspecto prateado, encontrado na
mineral barita, apresentando um efeito fluorescente quando em contato com combustíveis e
altamente oxidável em contato com o ar. Os compostos de bário são usados em pequenas
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quantidades para a produção de tintas, vidros e também foguetes. Este é um elemento
essencial ao ser humano. A toxicidade do metal é produzida pelo cátion livre e os compostos
muito solúveis são mais tóxicos que os insolúveis, como o sulfato de bário. A principal via de
exposição da população geral é a ingestão de água e alimentos. A ingestão de altas
quantidades de compostos de bário solúveis em água ou no conteúdo estomacal pode causar
alterações no ritmo cardíaco e paralisia, levando a óbito se não houver tratamento (CETESB,
2012).
2.8.7.1.7 Lítio (Li)
O Lítio é um metal alcalino de alto potencial oxidativo. Nas condições ambientes é
sólido e macio, apresenta coloração branco-prateada e brilhante. É o metal mais leve que se
tem conhecimento, raro na crosta terrestre, entretanto não é comercialmente caro. As maiores
fontes de Lítio disponíveis para extração são a lepidolita K2(LiAl)5-6Si6-7Al2-1O20(OHF)4,
petalita (LiAlSi4O10) e espodúmena (LiAlSi2O6). É encontrado também em diversos sais
naturais e na água do mar. Este metal é considerado um problema ambiental por ser utilizado
na fabricação de pilhas e baterias, pois são descartadas inadequadamente nos aterros
sanitários, junto com o lixo doméstico, trazendo consequências para aqueles que inalarem.
2.8.7.1.8 Manganês (Mn)
O Manganês é um metal branco acinzentado, encontrando na forma de óxidos,
hidróxidos, silicatos e carbonatos. Este metal tem grande importância na siderurgia, onde é
essencial, empregado na fabricação de aços, melhorando suas propriedades físicas e químicas.
É usado em ligas de outros metais e também, sob a forma de óxido, nas pilhas tanto alcalinas
quanto secas. É também considerado um nutriente essencial em pequenas quantidades para
muitos organismos vivos, incluindo o ser humano, principalmente em processos reprodutivos,
manutenção da estrutura óssea e funcionamento do sistema nervoso.
A principal fonte de exposição da população geral é por consumo de alimentos ou
suplementos nutricionais contendo manganês, no entanto, o metal apresenta baixa toxicidade
após ingestão. Porém, a exposição a níveis muito elevados pode resultar em efeitos
neurológicos e neuropsiquiátricos, como alucinações, instabilidade emocional, fraqueza,
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distúrbios de comportamento e da fala, que culminam em uma doença, semelhante ao Mal de
Parkinson, denominada manganismo.
2.8.7.1.9 Zinco (Zn)
Um dos elementos mais comuns na crosta terrestre, o Zinco, sendo encontrado
na atmosfera, solo, água, resistente a oxidação e quebradiço em temperatura ambiente,
encontrado principalmente combinado a enxofre e oxigênio, sob a forma de sulfeto e óxido
associado a chumbo, cobre, prata e ferro, Este metal está presente em todos os alimentos,
sendo essencial ao organismo humano em pequenas quantidades.
A deficiência em Zinco pode causar falta de apetite, diminuição do paladar e olfato,
doenças imunológicas, cicatrização lenta, retardo no crescimento e dermatite. No entanto, a
ingestão aguda de altas doses pode provocar cólicas estomacais, náuseas e vômitos. A
ingestão de altas doses por vários meses pode causar anemia, dano ao pâncreas e diminuição
do colesterol HDL (CETESB, 2012).
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 48
Daniela Karla de Souza Xavier
REFERÊNCIAS
ABACI, S.; TAMER, U.; PEKMEZA, K.; YILDIZA, A.; Electrosynthesis of benzoquinone
from phenol on and surfaces of PbO2. Electrochimica Acta, v. 50, n. 18, p. 3655–3659, 2005.
Disponível em: < http://ac.els-cdn.com/S0013468605000150/1-s2.0-S0013468605000150-
main.pdf?_tid=7a545bae-7d46-11e4-a89d-
00000aab0f02&acdnat=1417870418_f3d83ad1db528fa7fbc4365eac33eafe>. Acesso em 09
jul 2012.
ABNT -Associação Brasileira de Normas Técnicas. ABNT NBR 10004. Resíduos Sólidos -
Classificação, 2004. Disponível em:
<http://www.aslaa.com.br/legislacoes/NBR%20n%2010004-2004.pdf> Acesso em 24 de abr
de 2012.
ABRELPE - Associação Brasileira de Empresas de Limpeza Pública e Resíduos
Especiais – Panorama dos Resíduos Sólidos no Brasil, 2012. Disponível
em:<http://www.abrelpe.org.br/Panorama/panorama2012.pdf>. Acesso em 15 ago 2013.
ÁGUA AZUL – Carbono Orgânico Total. Disponível em:
<http://www.programaaguaazul.rn.gov.br/indicadores_11.php>. Acesso em 07 jul 2014.
AKBAL, F.; CAMCI, S. Treatment of Metal Plating Wastewater by Electrocoagulation.
Environmental Progress & Sustainable Energy, v.31, n. 3, 2012. Disponível em: <
http://onlinelibrary.wiley.com/doi/10.1002/ep.10546/full>. Acesso em 22 Set 2013.
AJI, B. A.; YAVUZ, Y. A.; KOPARAL, A. S. Electrocoagulation of heavy metals containing
model wastewater using monopolar iron electrodes. Separation and Purification
Technology, v. 86, n. 15, p. 248–254, 2012. Disponível em: < http://ac.els-
cdn.com/S1383586611006551/1-s2.0-S1383586611006551-main.pdf?_tid=354c4642-7ce8-
11e4-8a63-00000aab0f6c&acdnat=1417829929_c2e0f20dae3ba51cc658bec729566dc1>.
Acesso em 13 Ago 2013.
ALENCAR, M. M. M.; RECICLAGEM DE LIXO NUMA ESCOLA PÚBLICA DO
MUNICÍPIO DE SALVADOR. Candombá – Revista Virtua l, v .1, n. 2, p. 9 6 –1 13, 2005.
Disponível em: < http://www.gepexsul.unisul.br/extensao/2012/amb3.pdf>. Acesso em 12
ago 2012.
AMORIM, A. P.; ALBUQUERQUE, B. M.; GAUTÉRIO, D. T.; JARDIM, D. B.;
MORRONE, E. C.; SOUZA, R. M. Lixão municipal: abordagem de uma problemática
ambiental na cidade do Rio Grande – RS. Ambiente & Educação, v. 15, n. 1, 2010.
Disponível em: < http://www.seer.furg.br/ambeduc/article/view/888/920>. Acesso em 07 set
2012.
ANDRADE, R. M.; FERREIRA, J. A. A gestão de resíduos sólidos urbanos no Brasil frente
às questões da globalização. Prodema, v. 6, n.1, p. 7-22, 2011. Disponível em:
<http://www.revistarede.ufc.br/revista/index.php/rede/article/view/118/36>. Acesso em 20 set
2013.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 49
Daniela Karla de Souza Xavier
BETTEGA, J. M. P. R.; MACHADO, M. R.; PRESIBELLA, M.; BANISKI, G.; BARBOSA,
C. A. Métodos analíticos no controle microbiológico da água para consumo humano. Ciência
e Agrotecnologia, v. 30, n. 5, p. 950-954, 2006. Disponível em:
<http://www.scielo.br/pdf/cagro/v30n5/v30n5a19.pdf>. Acesso em 12 jun 2012.
BRILLAS, E.; SIRE´S, I.; OTURAN, M. A. Electro-Fenton Process and Related
Electrochemical Technologies Based on Fenton’s Reaction.Chemical Reviews, v.109, n. 12,
p. 6570–6631, 2009. Diponível em: <http://pubs.acs.org/doi/pdf/10.1021/cr900136g>. Acesso
em 07 jun 2013.
BRITO-PELEGRINI, N. N.; PELEGRINI, R. T. PATERNIANI, J. E. S. Filtração lenta no
tratamento de percolado de aterro sanitário. Minerva, v. 4, n.1, p. 85-93, 2009. Disponível
em: < http://www.fipai.org.br/Minerva%2004%2801%29%2010.pdf>. Acesso em 23 ago
2012.
CABEZA, A.; URTIAGA, A.; RIVERO, M. J.; ORTIZ, I. Ammonium removal from landfill
leachate by anodic oxidation. Journal of Hazardous Materials, v. 144, n. 3, p. 715–719,
2007. Disponível em: <http://ac.els-cdn.com/S0304389407001690/1-s2.0-
S0304389407001690-main.pdf?_tid=b299ea32-ec29-11e3-a8e5-
00000aacb362&acdnat=1401915138_b835fa41a50f3b8c0a244a02aaa23006>
CAMPOS, A. E. L.; NUNES, G. S.; OLIVEIRA, J. C. S.; TOSCANO, I. A. S. Avaliação da
contaminação do Igarapé do Sabino (Bacia do Rio Tibiri) por metais pesados, originados dos
resíduos e efluentes do Aterro da Ribeira, em São Luís, Maranhão. Química Nova, v.32 n.4,
2009. Disponível em: <http://www.scielo.br/scielo.php?script=sci_arttext&pid=S0100-
40422009000400025>. Acesso em 12 nov 2012.
CARVALHO, A. L.; MATOS, A. T.; HAMAKAWA3, P. J.; AZEVEDO, R. F. Produção de
percolado por resíduos sólidos urbanos de diferentes idades, na presença de resíduos da
construção civil e sob recirculação. Engenharia na Agricultura, v.14, n 2, p. 131-131, 2006.
Disponível em: <
http://www.gpqa.ufv.br/Publicacoes/residuossolidos/Producao%20de%20percolado%20por%
20residuos%20solidos%20urbanos%20de%20diferentes%20idades%20%20na%20presenca%
20de%20residuos%20da%20construcao%20civil%20e%20sob%20recirculacao.PDF>.
Acesso em 28 ago 2012.
CARVALHO, D. A.; ROCHA, J. H. b.; FERNANDES, N. S.; SILVA, D.R.; MARTÍNEZ-
HUITLE, C.A. Application of electrochemical oxidation as alternative for removing methyl
green dye from aqueous solutions. Latin American applied research, v.41, n. 2, 2011.
Disponível em: <http://www.scielo.org.ar/scielo.php?script=sci_arttext&pid=S0327-
07932011000200005>. Acesso em 04 set 2012.
CETESB – Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental. Aterro Sanitário.
Disponível em:<http://www.cetesb.sp.gov.br/mudancas-
climaticas/biogas/Aterro%20Sanit%C3%A1rio/21-Aterro%20Sanit%C3%A1rio>. Acesso
em: 03 abr 2014.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 50
Daniela Karla de Souza Xavier
CETESB – Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental. Bário. Disponível em:
<http://www.cetesb.sp.gov.br/userfiles/file/laboratorios/fit/bario.pdf>. Acesso em 03 abr
2014.
CETESB – Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental. Carbono Orgânico Total.
Disponível em: <http://www.cetesb.sp.gov.br/userfiles/file/agua/aguas-
superficiais/aguasinteriores/variaveis/aguas/variaveis_quimicas/carbono_organico_dissolvido
_e_carbono_organico_total.pdf>. Acesso em 03 abr 2014.
CETESB – Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental. Cobalto. Disponível em: <
http://www.cetesb.sp.gov.br/userfiles/file/laboratorios/fit/cobalto.pdf>. Acesso em 03 abr
2014.
CETESB – Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental. Condutividade elétrica.
Disponível em: <http://www.cetesb.sp.gov.br/userfiles/file/agua/aguas-superficiais/aguas-
interiores/variaveis/aguas/variaveis_quimicas/condutividade.pdf>. Acesso em 03 abr 2014.
CETESB – Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental. Ferro. Disponível em:
<http://www.cetesb.sp.gov.br/userfiles/file/agua/aguas-superficiais/aguas-
interiores/variaveis/aguas/variaveis_quimicas/ferro.pdf>. Acesso em 03 abr 2014.
CETESB – Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental. Sólidos Totais. Disponível
em: <http://www.cetesb.sp.gov.br/userfiles/file/agua/aguas-superficiais/aguas-
interiores/variaveis/aguas/variaveis_fisicas/serie_de_solidos.pdf>. Acesso em 03 abr 2014.
CETESB – Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental. Zinco. Disponível em:
<http://www.cetesb.sp.gov.br/userfiles/file/laboratorios/fit/Zinco.pdf>. Acesso em 03 abr
2014.
CELERE, M. S.; OLIVEIRA, A. S.; TREVILATO, T. M. B.; MUÑOZ, S. I. S. Metais
presentes no chorume coletado no aterro sanitário de Ribeirão Preto, São Paulo, Brasil, e sua
relevância para saúde pública. Cadernos de Saúde Pública, v. 23, n. 4, p. 939-947, 2007.
Disponível em: < http://www.scielo.br/scielo.php?script=sci_arttext&pid=S0102-
311X2007000400021>. Acesso em 12 mar 2012.
CHATZISYMEON, E.; DIMOU, A.; MANTZAVINOS, D.; KATSAOUNIS, A.
Electrochemical oxidation of model compounds and olive mill wastewater over DSA
electrodes: 1. The case of Ti/IrO2 anode. Journal of Hazardous Materials, v. 167, n 1–3, 15,
p. 268–274, 2009. Disponível em: < http://ac.elscdn.com/S0304389408019638/1-
s2.0S0304389408019638main.pdf?_tid=42138a9c7d4d11e4affb00000aab0f27&acdnat=1417
873330_b5ea0fba671ba7643f27022f3789615b>. Acesso em 30 jun 2012.
CHENG, H.; HU, Y.Municipal solid waste (MSW) as a renewable source of energy: Current
and future practices in China. Bioresource Technology, v. 101, n. 11, p. 3816–3824, 2010.
Disponível em:<http://ac.els-cdn.com/S0960852410000970/1-s2.0-S0960852410000970-
main.pdf?_tid=b9af0da2-ecdd-11e3-b909-
00000aab0f01&acdnat=1401992460_dfbc9195a6526ae116c418b6ad66c02c>. Acesso em: 17
de abr. 2012.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 51
Daniela Karla de Souza Xavier
CHIANGI, L. C.; CHANGI, J. E.; WEN, T. C.; Oxidation treatment of landfill leachate.
Water Research, v. 29, n.. 2, p. 671-678, 1995. Disponível em: <http://ac.els-
cdn.com/004313549400146X/1-s2.0-004313549400146X-main.pdf?_tid=64aae038-ec29-
11e3-97ce-00000aab0f01&acdnat=1401915007_8cc8ed4637666986cfbf6b0527605bb4>.
Acesso em 15 ago 2012.
CHRISTENSEN, T. H.; KJELDSEN, P.; BJERG, P. L.; JENSEN, D. L.; CHRISTENSEN, G.
B.; BAUN, A.; ALBRECHTSEN, H. J.; HERON, G. Biogeochemistry of landifill leachate
plumes. Applied Geochemistry, v. 16, p. 659 – 718, 2001. Disponível em:
<http://www.google.com.br/url?sa=t&rct=j&q=&esrc=s&source=web&cd=1&ved=0CCIQFj
AA&url=http%3A%2F%2Fwww.researchgate.net%2Fpublication%2F222296405_Biogeoche
mistry_of_landfill_leachate_plumes%2Flinks%2F0912f50d89642d8cc7000000.pdf&ei=YbG
qVILEA8OngwSV64PYCg&usg=AFQjCNEUGyszI_53_4Zt2MM4dMLOCbPSxg&bvm=bv
.82001339,d.eXY>. Acesso em 12 jun 2013.
COELHO, T. C.; SERRA, J. C.V.; LUSTOSA, J. B. Alternativa de tratamento de resíduos
sólidos e aproveitamento energético através de fornos de queima: uma análise. Revista de
Ciências Ambientais, v. 7, n 1, p. 79-89, 2013. Disponível em:
<http://www.revistas.unilasalle.edu.br/index.php/Rbca/article/view/853>. Acesso em 12 de
jan 2014.
CONAMA - CONSELHO NACIONAL DO MEIO AMBIENTE – (BRASIL). Resolução
N°274, de 29 de novembro de 2000. Disponível em:
<http://www.mma.gov.br/port/conama/res/res00/res27400.html>. Acesso em: 17 de abr.
2012.
CONAMA - CONSELHO NACIONAL DO MEIO AMBIENTE – (BRASIL). Resolução
N°430, de 13 de maio de 2011. Disponível em:
<http://www.mma.gov.br/port/conama/legiabre.cfm?codlegi=646>. Acesso em: 17 de abr.
2012.
CORDEIRO, C. J.D.; PEREIRA, P. S.; DUARTE, A. E.; BARROS, L. M.; SOUZA, M. M.
Prejuízos causados aos catadores que trabalham no lixão do município de Juazeiro do Norte –
CE. Enciclopédia Biosfera, v.8, n. 15; p. 2553,2012. Disponível em:
<http://www.conhecer.org.br/enciclop/2012b/multidisciplinar/prejuizos.pdf>. Acesso em 04
jun 2013.
COSSU, R.; POLCARO, A.; LAVAGNOLO, M. C.; MASCIA, M.; PALMAS, S.;
RENOLDI, F. Electrochemical Treatment of Landfill Leachate: Oxidation at Ti/PbO2 and
Ti/SnO2 Anodes. Environmental Science & Technology, v.32, n. 22, p. 3570-3573, 1998.
Disponível em: <http://pubs.acs.org/doi/pdf/10.1021/es971094o>. Acesso em 15 ago 2012.
DANELON, J. R. B.; LUZ NETTO, F. M.; RODRIGUES, S. C.; Análise do nível de fosforo
total, nitrogênio amoniacal e cloretos nas águas do córrego terra branca no município de
Uberlândia (MG). Revista Geonorte, v.1, n. 4, p.412 – 421, 2012. Disponível em:
<http://www.revistageonorte.ufam.edu.br/attachments/009_an%c3%81lise%20do%20n%c3%
8dvel%20de%20fosforo%20total,%20nitrog%c3%8anio%20amoniacal%20e%20cloretos%20
nas%20%c3%81guas%20do%20c%c3%93rrego%20terra%20branca%20no%20munic%c3%
8dpio%20de%20uberl%c3%82ndia%20%28mg%29.pdf>. Acesso em 09 set 2013.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 52
Daniela Karla de Souza Xavier
ELK, A. G. H. P. V.; Mecanismo de desenvolvimento limpo aplicado a resíduos sólidos.
2007, 37 f.Instituto Brasileiro de Administração Municipal. Disponível em:
<http://www.ibam.org.br/media/arquivos/estudos/03-aterro_mdl_1.pdf>. Acesso em 12 out
2012.
FERNANDES, A.; SPRANGER, P.; FONSECA, A.D.; PACHECO, M.J.; CIRÍACO, L;
LOPES, A. Effect of electrochemical treatments on the biodegradability ofsanitary landfill
leachates. Applied Catalysis B: Environmental, v. 144, p. 514– 520, 2014. Disponível em:
< http://ac.els-cdn.com/S0926337313004736/1-s2.0-S0926337313004736-
main.pdf?_tid=e73d55d6-ec28-11e3-9647-
00000aacb35d&acdnat=1401914797_d22e2fa7b84f23594c819b236fd76084>. Acesso em 15
nov 2014.
FREITAS, T. C. M. O uso e os impactos da reciclagem de cromo em indústrias de curtume
em Mato Grosso do Sul, Brasil.Engenharia sanitária ambiental,v. 11, n. 4, 2006.
Disponível em: <http://www.scielo.br/scielo.php?script=sci_arttext&pid=S1413-
41522006000400002>. Acesso em 02 jan 2012.
FUJI, E. H.; KOGA, D. S.; COUTROUTSOS, Y. N.; KURODA, E. K. Pós-tratamento de
lixiviado de aterro sanitário por filtração direta ascendente em Pedregulho. Fórum
Ambiental da Alta Paulista, v. 9, n 11, p. 520-535, 2013. Disponível em:
<http://amigosdanatureza.org.br/publicacoes/index.php/forum_ambiental/article/view/694/71
8>. Acesso em 14 de Jan 2014.
GHUANI, G.; MANNI, A.; MANNI, E.; TORALDO, M. The impact of an efficient
collection sites location on the zoning phase in municipal solid waste management. Waste
Management, v. 34, n 11, p. 1949–1956, 2014. Disponível em:< http://ac.els-
cdn.com/S0956053X14002529/1-s2.0-S0956053X14002529-main.pdf?_tid=0fb784ca-7cbe-
11e4-82ff-00000aacb361&acdnat=1417811827_bdb10618e05ad67203d40502fa0e3bc2>.
Acesso em 04 dez 2014.
GODECKE, M. V.; CHAVES, I. R.; NAIME, R. H. Gestão de resíduos sólidos urbanos no
brasil: o caso de Canoas, RS. Revista Eletrônica em Gestão, Educação e Tecnologia
Ambiental, v. 7, n. 7, p. 1430-1439, 2012. Disponível em:<
http://cascavel.ufsm.br/revistas/ojs-2.2.2/index.php/reget/article/viewFile/5376/3607>.
Acesso em 19 set 2013.
GOLDER, A. K.; SAMANTA, A. N.; RAY, S. Trivalent chromium removal by
electrocoagulation and characterization of the process sludge.Journal of Chemical
Technology and Biotechnology, v. 82, p. 496–503, 2007. Disponível em:
<http://onlinelibrary.wiley.com/doi/10.1002/jctb.1700/full>. Acesso em 23 out 2012.
GOMES, M. R.; ROGERO, M. M.; TIRAPEGUI, J. Considerações sobre cromo, insulina e
exercício físico. Revista Brasileira de Medicina do Esporte, v. 11, n. 5, 2005. Disponível
em: <http://www.scielo.br/pdf/rbme/v11n5/27585.pdf>. Acesso em 12 out 2012.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 53
Daniela Karla de Souza Xavier
GOUVEIA, N.; PRADO, R.R. Riscos à saúde em áreas próximas a aterros de resíduos sólidos
urbanos. Saúde Pública, v. 5, n. 44, p. 859-66, 2010. Disponível em:
<http://www.scielosp.org/pdf/rsp/v44n5/1633.pdf>. Acesso em 20 set 2013.
GOUVEIA, N. Resíduos sólidos urbanos: impactos socioambientais e perspectiva de manejo
sustentável com inclusão social.Ciência e saúde coletiva. v.17, n. 6, p. 1503-1510, 2012.
Disponível em: <http://www.scielosp.org/pdf/csc/v17n6/v17n6a14.pdf>. Acesso em 19 set
2013
HEGEL, C. G. Z.; CORNÉLIO, P. F. O. Resíduos sólidos urbanos: depósitos irregulares no
munícipio de passo fundo, Rio Grande do Sul, Brasil. Gestão e sustentabilidade ambiental,
v. 2, n.1, p. 5-19, Disponível em:
<http://www.portaldeperiodicos.unisul.br/index.php/gestao_ambiental/article/view/1215>.
Acesso em 17 abr 2014.
HOLT, P. K.; BARTON, G. W.; MITCHELL, C. A. The future for electrocoagulation as a
localised water treatment technology. Chemosphere, v. 59, n. 3, p. 355–367, 2005.
Disponível em: <http://ac.els-cdn.com/S0045653504009774/1-s2.0-S0045653504009774-
main.pdf?_tid=b0ebe546-7cf2-11e4-8160-
00000aab0f02&acdnat=1417834432_af9f56236f2c638ab20e496b6319be1c>. Acesso em 02
fev 2012.
HUNCE, S. Y.; AKGUL, D.; DEMIR, G.; MERTOGLU, B. Solidification/stabilization of
landfill leachate concentrate using different aggregate materials. Waste Management, v. 32,
n.7, p. 1394–1400, 2012. Disponível em: < http://ac.els-cdn.com/S0956053X12001201/1-
s2.0-S0956053X12001201-main.pdf?_tid=366a40be-94ef-11e4-bde2-
00000aab0f01&acdnat=1420471765_00a195d595754c1329e323db81ef00aa>. Acesso em 13
ago 2013.
IACONI, C. D.; ROSSETTI, S.; LOPEZ, A.; RIED, A. Effective treatment of stabilized
municipal landfill leachates. Chemical Engineering Journal, v. 168, n. 3, p. 1085–1092, 2011.
Disponível em: <http://ac.els-cdn.com/S1385894711001367/1-s2.0-S1385894711001367-
main.pdf?_tid=0f12d07c-94f8-11e4-90e7-
00000aacb35f&acdnat=1420475565_a16c2bb9ddf55ae71dd16e7121bb780b>. Acesso em 02
out 2013.
ILHAN, F.; KURT, U.; APAYDIN, O.; GONULLU, M. T. Treatment of leachate by
electrocoagulation using aluminum and iron electrodes. Journal of Hazardous Materials, v.
154, p. 381–389, 2008. Disponível em: <
http://www.yildiz.edu.tr/~filhan/Leachate_Electrocoagulation.pdf>. Acesso em 03 de fev
2012.
IPEA – Instituto de Pesquisa e Economia Aplicada. Diagnósticos dos Resíduos Sólidos
Urbanos, Relatório de Pesquisa, 74 f., 2012. Disponível
em:<http://www.ipea.gov.br/agencia/images/stories/PDFs/relatoriopesquisa/121009_relatorio
_residuos_solidos_urbanos.pdf>. Acesso em 12 mar 2013.
JACOBI, P.; R.; BESEN, G.; R. Gestão de resíduos sólidos em São Paulo: desafios da
sustentabilidade. Estudos Avançados, v. 25 n. 71, 2011. Disponível em: <
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 54
Daniela Karla de Souza Xavier
http://www.scielo.br/scielo.php?pid=S0103-40142011000100010&script=sci_arttext>.
Acesso em 10 Jun 2013.
KHANDEGAR, V.; SAROHA, A. K. Electrocoagulation for the treatment of textile industry
effluent e A review. Journal of Environmental Management, v. 128, p. 949-963, 2013.
Disponível em: < http://ac.els-cdn.com/S0301479713004465/1-s2.0-S0301479713004465-
main.pdf?_tid=d6c87dd0-7ceb-11e4-9655-
00000aacb360&acdnat=1417831489_3df45121f5b791f48dbcc3ae0a5d2840>. Acesso em
08 fev 2014.
KORF, E. P.; MELO, E. F. R. Q.; ANTONIO THOMÉ, A.; ESCOSTEGUY, P. A. V.
RETENÇÃO DE METAIS EM SOLO DA ANTIGA ÁREA DE DISPOSIÇÃO
DE RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS DE PASSO FUNDO – RS. Revista de Ciências
Ambientais, v.2, n.2, p. 43 a 60, 2008. Disponível m: <
http://www.revistas.unilasalle.edu.br/documentos/Rbca/V2_N2/V2_2_RCA_03.pdf>. Acesso
em 14 jan 2012.
KUMAR, N. S.; GOEL, S. Factors influencing arsenic and nitrate removal from drinking
water in a continuous flow electrocoagulation (EC) process. Journal of Hazardous
Materials, v. 173, n. 1–3, 15, p. 528–533, 2010. Disponível em: < http://ac.els-
cdn.com/S0304389409014150/1-s2.0-S0304389409014150-main.pdf?_tid=896ebf58-7cec-
11e4-9247-00000aacb35f&acdnat=1417831788_d7c1903bf8780ccebc4561058509c7cb>.
Acesso em 12 Jun 2012.
KUOKKANEN1, V.; KUOKKANEN, T.; RÄMÖ, J.; LASSI, U. Recent Applications
ofElectrocoagulation in Treatment of Water and Wastewater - A Review. Green and
Sustainable Chemistry, v. 3, p. 89-121, 2013. Disponível em:
<http://www.scirp.org/journal/PaperInformation.aspx?paperID=31993#.VKrmmHuFkZB>.
Acesso em 08 jan 2014.
LEI Nº 12.305, DE 2 DE AGOSTO DE 2010. - Política Nacional de Resíduos Sólidos.
Disponível em: <http://www.planalto.gov.br/ccivil_03/_ato20072010/2010/lei/l12305.htm>.
Acesso em 03 Set 2012.
LI, X. PLETCHER, D.; WALSH, F. C. Electrodeposited lead dioxide coatings. Chemical
Society Reviews, v. 40, p.3879-3894, 2011. Disponível em: <
http://pubs.rsc.org/en/content/articlepdf/2011/cs/c0cs00213e>. Acesso em 25 jun 2012.
LIMA, V. F.; MERÇON, F.Metais Pesados no Ensino de Química. Química Nova na Escola,
v. 33, n. 4, 2011. Disponível em: <http://qnesc.sbq.org.br/online/qnesc33_4/199-CCD-
7510.pdf>. Acesso em 07 nov 2012.
LOPARDO, A. T. V.; FERNANDES, C. V. S. F. Caracterização do Carbono Orgânico para
Avaliação Ambiental da Qualidade da Água — Estudo de Caso do Lago do Parque Barigüi.
Revista Brasileira de Recursos Hídricos, v. 13, n 3, p. 23-34, 2008. Disponível em:
<http://www.abrh.org.br/sgcv3/UserFiles/Sumarios/c75e59f5e9656009defc2530cc4f2220_c1
81dbbd80999eb7e6422d1194524045.pdf>. Acesso em 10 Ago 2012.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 55
Daniela Karla de Souza Xavier
MARTINEZ-HUITLE, C. A.; FERRO, S. Electrochemical oxidation of organic pollutants for
the wastewater treatment: direct and indirect processes.Chemical Society Reviews, v. 35, n.
12, p. 1324–1340, 2006. Disponível em
<http://pubs.rsc.org/en/content/articlepdf/2006/CS/B517632H>Acesso em 14 jan 2012.
MARTINEZ-HUITLE, C. A.; FERRO, S. Electrochemical oxidation of organic pollutants for
the wastewater treatment: direct and indirect processes.Chemical Society Reviews, v. 35, n.
12, p. 1324–1340, 2006. Disponível em
<http://pubs.rsc.org/en/content/articlepdf/2006/CS/B517632H>. Acesso em 15 nov 2012.
MARTÍNEZ-HUITLE, C. A.; ENRIC BRILLAS, E. Decontamination of wastewaters
containing synthetic organic dyes by electrochemical methods: A general review. Applied
Catalysis B: Environmental, v. 87, n 3–4, p. 105–145, 2009. Disponível em: <
http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0926337308003718>. Acesso em 30 Out
2012.
MEUNIER, N.; DROGUI, P.; MERCIER, G; BLAIS, J. F. Treatment of metal-loaded soil
leachates by electrocoagulation. Separation and Purification Technology, v. 67, n. 1,
p.110–116, 2009. Disponível em: <http://ac.els-cdn.com/S1383586609001282/1-s2.0-
S1383586609001282-main.pdf?_tid=d72e1102-ec29-11e3-8bfd-
00000aab0f26&acdnat=1401915200_5808cb897f85cf30046e42f601b90130>. Acesso em 15
out 2013.
MATOS, F. O. M.; MOURA, Q. L.; CONDE, G. B.; MORALES, G. P.; BRASIL, E. C.
Impactos ambientais decorrentes do aterro sanitário da região metropolitana de Belém-PA:
aplicação de ferramentas de melhoria ambiental. Caminhos de Geografia, v. 12, n. 39, p.
297–305, 2011. Disponivel em:
<http://www.seer.ufu.br/index.php/caminhosdegeografia/article/view/16593/9238>. Acesso
em 06 Set 2012.
MAUS, V. W.; COSTA, A. B.; RIGHES, A. A. Tratamento do lixiviado de aterro de resíduos
sólidos urbanos por processo fenton.Tecno-lógica, v.13, n. 1, p.52-59, 2009. Disponível em:
<https://online.unisc.br/seer/index.php/tecnologica/article/view/931/719>. Acesso em 12 jan
2012.
MELLO, V. F. B.; JULIANA ABREU, J. P. G.; FERREIRA, J. M.; JUCÁ, J. F. T.; MOTTA
SOBRINHO, M. A. Variáveis no processo de coagulação/floculação/decantação de lixiviados
de aterros sanitários urbanos. Revista Ambiente & Água. v. 7, n. 1, 2012. Disponível em:
<http://www.scielo.br/pdf/ambiagua/v7n2/v7n2a09.pdf>. Acesso em 15 out 2013.
MOLLAHA, Y. A.; MORKOVSKY, P.; GOMES, J. A. G.; KESMEZ, M.; PARGA, J.;
COCKE, D. L. Fundamentals, present and future perspectives of electrocoagulation. Journal
of Hazardous Materials, v. 114, n 1–3, p. 199–210, 2004. Disponível em: < http://ac.els-
cdn.com/S0304389404004170/1-s2.0-S0304389404004170-main.pdf?_tid=b9fe8a68-7cf1-
11e4-9976-00000aacb361&acdnat=1417834017_b3224fc17dd4498edb49fa6be78cbc19>.
Acesso em 24 jun 2012.
MORAES, P. B.; BERTAZZOLI, R. Electrodegradation of landfill leachate in a flow
electrochemical reactor. Chemosphere, v. 58, n. 1, p. 41–46, 2005. Disponível em:
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 56
Daniela Karla de Souza Xavier
<http://ac.els-cdn.com/S0045653504007957/1-s2.0-S0045653504007957-
main.pdf?_tid=85b55ac4-ec29-11e3-ae18-
00000aacb35f&acdnat=1401915063_8d798980d814f54291daaef8904e5129>. Acesso em 13
ago 2012.
MORAIS, J. L.; SIRTORI, C.; ZAMORA, P. G. P.; Tratamento de chorume de aterro
sanitário por fotocatálise heterogênea integrada a processo biológico convencional. Química
Nova, v.29, n. 1, 2006. Disponível em:
<http://www.scielo.br/scielo.php?script=sci_arttext&pid=S0100-40422006000100005>.
Acesso em 15 de jan 2012.
MORAIS, J. L.; ZAMORA, P. P.; Use of advanced oxidation processes to improve the
biodegradability of mature landfill leachates. Journal of Hazardous Materials, v. 123, p.
181–186, 2005. Disponível em: < http://ac.els-cdn.com/S0304389405001603/1-s2.0-
S0304389405001603-main.pdf?_tid=3062f834-94f7-11e4-96f4-
00000aab0f02&acdnat=1420475191_f08acf870c533e5eef4ca24978bc74f2>. Acesso em 08
nov 2012.
MOREIRA, C. A.; BRAGA, A. C. O.; HANSEN, M. A. F. Estimativa do tempo de produção
de chorume em aterro controlado por meio de medidas de resistividade elétrica. Revista
Brasileira de Geociências, v. 41, n. 3. p. 549-557, 2010. Disponível
em:<http://www.ppegeo.igc.usp.br/pdf/rbg/v41n3/v41n3a14.pdf>. Acesso em 13 ago 2013.
MOUEDHENA, G.; FEKI, M. WERY, M. P.; AYEDI, H. F. Behavior of aluminum
electrodes in electrocoagulation process. Journal of Hazardous Materials, v. 150, n 1, p.
124–135, 2008. Disponível em: < http://ac.els-cdn.com/S0304389407005882/1-s2.0-
S0304389407005882-main.pdf?_tid=c01de450-7cf3-11e4-87b9-
00000aacb360&acdnat=1417834887_ea0e20fd76cce9eaace22eb4a654ebe9>. Acesso em 12
Ago 2013.
MUCELIN, C. A.; BELLIN, M. Lixo e impactos ambientais perceptíveis no ecossistema
urbano. Sociedade & Natureza, v. 20, n. 1, p. 111-124, 2008. Disponível em:
<http://www.scielo.br/pdf/sn/v20n1/a08v20n1>. Acesso em 20 jun 2013.
OLIVEIRA, M. R. C.; MARTINS, J.Caracterização e classificação do resíduo sólido “pó do
balão”, gerado na indústria siderúrgica não integrada a carvão vegetal:- estudo de um caso na
região de Sete Lagoas/MG. Química Nova, v. 26, n. 1, p. 5-9, 2003. Disponível em:
<http://www.scielo.br/scielo.php?script=sci_arttext&pid=S0100-40422003000100002>.
Acesso em 02 Jun 2013.
PACHECO, J. R.; ZAMORA, P. G.P.; Integração de Processos físico-químicos e oxidativos
avançados para remediação de percolado de aterro sanitário (Chorume). Engenharia
Sanitária Ambiental, v.9, n 4, 2004. Disponível em: <
http://www.scielo.br/scielo.php?pid=S1413-41522004000400007&script=sci_arttext>.
Acesso em 02 de mar 2012.
PAGLIUSO, J. D.; REGATTIERI, C. R. Estudo do aproveitamento da energia do biogás
proveniente da incineração do chorume para a geração de eletricidade. Revista Brasileira de
Ciências Ambientais, n.16, 2008. Disponível em: <
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 57
Daniela Karla de Souza Xavier
http://www.rbciamb.com.br/images/online/10_artigo_5_artigos102.pdf>. Acesso em 04 de
Maio 2012.
PALÁCIO, S. M.; CUNHA, M. B.; ESPINOZA-QUIÑONES, F. R.; NOGUEIRA, D.A.
Toxicidade de Metais em Soluções Aquosas: Um Bioensaio para Sala de Aula.Química Nova
na Escola, v. 35, n. 2, p. 79-83, 2013. Disponível em:
<http://qnesc.sbq.org.br/online/qnesc35_2/03-QS-61-11.pdf>. Acesso em 06 abr 2014.
PANIZZA, M.; CERISOLA, G. Direct and mediated anodic oxidation of organic pollutants.
Chemical Reviews, v. 109, n 12, p. 6541–6569, 2009. Disponível
em:<http://pubs.acs.org/doi/pdf/10.1021/cr9001319>. Acesso em 20 set 2012.
PANIZZA, M.; MARTINEZ-HUITLE, C. M.; Role of electrode materials for the anodic
oxidation of a real landfill leachate – Comparison between Ti–Ru–Sn ternary oxide, PbO2 and
boron-doped diamond anode. Chemosphere, v. 90, n. 4, p. 1455–1460, 2013. Disponível em:
<http://ac.els-cdn.com/S0045653512011320/1-s2.0-S0045653512011320-
main.pdf?_tid=02ec604c-ec29-11e3-a77a-
00000aacb35f&acdnat=1401914844_d36cf5ff22cddb6343022036a5a83974>
PERALTA-HERNÁNDEZ, J. M.; MEAS-VONG, Y.; RODRÍGUEZ, F.J.; CHAPMAN, T.
W.; MALDONADO, I.; GODÍNEZ, L. A. In situ electrochemical and photo-electrochemical
generation of the fenton reagent: A potentially important new water treatment technology.
Water Research,v. 40, n. 9, p. 1754–1762, 2006. Disponível em: <http://ac.els-
cdn.com/S0043135406001497/1-s2.0-S0043135406001497-main.pdf?_tid=3aac66b2-ec29-
11e3-b1ac-00000aacb361&acdnat=1401914937_a58ba0fc32231f78664543f9a89ff03b>.
Acesso em 13 ago 2013.
INDIRECT OXIDATION EFFECT IN ELECTROCHEMICAL
PEREIRA, C.; D.; FRANCO, D.; CASTILHOS JUNIOR, A.; B. Implantação de Estação de
Transferência de Resíduos Sólidos Urbanos utilizando Tecnologia SIG. Revista Brasileira de
Ciências Ambientais, n. 27, p. 2176-9478, 2013. Disponível em: <
http://www.rbciamb.com.br/images/online/Materia_7_artigos346.pdf>. Acesso em 10 abr
2013.
PINHEIRO, A. A.; SILVEIRA, T. A.; PEREIRA, F. C. Quantificação dos resíduos sólidos
gerados no município de Picuí/PB. Revista Brasileira de Gestão Ambiental, v.6, n 1, p. 16 –
20, 2012. Disponível em:
<http://www.gvaa.com.br/revista/index.php/RBGA/article/viewFile/1206/1575>. Acesso em
18 jun 2013.
PLS - Projeto de Lei do Senado, Nº 354 de 1989. Disponível em: <
http://www.senado.gov.br/atividade/materia/getPDF.asp?t=74885&tp=1>. Acesso em 26 jul
2013.
PNRS - Política Nacional de Resíduos Sólidos. Lei 12.305/2010, 2011. Disponível
em<http://www.mma.gov.br/estruturas/253/_publicacao/253_publicacao02022012041757.pdf
>. Acesso em: 24 de abr de 2012.
POLAZ, C. N. M.; TEIXEIRA, B. A. N. Indicadores de sustentabilidade para a gestão
municipal de resíduos sólidos urbanos: um estudo para São Carlos (SP). Engenharia
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 58
Daniela Karla de Souza Xavier
Sanitária Ambiental, v. 14, n. 3, p. 411-420, 2009. Disponível em
<http://www.scielo.br/pdf/esa/v14n3/v14n3a15>. Acesso em 20 mar 20012.
Portaria do Ministério do Interior Nº 53 de 01 de Março de 1979. Gerenciamento de
resíduos sólidos. Disponível
em:<http://www.ima.al.gov.br/legislacao/portariasministeriais/Portaria%20nb0%2053.79.pdf
>. Acesso em 08 jul 2012.
RAGHAB, S. M.; EL MEGUID , A. M. A.; HEGAZI, H. A. Treatment of leachate from
municipal solid waste landfill. HBRC Journal, v. 9, n. 2, p.187–192, 2013. Disponível em:
<http://ac.els-cdn.com/S168740481300031X/1-s2.0-S168740481300031X-
main.pdf?_tid=9815bdb8-950b-11e4-8cd0-
00000aab0f6c&acdnat=1420483955_8b20b33e5550ff0946c87dae831130c1>. Acesso em jan
2014.
RAJESHWAR, K.; IBANEZ, J.Environmental Electrochemistry: Fundamentals and
applications in pollution abatement. California: Academic Press Limited, 759f, 1997.
RAMALHO, A. M. Z.; MARTÍNEZ-HUITLE, C. A.; SILVA, D. R. Application of
electrochemical technology for removing petroleum hydrocarbonsfrom produced water using
a DSA-type anode at different flow rates. Fuel, v. 89, n. 2, p. 531–534, 2010. Disponível em:
< http://ac.els-cdn.com/S0016236109003469/1-s2.0-S0016236109003469-
main.pdf?_tid=0737af9c-7d3f-11e4-933e-
00000aacb362&acdnat=1417867218_11d21ebd91e24c58ff961ef49489e0b0>. Acesso em 02
Jun 2012.
RAO, N. N.; ROHIT, M. NITIN, G.; PARAMESWARAN, P. N.; ASTIK, J. K. Kinetics of
electrooxidation of landfill leachate in a three dimensional carbono bed electrochemical
reactor. Chemosphere, v. 76, n. 9, p. 1206–1212, 2009.Disponível em: <http://ac.els-
cdn.com/S0045653509007000/1-s2.0-S0045653509007000-main.pdf?_tid=654c15ea-7d40-
11e4-91a6-00000aacb35e&acdnat=1417867806_4500ff03160c646bc7a4715b6cb47dc7>.
Acesso em 07 fev 2012.
RAO, A. N. S.; VENKATARANGAIAH, V. T. Metal oxide-coated anodes in wastewater
treatment. Environmental Science and Pollution Research, v. 2, p. 3197–3217, 2014.
Disponível em: < http://link.springer.com/article/10.1007%2Fs11356-013-2313-6>. Acesso
em 12 de Nov 2014.
RENOUA, S.; GIVAUDANA, J. G.; POULAINA, S.; DIRASSOUYANB, F.; MOULINC,
P.Landfill leachate treatment: Review and opportunity. Journal of Hazardous Materials, v.
150, n. 3, p. 468–493, 2008. Disponível em: <http://ac.els-cdn.com/S0304389407013593/1-
s2.0-S0304389407013593-main.pdf?_tid=c424e9dc-ec29-11e3-9c5d-
00000aab0f27&acdnat=1401915168_391bacd6663ede91b98742867140119c>. Acesso em 02
Jun 2013.
RICORDEL, C.; DARCHEN, A.; HADJIEV, D. Electrocoagulation–electroflotation as a
surface water treatment for industrial uses. Separation and Purification Technology, v.74,
n. 3, p. 342–347, 2010. Disponível em:
<http://ac.elscdn.com/S1383586610002728/1s2.0S1383586610002728main.pdf?_tid=145059
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 59
Daniela Karla de Souza Xavier
2e7ced11e4aedd00000aab0f27&acdnat=1417832021_c5471848878273a1f27a02ac93bdc440
>. Acesso em 23 Mar 2012.
SANTOS, E. V.; ROCHA, J. H.B.; ARAÚJO, D. M.; MOURA, D. C.; MARTÍNEZ-
HUITLE, C. A. Decontamination of produced water containing petroleum hydrocarbons by
electrochemical methods: a minireview. Environ Sci Pollut Res, v. 21, p. 8432–8441, 2014
Disponível em:<
http://download.springer.com/static/pdf/516/art%253A10.1007%252Fs11356-014-2780-
4.pdf?auth66=1417866514_e4902c5db2afa60e8db3ddce9d10aedd&ext=.pdf>. Acesso em 12
nov 2014.
SOUZA, S. S.; TEIXEIRA, G. F.; Aterro Sanitário: Um problema de Cruz das Almas.
Revista NAU Social, v.3, n. 4, p. 29-37, 2012. Disponível em:
<http://www.periodicos.adm.ufba.br/index.php/rs/article/viewFile/191/161>. Acesso em 12
Set 2013.
SOUZA, A. L.; IZÁRIO FILHO, H. E.; PEIXOTO, A. L. C.; GUIMARÃES, O. L. C.;
LOURES, C. C. A.; SAMANAMUD, G. R. L.; SILVA, M. B. Effects of ferric ions on the
catalytic ozonation process on sanitary landfill leachates. Revista Ambiente & Água - An
Interdisciplinary Journal of Applied Science, v. 8, n. 1, 2013. Disponível em:
<http://www.ambi-agua.net/seer/index.php/ambi-agua/article/view/958/pdf_775>. Acesso em
29 mar 2014.
TCHAMANGO, S.; NANSEU-NJIKI, C. P.; NGAMENI, E.; HADJIEV, D.; DARCHEN, A.
Treatment of dairy effluents by electrocoagulation using aluminium electrodes. Science of
The Total Environment, v. 408, n. 4, p. 947–952, 2010. Disponível em:
<http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0048969709009693>. Acesso em 10 Nov
2012.
THODE FILHO, S.; MARQUES, A. J.; SANTOS, J.; RIBEIRO, K. F.; MEDEIROS, M. R.
A.M.; SANTOS, P. G.; FRANÇA, S. S. Um estudo sobre a composição gravimétrica dos
resíduos sólidos do IFRJ Campus Duque de Caxias, RJ.
Gestão, Educação e Tecnologia Ambiental, v. 18, p. 30- 35, 2014. Disponível em:
<http://cascavel.ufsm.br/revistas/ojs-2.2.2/index.php/reget/article/view/13806/pdf_1>. Acesso
em 25 ago 2014.
TOBA, A. H. Avaliação da aplicação do processo de eletrólise no tratamento do chorume
de aterro sanitário. 2012, 32 f. (Graduação em Engenharia Química) – Departamento de
Engenharia Química. Universidade Federal do Rio Grande do Sul. Porto Alegre, 2012.
Disponível em:
<https://www.lume.ufrgs.br/bitstream/handle/10183/38386/000823848.pdf?sequence=1>.
Acesso em 03 fev 2013.
TROMPETTE, J. L.; VERGNES, H. On the crucial influence of some supporting electrolytes
during electrocoagulation in the presence of aluminum electrodes. Journal of Hazardous
Materials, v. 163, n. 2–3, p. 1282–1288, 2009. Disponível em: < http://ac.els-
cdn.com/S0304389408011448/1-s2.0-S0304389408011448-main.pdf?_tid=f865f8ee-7ced-
11e4-a532-00000aacb35f&acdnat=1417832404_495d3f969fe18395084b019ec0911ff5>.
Acesso em 25 jul 2012.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 60
Daniela Karla de Souza Xavier
VAZ, L. G. L.; KLEN, M. R. F.; VEIT, M. T.; SILVA, E. A.; BARBIERO, T. A.;
BERGAMASCO, R. Avaliação da eficiência de diferentes agentes coagulantes na remoção de
cor e turbidez em efluente de galvanoplastia. Eclética Química, v.35 n. 4, 2010. Disponível
em: < http://www.scielo.br/scielo.php?pid=S0100-46702010000400006&script=sci_arttext>.
Acesso em 20 set 2012.
VERMA, S. K.; KHANDEGAR, V.; SAROHA, A. K.; Removal of Chromium from
Electroplating Industry Effluent Using Electrocoagulation. Journal of Hazardous, Toxic,
and Radioactive Waste, v. 17, p.146-152, 2013. Disponível em: <
http://ascelibrary.org/doi/pdf/10.1061/%28ASCE%29HZ.2153-5515.0000170>. Acesso em
22 de ago 2014.
YAO, P. Perspectives on technology for landfill leachate treatment. Arabian Journal of
Chemistry, 2013. Disponível em: < http://ac.els-cdn.com/S1878535213003298/1-s2.0-
S1878535213003298-main.pdf?_tid=c170280c-7ccd-11e4-8031-
00000aab0f6b&acdnat=1417818568_336c464c9bcd0e7883f8dd71df5b766a>. Acesso em 03
de set de 2014.
ZAVISKA, F.; DROGUI, P.; BLAIS, J. F.; MERCIER, G.; In situ active chlorine generation
for the treatment of dye-containing effluents. Journal of Applied Electrochemistry,v. 39, p.
2397–2408, 2009. Disponível em: < http://link.springer.com/article/10.1007%2Fs10800-009-
9927-x>. Acesso em 12 ago 2012.
ZODI, S.; MERZOUK, B.; POTIER, O.; LAPICQUE, F.; LECLERC, J. P. Direct red 81 dye
removal by a continuous flow electrocoagulation/flotation reactor. Direct red 81 dye removal
by a continuous flow electrocoagulation/flotation reactor. Separation and Purification
Technology. v. 108, n 19, p. 215–222, 2013. Disponível em: < http://ac.els-
cdn.com/S1383586613000749/1-s2.0-S1383586613000749-main.pdf?_tid=45983938-7ce4-
11e4-8110-00000aab0f27&acdnat=1417828239_3548723bf7d7ae39298bd881116b84ac>.
Acesso em 12 ago 2014.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN
Daniela Karla de Souza Xavier
CAPÍTULO 3
USE OF COMBINED ELECTROCHEMICAL APPROACHES FOR
MINERALIZATION AND DETECTION OF HYDROQUINONE USING PbO2
ELECTRODES
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 62
Daniela Karla de Souza Xavier
Use of combined electrochemical approaches for mineralization and detection of
hydroquinone using PbO2 electrodes
Alexsandro Jhones dos Santos1, Daniela Karla de Souza Xavier1, Djalma Ribeiro da Silva1,
Marco Antonio Quiroz2, Carlos A. Martinez-Huitle1*
1 Federal University of Rio Grande do Norte, Institute of Chemistry,
Lagoa Nova CEP 59078-970 - Natal, RN, Brazil
2 Universidad de las Américas Puebla. Grupo de Investigación en Energía y Ambiente.
ExHda. Sta. Catarina Martir s/n, Cholula 72820, Puebla, México.
Abstract: The electrochemical oxidation (EO) of hydroquinone (H2Q) has been performed, in
acidic media, at PbO2 electrode by galvanostatic electrolysis applying 10 and 30 mAcm−2.
The concentration of H2Q during its EO was also monitored by differential pulse voltammetry
(DPV) by using PbO2 electrode. The experimental results of galvanostatic electrolyses
showed that the performances of the process dramatically depend on the applied current
density and in particular, the removal efficiencies obtained at PbO2 anode were 100% and
80%, at 30 and 10 mAcm−2, respectively. Additionally, the electroanalytical technique was
efficiently used as a detection method during H2Q electrooxidation and when DPV analyses
were compared with HPLC method, it achieved a good fit, confidence intervals and limits.
Keywords: Hydroquinone. Electrochemical oxidation. Differential pulse voltammetry.
Electroanalysis.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 63
Daniela Karla de Souza Xavier
3.1 INTRODUCTION
Hydroquinone (1,4-dihydroxybenzene, H2Q) is an isomer of phenolic compounds,
which are considered as environmental pollutants by the US Environmental Protection
Agency (EPA) and the European Union (EU) (XIE et al, 2006). It is widely used in cosmetics,
tanning, pesticides, flavoring agents, medicines, and photography chemicals (WANG et al.,
2003) and can easily be introduced into the environment as pollutants. High concentration of
H2Q can lead to fatigue, headache, and tachycardia to human body and can damage kidney
(KHACHATRYAN et al, 2006; ZHAO et al, 2006). Because of its coexistence in
environmental samples, efficient, versatile as well as highly sensitive and selective, methods
are strongly demanded for the elimination and determination of H2Q.
In this context, electrochemical technologies have a continuous growing importance in
the field of decontamination of effluents (COMNINELLIS; GUOHUA, 2009; CHEN, 2004)
as well as detection of pollutants. In the former, several anodic materials (PANIZZA;
CERISOLA, 2009; MARTINEZ-HUITLE; FERRO, 2006), such as boron-doped diamond
(BDD) (MARTÍNEZ-HUITLE; BRILLAS, 2008; MARTÍNEZ-HUITLE; BRILLAS, 2009),
lead dioxide (MARTINEZ-HUITLE,; PANIZZA, 2010), tin dioxide (COMNINELLIS; DE
BATTISTI, 1996; SIMOND et al, 1997), platinum, graphite, ruthenium oxide, iridium oxide,
etc., have been tested for the destruction of a large variety of model and real wastewaters
(MARTINEZ-HUITLE; FERRO, 2006; PANIZZA; CERISOLA, 2009). However, for the
electrochemical approaches for abatement of pollutants, anodes with high oxygen evolution
over potential (i.e. anodes that are poor catalysts for oxygen evolution reaction), such as
antimony-doped tin oxide, boron-doped diamond (BDD), or lead dioxide (COMNINELLIS;
DE BATTISTI, 1996; CORREA-LOZANO et al., 1997), further complete oxidation of the
organics to CO2. Therefore, they are ideal electrodes for wastewater treatment.
For detection analysis, chromatographic and optical methods are preferable over
electrochemical methods for detecting and quantifying the pollutants concentration remaining
in solution or in the effluent. However, these methods have some drawbacks such as high
cost, low sensitivity, insufficient selectivity and long analysis times. Instead, electrochemical
methods satisfy many of the requirements for such tasks particularly owing to their inherent
specificity, speed of response, more feasible for miniaturization of analysis; sensitivity and
simplicity of preparation respect other techniques as chromatographic and
spectrophotometric.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 64
Daniela Karla de Souza Xavier
Based on this information, we prepared a PbO2 electrode and this sensor was applied
for the quantification of H2Q during its electrochemical oxidation at Pb/PbO2 anode in order
to demonstrate the applicability of the combined electrochemical technologies for
environmental applications as well as its great response respect to chromatographic assays.
3.2 MATERIALS AND METHODS
3.2.1. Reagents
Chemicals were of analytical grade, and all solutions were prepared with MilliQ water.
Two solutions of H2Q were prepared in 0.5 mol L-1 H2SO4, using MilliQ water: (i) 200 mg L-1
(used for electroanalysis procedures as standard solution) and (ii) 50 mg L-1 (used for
electrochemical oxidation experiments).
3.2.2 Preparation of PbO2 electrode
The initial, geometric surface area of the sheet of pure lead, used to prepare the
working electrode, was approximately 20 cm2. After a deep cleaning of the exposed lead
surface (FIGUEIREDO, 2013), the latter was anodized at a current density of 50 mA cm-2
during an electrolysis time of 1.5 h in a 10% H2SO4 solution at 25 °C, in order to oxidize the
lead surface into PbO2 (FIGUEIREDO, 2013; CERRO-LOPEZ et al, 2014), according to
equation 1:
e
e
2 + H 4 + SO + PbO OH 2 + PbSO
2 + PbSO SO + Pb
+2-
4224
4
2-
4
Pb + 2 H2O 4F
PbO2 + 4 H+ + 4 e (1)
3.2.3 Surface Analysis
The surface morphology of PbO2 electrode was investigated by scanning electron
microscopy (SEM). These images were performed with SEM PHILLIPS XL-30 – ESEM with
Sputter Coater BAL-TEC Model SCD-005.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 65
Daniela Karla de Souza Xavier
3.2.4. Analytical methods
Polarization curve measurements were performed using Auto lab model PGSTAT320.
Pb/PbO2 was used as working electrode, Ag/AgCl electrode and Pt wire were used as
reference and counter electrodes, respectively, in H2SO4 0.5 mol L-1.
During the EO tests, the H2Q concentration of collected samples was determined by
differential pulse voltammetry (DPV) with calibration curve. Electrochemical analyses were
carried out by using Autolab model PGSTAT320. DPV measurements were usually
conducted in the potential window from 0.0 to 1.4 V in H2SO4 0.5 mol L-1. The experiments
were carried out at 25°C with a conventional three-electrode system, and applying scan rate of
50 mV s−1; equilibration time of 10 s; modulation time of 0.04 s; initial potential of 0.0 V; end
potential of 1.4 V; step potential of 0.006 V; modulation amplitude of 0.05 V and standby
potential of 0.05 V. A PbO2 electrode with an exposed geometric area of ca. 0.8 mm2 was
used as the working electrode. A platinum wire and an Ag/AgCl (3 mol L−1 KCl) were
employed as the auxiliary and reference electrodes, respectively. Calibration curves for H2Q
were obtained in 0.5 mol L-1 of H2SO4, evaluating the peak intensity as a function of the
analyte concentration, and considering at least sixteen analyte concentrations. Every
experiment was performed by using a newly prepared electrode, in 30 mL of supporting
electrolyte, after that, by adding known volumes of the H2Q solution of 200 mg L-1 in the
measuring vessel.
3.2.5. Electrochemical oxidation experiments
Bulk oxidations were performed in undivided electrochemical cell, the reaction
compartment having a capacity of 0.4 L, and the solution was stirred by a magnetic stirrer.
The experiments of EO of H2Q were performed under galvanostatic conditions by applying 10
and 30 mA cm−2 using a MINIPA power supply under acidic conditions (0.5 mol L-1 H2SO4,
for all experiments). PbO2 was used as anode (a plate with an area of 20 cm2), while a Ti grid
was employed as cathode with an inter-electrode distance of 1.5 cm.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 66
Daniela Karla de Souza Xavier
3.3 RESULTS AND DISCUSSION
3.3.1. Preliminary electrochemical measurements and surface analysis of PbO2 electrode
Important information on the electroactivity of anode surface material can be obtained
prior to anodic oxygen evolution (o.e.) by polarization curve studies. As it can be observed
from Figure 3.1, potentiodynamic experiments indicated that Pb/PbO2 material presents
higher oxygen over potential, which implies that this anode is better electrocatalyst for H2Q
oxidation.
Figure 3.1- Polarization curve of PbO2 electrode in H2SO4 0.5 mol L-1, indicating the values of applied current
density used on electrooxidation experiments. Inset: a) behavior of electrical potential of PbO2
electrode during electrolysis at different applied current densities, b) SEM image of Pb surface
before electrodeposition of PbO2 crystals and c) SEM image of PbO2 crystals formed.
Source: Martinez – Huitle (2014)
Analyzing the current densities values used in this work for anodic oxidation of H2Q
oxidation, it can be inferred that at 10 mA cm-2, lower production of hydroxyl radicals could
be attained. Conversely, higher values of applied current density favors higher production of
hydroxyl radicals, consequently, good performances on electrochemical oxidation must be
achieved. This assertion is in agreement with the results reported by other authors (NASR et
al, 2005; PANIZZA; CERISOLA, 2007). Restricting now our analysis to the behavior of
potential (see Fig. 3.1a), lower values of applied current densities promotes a good potential
stability. Conversely, when 60 mA cm-2 was applied, the electrical potential was stable in the
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 67
Daniela Karla de Souza Xavier
beginning of the electrolysis, after that, an important increase on potential was observed,
indicating instability of the anode surface. However, this behavior will be discussed in next
sections.
Regarding the anode surface obtained, Figure 3.1b shows the SEM image of lead
surface before the electrodeposition of PbO2 with a homogeneous surface without relevant
alterations. On the other hand, the amount of PbO2 formed is evident by small PbO2 crystals
observed by SEM image, showing the characteristic tetrahedral crystal structure (Fig. 3.1c).
3.3.2. Electroanalysis methodology: DPV measurements for H2Q
Before EO experiments, standardization and optimization of electroanalytical
approach was performed in order to use the PbO2 sensor for the quantification of H2Q during
its electrochemical oxidation at Pb/PbO2 anode. To estimate electrochemical characteristics of
PbO2 electrode and decide the working range of potentials, DPV curves were recorded in 0.5
mol L-1 H2SO4 and in solutions containing H2Q.
The working range of potentials was delimited from 0.0 to 1.4 V. Figure 3.2 shows the
voltammograms of 0.5 mol L-1 H2SO4, in the absence (dashed line) and presence of H2Q (bold
line), recorded on PbO2 electrode. As can be seen, in the absence of H2Q, no peak was
observed. However, in the presence of H2Q, an irreversible oxidation peak at ≈0.78 V (vs.
Ag/AgCl) was observed on PbO2 electrode, attributed to EO of H2Q. These experiments
showed that H2Q is electroactive at this material, its oxidation taking place about 1020–1100
mV before the oxygen evolution reaction (O.E.R.).
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 68
Daniela Karla de Souza Xavier
Figure 3.2 - DP voltammogramms recorded at PbO2 electrode, in presence of H2Q in solution. The solution
concentration of H2Q was 50 mg L-1, scan rate of 50 mV s-1 and at 25°C. Dashed black line, 0.5 M H2SO4, as
supporting electrolyte.
Source: Martinez – Huitle (2014)
A linear relationship between peak current and H2Q concentration was obtained using
PbO2 electrode (see Figure3.3). Calibration plot were recorded in a large concentration range
to explore the dynamic and linear ranges: after the expected linear tendency at the lower
concentration levels the slope diminished up to reach an asymptotic value. Each curve was
obtained by evaluating the peak intensity as a function of the analytic concentration, and
considering at least sixteen analytic concentrations (inset in Figure 3.3). The calibration plot
was linear between 3.9±0.14 and 50±0.15 mg L-1, with regression coefficients always larger
than 0.9981. The functional relationship was i/A=(9.93±0.11)×10-7 [H2Q] M +
(1.56±0.33)×10-6 (slope and intercept were the average of six independent calibrations).
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 69
Daniela Karla de Souza Xavier
Figure 3.3 - Calibration plot obtained analysing H2Q standard solutions in the range 3.9 to 50 mg L-1, using
PbO2 electrode.
Source: Martinez – Huitle (2014)
Figure 3.4 also shows that the residuals of the regression are randomly distributed
around the zero, allowing a visual verification of the absence of a significant non linearity
(MILLER; MILLER, 1993; ARAÚJO et al. 2014). It is worth noting that no significant
differences in calibration curves recorded in different days were evidenced. A preliminary
estimation of the Limits of Detection, LOD, was also possible by using the approach based on
the standard deviation of regression (MILLER; MILLER, 1993; ARAÚJO et al, 20140): LOD
= 3 Sy/x / b, where Sy/x is the residual standard deviation and b is the slope of the calibration
plot. On the basis of the results obtained, a LOD of about 2.05±0.12 mg L-1 could be
estimated. This approach allows to control both false positive and false negative errors (a = b
= 0.05) (MILLER; MILLER, 1993).
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 70
Daniela Karla de Souza Xavier
Figure 3.4 -Graphic representation of the weighted residuals behaviour, which confirms the goodness of the
calibration curve.
Source: Martinez – Huitle (2014)
3.3.3. Electrochemical oxidation of H2Q
In order to study the anodic oxidation of H2Q, a set of galvanostatic electrolysis were
performed at 10 and 30 mAcm-2 at 25 °C. During each electrolysis, samples of analyte were
withdrawn and analyzed by DPV analysis to quantify the concentration of H2Q remaining in
the solution.
As can be seen from Figure 3.5, at PbO2 anode, one of the extreme examples of
classical high-oxygen-over potential material and therefore expected to perform quite well in
electrochemical mineralization of organics (CHEN, 2004; PANIZZA; CERISOLA, 2007;
PANIZZA; CERISOLA, 2009; VAZQUEZ-GOMEZ et al, 2012), 100% and 80% of
mineralization of the initial H2Q amount in 180 min was attained by applying 10 and 30 mA
cm−2, respectively.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 71
Daniela Karla de Souza Xavier
Figure 3.5 - Influence of applied current density, as a function of (a) time and (b) charge passed (Q), on H2Q
decay.
Source: Martinez – Huitle (2014)
From the results reported in Figure 3.6, the organic substrate is mineralized, at PbO2,
upon consumption of 4.5 Ah dm−3 at 30 mA cm−2 compared with incomplete elimination
attained at 10 mA cm−2 ( 2.5 Ah dm−3). This experimental evidence supports the idea that the
surface of PbO2 favors the production of OH radicals, after that, these strong oxidant species
react with the organic substrate promoting a fast incineration (PANIZZA; CERISOLA, 2007;
MARTINEZ-HUITLE; PANIZZA, 2010).
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 72
Daniela Karla de Souza Xavier
Figure 3.6 - Influence of applied current density, as a function of (a) time and (b) charge passed (Q), on H2Q
decay.
Source: Martinez – Huitle (2014)
Nevertheless, under soft current conditions (10 mA cm−2), no enough production of
hydroxyl radicals was attained, favoring the formation of hydrated lead dioxide surface,
PbO(OH)2 (PAVLOV, 1992; PAVLOV; MONAHOV, 1996; NASR et al, 2005; PANIZZA;
CERISOLA, 2007; MARTINEZ-HUITLE; PANIZZA, 2010; VAZQUEZ-GOMEZ et al,
2012). This assumption is in agreement with the potentiodynamic measurements showed in
Figure 3.7.
Based on the existing literature (NASR et al, 2005; MARTINEZ-HUITLE; FERRO,
2006; PANIZZA; CERISOLA, 2007; PANIZZA; CERISOLA, 2009), at PbO2 anode, no H2Q
adsorption is attained, due to “non-active” nature of this electrode, but the organic oxidation
clearly involves intermediates that are only available during the oxygen evolution reaction
(hydroxyl radicals). Also, the degradation pathway reported by other authors (DEVILLERS
et al, 1990; NASR et al, 2005; MOCTEZUMA et al, 2011) indicated that hydroquinone (H2Q)
is rapidly oxidized to carboxylic acids (scheme). Only one intermediate is previously formed
before complete aromatic ring fragmentation, however, this by-product is not enough stable
for remain in solution, preferring its oxidation. This assertion is confirmed by no additional
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 73
Daniela Karla de Souza Xavier
peaks observed at DPV analysis, indicating the no eventual formation of hydrobenzoquinone
(HBQ) or benzenetriol (BT).
Figure 3.7 -Oxidation of Hydroquinone a acid carboxylic
Source: Martinez – Huitle (2014)
It is important to mention that, for this electrocatalytic material, PbO2–carbolxylic
acids interaction can be assumed, the carbonyl groups can exhibit a short-range interaction
with surface Pb(IV) sites favoring the elimination of carboxylic acids formed during H2Q
oxidation, as demonstrated by other authors during degradation of diethyl phthalate
(VAZQUEZ-GOMEZ et al, 2012), p-nitrophenol (QUIROZ et al, 2005), chloranilic acid
(MARTINEZ-HUITLE et al, 2004) and glucose (BONFATTI et al, 1999).
In order to strengthen this statement, the H2Q concentration decays were analyzed by
kinetic equations related to simple reaction orders and good linear correlations were found by
using a pseudo-first-order reaction, as presented in inset in the Figure3.8.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 74
Daniela Karla de Souza Xavier
Figure 3.8 - Kinetics behaviour of H2Q degradation, as a function of time, using PbO2.
Source: Martinez – Huitle (2014)
As can be seen, the apparent rate constants of H2Q decay (kapp) increases when an
increase on applied current density was attained. In fact, the apparent rate constant of 7.3×10-3
min-1 at 10 mA cm-2 passes to 1.1×10-2 min-1 at 30 mA cm-2, confirming the higher removal
efficiency at higher current density.
As warmly suggested by other authors (MILLER; MILLER, 1993) the analytical
procedures were applied by maintaining the analytical system under rigorous statistical
control. Thus, the error related with the determination of H2Q, using DPV and HPLC
procedures, was estimated as:
Statistical error (%) = (([H2Q]HPLC – [H2Q]DPV) / [H2Q]HPLC) × 100 (2)
where [H2Q]DPV and [H2Q]HPLC are the concentrations of H2Q determined with HPLC and
DPV, respectively.
As it can be seen in Figure 3.9, the DPV gave reliable results, the statistical error being
below 5% in the majority, i.e. 98%, of the responses; in addition, it is important to highlight
that the average value of H2Q concentration estimated by DPV, at all currents applied, lies
with the concentration of H2Q expected (obtained by HPLC).
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 75
Daniela Karla de Souza Xavier
Figure 3.9- Statistical error, mean (red dashed lines) and standard deviation (red full lines, indicating ± standard
deviation) for the measurements of H2Q concentration performed using DPV with respect to results provided by
HPLC.
Source: Martinez – Huitle (2014)
3.4. CONCLUSIONS
In conclusions, it was possible demonstrating the potentiality of the proposed
electroanalytical procedure for determining H2Q during its EO. Such a sensor is characterized
by a higher sensitivity and reproducibility and the low limit of detection allows reducing
matrix effects by working in highly diluted solutions. Moreover, the proposed procedure is
cheaper than the commonly used chromatographic analysis and then other instrumental
methods involving more toxic or expensive reagents.
In order to compare the results obtained with the proposed procedures, HPLC
experiments were performed to analyze the total amount of H2Q after electrolysis. Ten
samples, during electrolysis at 10 and 30 mA cm-2, were collected and analyzed. According to
the test, there were no significant differences between the HPLC and electroanalytical
procedures at a 95% confidence level.
Restricting now our analysis to EO of H2Q, the present results demonstrate that the
process is strongly dependent on the applied current density. Participation of hydroxyl
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 76
Daniela Karla de Souza Xavier
radicals, formed at PbO2 surface, is an important pre-requisite to an efficient mineralization of
H2Q, demonstrating that this non-active anode is an ideal material for wastewater treatment.
Finally, the H2Q solutions after electrolysis, at 10 and 30 mA cm-2) were analyzed by
electroanalytical methodology reported by Eiband and co-workers, and no evidences of
pollution by Pb+2 were detected. Conversely, when a electrolysis test was performed at 60 mA
cm-2, the contamination of final solution by Pb+2 was achieved. This assumption is confirmed
by the electrochemical stability tests performed (see Figure 3.1a) before the electrooxidation
experiments for elimination of H2Q, where the electrical potential increases when higher
values of applied current densities were used. These experiments also confirm the
applicability of electrochemical oxidation treatment as an alternative for depollution of
effluents using PbO2 anode under soft current conditions to avoid Pb+2pollution.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 77
Daniela Karla de Souza Xavier
REFERENCES
ARAÚJO, E.G.; JHONES DOS SANTOS, A.; DA SILVA, D.R.; SALAZAR, R.;
MARTÍNEZ-HUITLE, C.A. Cysteic Acid-Modified Glassy Carbon Electrode for Monitoring
Oxalic Acid (OA) Concentration During Its Electrochemical Oxidation at Ti/Pt Anode.
Electroanalysis, v. 26, n. 4, p.748-755, 2014. Disponível em:
<http://onlinelibrary.wiley.com/doi/10.1002/elan.201300566/pdf>. Acesso em 02 nov 2014.
BONFATTI, F.; FERRO, S.; LAVEZZO, F.; MALACARNE, M.; LODI, G.; DE BATTISTI,
A.; J.Electrochemical Incineration of Glucose as a Model Organic Substrate. I. Role of the
Electrode Material. Journal of The Electrochemical Society, v. 146, n. 6, p. 2175–2179,
1999. Disponível em: <http://jes.ecsdl.org/content/146/6/2175.full.pdf+html>. Acesso em 12
nov 2013.
BRILLAS, E.; MARTINEZ-HUITLE, C. A. Synthetic Diamond Films: Preparation,
Electrochemistry, Characterization and Applications. 2011, 600 f. Wiley Edition.
CERRO-LOPEZ, M.; MEAS-VONG, Y.; MÉNDEZ-ROJAS, M.A.; MARTÍNEZ-HUITLE,
C.A.; QUIROZ, M.A. Formation and growth of PbO2 inside TiO2 nanotubes for
environmental applications. Applied Catalysis B: Environmental, v. 144, p.174–181, 2014.
Disponível em: <http://ac.els-cdn.com/S0926337313004372/1-s2.0-S0926337313004372-
main.pdf?_tid=6f827e16-7f05-11e4-8d86-
00000aacb35e&acdnat=1418062385_a372be41feb2048785248a4caa06e82d>. Acesso em 14
nov 2014.
CHEN, G. Electrochemical technologies in wastewater treatment, Separation and
Purification Technology, v. 38, n. 1, p. 11-41, 2004. Disponível em: <http://ac.els-
cdn.com/S1383586603002636/1-s2.0-S1383586603002636-main.pdf?_tid=6640668a-7ef9-
11e4-84f8-00000aacb35d&acdnat=1418057215_d4b318f97276fa884718a1d4854ab63a>.
Acesso em 25 out 2013.
COMNINELLIS, C. Electrocatalysis in the electrochemical conversion/combustion of organic
pollutants for waste water treatment. Electrochiica. Acta, v. 39, n. 11-12, p. 1857-1862,
1994. Disponível em: <http://ac.els-cdn.com/0013468694851751/1-s2.0-0013468694851751-
main.pdf?_tid=c11378ce-7f01-11e4-b03c-
00000aab0f01&acdnat=1418060803_5da2a91fdabacc2295aa67e73f155ce1>. Acesso em 14
set 2013.
COMNINELLIS, C.; DE BATTISTI, A. Electrocatalysis in anodicoxidation of organics with
simultaneous oxygen evolution. Journal de Chimie Physique et de Physico-Chimie
Biologique, v. 93, n. 4, p. 673-679, 1996. Disponível em:
<http://infoscience.epfl.ch/record/79794>. Acesso em 12 set 2013.
COMNINELLIS, C.; GUOHUA, C. Electrochemistry for the Environment. 2009, 563 f.;
Springe edition.
CORREA-LOZANO, B.; COMNINELLIS, C.; DE BATTISTI, A. Service life of Ti/SnO2–
Sb2O5 anodes. Journal of Applied Electrochemistry, v. 27, n. 8, p. 970-974, 1997.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 78
Daniela Karla de Souza Xavier
Disponível em: <http://link.springer.com/article/10.1023%2FA%3A1018414005000>.
Acesso em 04 out 2013.
DEVILLERS, J.; BOULE, P.; VASSEUR, P.; PREVOT, P.; STEIMAN, R.; SEIGLE-
MURANDI, F.; BENOIT-GUYOD, J.L.; NENDZA, M.; GRIONI, C.; DIVE, D.;
CHAMBON, P. Environmental and health risks of hydroquinone. Ecotoxicology and
Environmental Safety, v. 19, n. 3, p. 327-354, 1990. Disponível em: <http://ac.els-
cdn.com/0147651390900354/1-s2.0-0147651390900354-main.pdf?_tid=9866f91a-
7f0a11e48ec900000aacb35d&acdnat=1418064601_e7508749f5d23e144be3927d258babb2>.
Acesso em 12 jul 2012.
EIBAND, M. M. S. G.; TRINDADE, K. C. A.; GAMA, K.; MELO, J.V.D.; MARTÍNEZ-
HUITLE, C.A.; FERRO, S.; J.Elimination of Pb2+ through electrocoagulation: Applicability
of adsorptive stripping voltammetry for monitoring the lead concentration during its
elimination, Journal of Electroanalytical Chemistry, v. 717-718, p. 213-218, 2014.
Disponível em: <http://ac.els-cdn.com/S1572665714000538/1-s2.0-S1572665714000538-
main.pdf?_tid=12770742-
7f0e11e49ec800000aacb35f&acdnat=1418066094_fa2ca05b709b1767759a1d9f54b82443>.
Acesso em 04 nov 2014.
FIGUEIREDO, R. S. Confecção e caracterização de eletrodos tridimensionais de PbO2 e
PbO2/SnOx produzidos por anodização para decomposição de compostos orgânicos.
2013.111f. Tese(Doutorado em Engenharia Mecânica) - Faculdade de Engenharia Mecânica,
Universidade Estadual de Campinas, Campinas, 2013. Disponível em:
<http://www.google.com.br/url?sa=t&rct=j&q=&esrc=s&source=web&cd=2&ved=0CCUQF
jAB&url=http%3A%2F%2Fwww.bibliotecadigital.unicamp.br%2Fdocument%2F%3Fdown
%3D000919074&ei=juaFVP6nL9CCgwS3-4PgAw&usg=AFQjCNGHdy5R-
e0Hnu1KnJdxiTHVPPxdLA&bvm=bv.80642063,d.eXY>. Acesso em 08 dez 2014.
FOTI, G.; GANDINI, D.; COMNINELLIS, C.; PERRET, A.; HAENNI, W. Oxidation of
Organics by Intermediates of Water Discharge on IrO2 and Synthetic Diamond Anodes.
Electrochemical and Solid-State, v. 2, p. 228-230, 2009. Disponível em:
<http://esl.ecsdl.org/content/2/5/228.abstract>. Acesso em 15 out 2013.
KHACHATRYAN, L.; ADOUNKPE, J.; MASKOS, Z.; DELLINGER, B. Formation of
Cyclopentadienyl Radical from the Gas-Phase Pyrolysis of Hydroquinone, Catechol, and
Phenol. Environmental Science & Technology, v. 40, n. 16, p. 5071-5076, 2006. Disponível
em: <http://pubs.acs.org/doi/pdf/10.1021/es051878z>. Acesso em 04 jul 2013.
MARTINEZ-HUITLE, C. A.; QUIROZ, M. A.; COMNINELLIS, C.; FERRO, S.; DE
BATTISTI, A. Electrochemical incineration of chloranilic acid using Ti/IrO2, Pb/PbO2 and
Si/BDD electrodes. Electrochimica Acta, v. 50, n. 4, p. 949–956, 2004. Disponível em:
<http://ac.els-cdn.com/S0013468604008461/1-s2.0-S0013468604008461-
main.pdf?_tid=9275747c-7f0b-11e4-b703-
00000aacb35e&acdnat=1418065020_9f98f3f5c3dcba367144fc8104022018>. Acesso em 03
set 2013.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 79
Daniela Karla de Souza Xavier
MARTINEZ-HUITLE, C. A.; FERRO, S. Electrochemical oxidation of organic pollutants for
the wastewater treatment: direct and indirect processes.Chemical Society Reviews, v. 35, n.
12, p. 1324–1340, 2006. Disponível em
<http://pubs.rsc.org/en/content/articlepdf/2006/CS/B517632H>. Acesso em 02 jun 2013.
MARTÍNEZ-HUITLE, C. A.; BRILLAS, E. Electrochemical alternatives for drinking water
disinfection. Angewandte Chemie International Edition, v. 47, n. 11, p. 1998-2005, 2008.
Disponível em: <http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed/18219638>. Acesso em 12 set 2013.
MARTÍNEZ-HUITLE, C. A.; BRILLAS, E. Decontamination of wastewaters containing
synthetic organic dyes by electrochemical methods: A general review. Applied Catalysis B:
Environmental, v. 87, n. 3–4, p. 105–145, 2009. Disponível em:
<http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0926337308003718>. Acesso em 30 out
2012.
MARTINEZ-HUITLE, C. A.; PANIZZA, M. Application of PbO2 anodes for wastewater
treatment. Advances in Chemistry Research, v. 1, p. 269–299. 2010.
MILLER, J. C.; MILLER, J. N. Statistics for Analytical Chemistry, v. 3 Edição E.
Horwood, PTR Prentice Hall, New York 1993.
MOCTEZUMA, E.; ZERMEÑO, B.; ZARAZUA, E.; TORRES-MARTÍNEZ L. M.;
GARCÍA, R. Photocatalytic Degradation of Phenol with Fe-Titania Catalysts. Topics in
Catalysis, v. 54, n. 8-9, p. 496–503, 2011. Disponível em:
<http://link.springer.com/article/10.1007%2Fs11244-011-9613-1>. Acesso em 15 jul 2013.
NASR, B.; ABDELLATIF, G.; CAÑIZARES, P.; SÁEZ, C.; LOBATO, J.; RODRIGO,
M.A.; Electrochemical oxidation of hydroquinone, resorcinol, and catechol on boron-doped
diamond anodes, Environmental science & technology, v. 39, n. 18, p.7234-7239, 2005.
Disponível em:
<http://scholar.google.com/citations?view_op=view_citation&hl=en&user=x51yOVQAAAA
J&citation_for_view=x51yOVQAAAAJ:8k81kl-MbHgC>. Acesso em 15 nov 2013.
PANIZZA, M.; CERISOLA, G.; Electrocatalytic materials for the electrochemical oxidation
of synthetic dyes. Applied Catalysis B: Environmental, v. 75, n. 1-2, p. 95-101, 2007.
Disponível em; <http://ac.els-cdn.com/S0926337307001038/1-s2.0-S0926337307001038-
main.pdf?_tid=6d74b700-7f06-11e4-89c6-
00000aacb35e&acdnat=1418062811_232798fce7782533ecd4139c6d20045b>. Acesso em 15
junh 2013.
PANIZZA, M.; CERISOLA, G. Direct And Mediated Anodic Oxidation of Organic
Pollutants. Chemical Reviews, v. 109,n. 12, p. 6541-6569, 2009. Disponível em:
<http://pubs.acs.org/doi/pdf/10.1021/cr9001319>. Acesso em 14 set 2013.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 80
Daniela Karla de Souza Xavier
PAVLOV, D. The Lead‐Acid Battery Lead Dioxide Active Mass: A Gel‐Crystal System with
Proton and Electron Conductivity. Journal of The Electrochemical Society, v. 139, n. 11, p.
3075-3080, 1992. Disponível em: <http://jes.ecsdl.org/content/139/11/3075.full.pdf+html>.
Acesso em 12 jul 2013.
PAVLOV, D.; MONAHOV, B. J. Mechanism of the Elementary Electrochemical Processes
Taking Place during Oxygen Evolution on the Lead Dioxide Electrode. Journal of the
Electrochemical Sciety, v.143, n. 11, p. 3616-3629, 1996. Disponível em:
<http://jes.ecsdl.org/content/143/11/3616.full.pdf+html>. Acesso em 13 jul 2013.
QUIROZ, M. A.; REYNA, S.; SANCHEZ, J. L. S. Anodic oxidation of pentachlorophenol at
Ti/SnO2 electrodes. Journal of Solid State Electrochemistry, v. 7, n. 5, p. 277-282, 2003.
Disponível em: <http://link.springer.com/article/10.1007%2Fs10008-002-0340-1>. Acesso
em 12 mar 2013.
QUIROZ, M. A.; REYNA, S.; MARTINEZ-HUITLE, C. A.; FERRO, S.; DE BATTISTI, A.;
Electrocatalytic oxidation of p-nitrophenol from aqueous solutions at Pb/PbO2 anodes.
Applied Catalysis B: Environmental, v. 59, n. 3-4, p. 259–266, 2005. Disponível em:
<http://ac.els-cdn.com/S0926337305000925/1-s2.0-S0926337305000925-
main.pdf?_tid=1fbe4120-7f0b-11e4-bd57-
00000aacb361&acdnat=1418064828_7e048a374f10ae0e651cccf426970021>. Acesso em 30
out 2013.
SIMOND, O.; SCHALLER, V.; COMNINELLIS, C. Theoretical model for the anodic
oxidation of organics on metal oxide electrodes, Electrochimica Acta, v. 42, n. 13-14, p.
2009-2012, 1997. Disponível em: <http://ac.els-cdn.com/S0013468697854758/1-s2.0-
S0013468697854758-main.pdf?_tid=655699d6-7f00-11e4-9927-
00000aab0f6c&acdnat=1418060220_1e7a057ae353c7abe983386d7d3a2967>. Acesso em 15
set 2013.
STUCKI, S.; KOTZ, R.; CARCER, B.; SUTER, W. Electrochemical waste water treatment
using high overvoltage anodes Part II: Anode performance and applications. Journal of
Applied Electrochemistry, v. 21, n. 2, p. 99-104, 1991. Disponível em:
<http://link.springer.com/article/10.1007%2FBF01464288>. Acesso em 04 dez 2013.
VAZQUEZ-GOMEZ, L.; DE BATTISTI, A.; FERRO, S.; CERRO, M.; REYNA, S.;
MARTÍNEZ-HUITLE, C.A.; QUIROZ, M.A.; Anodic Oxidation as Green Alternative for
Removing Diethyl Phthalate from Wastewater Using Pb/PbO2 and Ti/SnO2 Anodes. Clean –
Soil, Air, Water, v. 40, n. 4, p. 408–415, 2012. Disponível em:
<http://onlinelibrary.wiley.com/doi/10.1002/clen.201000357/abstract>. Acesso em 15 jun
2013.
XIE, T.; LIU, Q.; SHI, Y.; LIU, Q. J. Simultaneous determination of positional isomers of
benzenediols by capillary zone electrophoresis with square wave amperometric detection.
Journal of Chromatography A, v. 1109, n. 2, p. 317-321, 2006. Disponível em:
<http://ac.els-cdn.com/S0021967306003177/1-s2.0-S0021967306003177-
main.pdf?_tid=cd386022-7ef4-11e4-b8af-
00000aab0f6c&acdnat=1418055240_2924c82efd4e7ab16802f9fc04953bcf>. Acesso em 12
out 2013.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 81
Daniela Karla de Souza Xavier
WANG, J.; PARK, J.N.; WEI, X.Y.; LEE, C. W.Room-temperature heterogeneous
hydroxylation of phenol with hydrogen peroxide over Fe2+, Co2+ ion-exchanged Na β zeolite.
Chemical Communications, v. 7, n. 5, p. 628-629, 2003. Disponível em:
<http://pubs.rsc.org/en/content/articlepdf/2003/cc/b212296k>. Acesso em 12 ago 2013.
ZHAO, G.; LI, M.; HU, Z.; LI, H.; CAO, T. Electrocatalytic redox of hydroquinone by two
forms of l-Proline, Journal of Molecular Catalysis A: Chemical, v. 255, n. 1-3, p. 86-91,
2006. Disponível em: <http://ac.els-cdn.com/S1381116906006649/1-s2.0-
S1381116906006649-main.pdf?_tid=2314d212-7ef7-11e4-b368-
00000aacb361&acdnat=1418056243_4ae768df7861077e1e299bb59494e805>. Acesso em 02
fev 2013.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN
Daniela Karla de Souza Xavier
CAPÍTULO 4
STUDY OF EFFICIENCY OF ELECTROCHEMICAL TREATMENT OF
LEACHATE OBTAINED FROM LANDFILL IN BRAZIL USING ELECTRODE
Ti/PbO2
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 83
Daniela Karla de Souza Xavier
Study of efficiency of electrochemical treatment of leachate effluent obtained from
Brazilian landfill using electrode Ti/PbO2
Daniela Karla de Souza Xavier, Rina Lourena da Silva Medeiros,
Djalma Ribeiro da Silva, Carlos Alberto Martinez-Huitle
Federal University of Rio Grande do Norte, Institute of Chemistry,
Lagoa Nova CEP 59078-970 - Natal, RN, Brazil
Abstract
The leachate is generated mainly by precipitation and filtration processes in waste
decomposition occurring release of water from the waste. The percolated liquid which is the
major source of pollution of landfills containing organic matter in solution, is characterized by
acidic pH, high concentrations of biochemical oxygen demand, various pathogenic
microorganisms and toxic compounds. The heavy metals are also found in leachates, in
concentrations ranging from micrograms to milligrams per liter. Among the advanced
oxidation processes (adsorption, filtration, incineration, Fenton, etc.) used to treat landfill
effluent, until now, the electrochemical oxidation (EO) has received great attention due to its
efficiency, versatility and increased oxidation potential to removing organic and inorganic
pollutants. Therefore, this study aimed to evaluate the performance of electrochemical
treatment of manure effluents obtained from Brazilian landfill using electrodes of Ti / PbO2.
Based on the results, OE promotes efficient elimination of fecal coliforms, reaching 100%
removal. Furthermore, the concentration of heavy metals was significantly reduced.
Furthermore, the mineralization of the dissolved organic matter was lower, as confirmed by
the results of COT.
Keywords: Leachate. Landfill. Solid waste. Electrooxidation.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 84
Daniela Karla de Souza Xavier
4.1INTRODUCTION
Landfills are one of the primary methods currently used for treatment of municipal
solid waste in many countries (DENG; ENGLEHARDT, 2006). The waste fluid produced by
them may cause serious diseases to humans if not properly disposed. This liquid is for med, is
known as slurry, leachate or, percolated liquid with very dark color and very strong smell,
having an acute and chronic toxicity, affecting people and the environment (DENG;
ENGELHARDT, 2006). It also contains with product soft biological decomposition, mineral
elements in solution, acidic pH, high concentrations of biochemical oxygen demand and
potentially several toxic compounds, and pathogenic microorganisms.
Heavy metals are also of the types of contaminants found in leachates, and are often
present in concentrations ranging from micrograms to milligrams per liter (CHRISTENSEN
et al., 2001). It is inevitable that there is certain amount of heavy metals and other harmful
compounds in the waste to the environment because unsorted municipal solid waste is mainly
mixture of plastics, metals and various organic materials. (ØYGARD, et al., 2004).
Leachates generated mainly by precipitation and filtration of waste decomposition
processes occurring in waste and release of water from the waste (PANIZZA et al.,
2010).This large amount of water from decomposition of organic matter a pollute water
resources (KHERADMAND et al., 2010).
Recently, several studies have been reported the application of advanced technologies
for the treatment of sanitary landfill leachates. Among them, the applicability of
electrochemical oxidation to treat these kinds of effluents has been investigated by using
different types of anode materials and several operating factors (ANGLADA et al., 2009;
ZHAO et al., 2010).
Diamond electrodes have been preferentially used as anode material to treat landfill
leachate by electrochemical oxidation (ANGLADA et al., 2009; CABEZA et al., 2007;
FERNANDES et al., 2011; ZHAO et al., 2010). In these studies, the effect of the applied
current density, the initial concentration of chloride ions, the treatment time and the initial pH
were analyzed. They reported that the electro-oxidation process of landfill leachate with BDD
anodes is an efficient technology that is able to completely oxidize the organic matter and
almost all ammonia under appropriate conditions. Their results showed that organic matter
and ammonia oxidation are highly influenced by the applied current density, indicating a
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 85
Daniela Karla de Souza Xavier
change in the mechanism of the organic matter oxidation when high current densities are
applied. Also, the results have demonstrated that, higher chloride concentrations have a
positive influence on the indirect oxidation of ammonium (CABEZA et al., 2007; CABEZA
et al., 2009; PÉREZ et al., 2012; URTIAGA et al., 2012). In all cases, the use of boron doped
diamond (BDD) electrodes has demonstrated that the anodic oxidation can be an efficient
alternative to treat sanitary landfill leachates. However, BDD anodes are fragile and
expensive. Thus, the use of other electrode materials has been studied for the electrochemical
oxidation of sanitary landfill leachates. Ti/PbO2 and Ti/SnO2 have used as electrocatalytic
materials to reduce organic load by electrochemical oxidation (COSSU et al., 1998).
However, no significant differences were found in the behaviors of the two anode materials.
A decrease of COD from 1200 to 150 mg L−1 was achieved by the action of active chlorine
species participation (chlorine or hypochlorite). Also, it contributes to eliminate nitrogen by
Cl-mediated oxidation. Similar behaviors were observed by Chiang and co-
workers (CHIANG et al, 1995) using different anode materials.
Lead oxide is other electrocatalytic material that has been proposed as an efficient
electrode to treat real leachate (PANIZZA et al., 2010; PANIZZA; MARTINEZ-HUITLE,
2013).It is considered a non-active material, similar to BDD anodes; however, PbO2 is less
expensive and more stable. Its effectiveness was verified when a comparative study between
different anode materials (Ti–Ru–Sn ternary oxide, PbO2 and BDD) was performed to treat
electrochemically a landfill leachate. The experimental results indicated that after 8 h of
electrolysis, the TiRuSnO2 anode yields only 35% COD, 52% color and 65% ammonium
removal. Using PbO2, ammonium and color were completely removed, but residual COD was
present. On the contrary, BDD enables complete COD, color and ammonium removal and
also exhibits greater current efficiency along with a significantly lower energy cost compared
to the other electrodes.
Therefore, the aim of this work was to show the oxidation ability of PbO2 anode in the
treatment of a Brazilian landfill leachate. To understand the decontamination of sanitary
effluent, elimination of fecal coliforms, total organic carbon (TOC) and metals present in
leachate were monitored.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 86
Daniela Karla de Souza Xavier
4.2 MATERIALS AND METHODS
4.2.1 Sample collection
The sample of leachate (5 L) was collected in a Brazilian landfill. This sample was
conditioned in an amber glass material, and transported to the laboratory performing the
electrochemical treatment.
4.2.2 Electrochemical Reactor
The electrochemical oxidation treatment was carried out on a laboratory scale using an
electrochemical reactor in batch containing a pair of parallel electrodes, the presence of
magnetic stirring and powered by a DC source. Ti/PbO2 was used as the anode (100 cm2
geometric area), and a Ti mesh was used as the cathode electrode. The distance between the
two electrodes was 10 cm. De Nora Department Electrodes (Milan, Italy) provided the anode
Ti/PbO2 supported. The analytic consisted of 600 ml of leachate as received or by adding a
known amount of sodium chloride (2.5 g L -1). The experiments were performed at 25 ° C
and the stirring rate was maintained nearly constant by using a magnetic stirrer to study the
decontamination by application of 7 mA cm-2 for 2 or 4 hours of electrolysis. The DC Power
Supply Regular MPL 3305 was used during the experiments of electrolysis. During the
analysis, analytic samples were withdrawn and analyzed for coliforms, TOC and heavy
metals.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 87
Daniela Karla de Souza Xavier
4.2.3 Heavy metals determination
After the treatment, 18 ml of the effluent was digested in at digester by adding 2ml of
HNO3concentrated using a microwaves oven, with a power of 600W.This procedure is
according to the USEPA3015A method. After cooling, sample was filtered and dissolved in
50mLofultrapure water. Total concentration of heavy metals (cobalt, copper, chromium, iron,
phosphorus and nickel) was determined by optical emission spectrometry within ductively
coupled plasma using an ICPOES, ModelICAP6300, Thermal Analytical brand.
4.2.4 Determinationofcoliforms
To determine the amount of coliforms eliminated after electrolysis, a 3M
™Petrifilm™kit was used. Petrifilm coliform plates contains with Violet Red bile, a soluble
gelling agent, together with tetrazolium indicator that facilitates colony numeration. This, the
effluents ample was diluted in a relation of 1:10.Then, plates were incubated for 24h. at 35
°C. Finally, the next day was counted the number of colonies formed.
4.2.5DeterminationofTotal Organic Carbon (TOC)
Total organic carbon (TOC) content is an indicator of environmental pollution and
recent environmental laws (CONAMA N° 357/2005) require that it be measured. It is
important for environmental control of water and wastewater. The TOC analyzer used in the
present study was the Analytic Jena Multi N/C 3100. The equipment measures the amount of
Total Carbon (TC) and Inorganic Carbon (IC) in the sample. TOC was estimated by
difference between TC and IC.
4.3 RESULTS AND DISCUSSION
The effluent of the landfill located in Natal (Northeast of Brazil) was characterized to
determine the concentration of heavy metals and other physical-chemical properties (Table
4.1). The effluent contained a concentration of 2097 mg L−1 of TOC, while coliforms was
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 88
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about 6800 ufc/100 ml. Its electric conductivity was around 500 µS cm−1 while the pH was
around 6.3.
Table 4.1- Comparison of the concentration of metals present in the leachate with the limit of concentration for
discharge (CONAMA Resolution 430/2011)
Specie [mg/L] Limit of concentration for discharge
mg L−1
phosphorus 13,81 -
cobalt 0,203 -
copper 0,322 -
chrome 6,822 1,0
iron 92,30 15,0
nickel 21,70 2,0
EO experiments were performed at Ti supported PbO2 by applying 7 mA cm-2, during
2 or 4 h at 25 °C, adding 2.5 g L-1 of NaCl and not. Figure 17shows TOC decay as a function
of time. Results clearly demonstrated that a slight elimination of organic matter was achieved
when the effluent was treated as received. In fact, TOC values were reduced in small
quantities from 2.097 mg L-1 L-1-1975 mg and 1922 mg L-1 after 2 h and 4 h of electrolysis,
which is 5.81% and 8.3% removal, respectively. Nevertheless, when a known amount of NaCl
was added to the leachate, the organic load was modestly improved (see Figure 4.1). Using
similar experimental conditions (7 mA cm-2, during 2 or 4 h at 25 °C), TOC decays 2097 mg
L−1to 1786 mg L−1(14.8%) and 1710 mg L−1 (18.4%) after 2 h and 4 h of electrolysis.
When a current density corresponding to anode potential that is in the region of
oxygen evolution, the organic pollutants (R) present in the landfill leachate can be oxidized by
reaction with physico-sorbed hydroxyl radicals electro generated from water discharge,
promoting an unselective oxidation of organics resulting in the complete combustion,
according to the equation 1.
M + H2O M(OH)ads+ H++ e−
M(OH)ads + R M + CO2 + H2O (1)
This mechanism is specially followed by non-active anodes, like PbO2. Nevertheless, the
efficacy of this treatment depends on the electro catalytic activity of the anode, but, in any
case, during the electrolysis there is a decrease in the catalytic activity of the anode, which is
commonly called ‘the poisoning effect’, due to the formation of a polymer layer/film that
blocks the anode surface. In fact, the organic matter elimination from leachate showed poor
performances when the effluent was treated as received. The rate of such reaction showed a
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Daniela Karla de Souza Xavier
slow kinetic. However, the poisoning effect can be avoided by performing the oxidation in the
potential region of water discharge with simultaneous oxygen evolution or in the presence of
inorganic oxidation mediators, such as chloride ion.
Figure 4.1- Percentage of removal TOC using electrochemical treatment in the presence of Ti
/PbO2electrodewith a density of 7mA / cm2current, time-varying (2hand 4h) treatment in the presence and
absence of electrolyte (2,5 g NaCl).
Source: Xavier (2015)
When the indirect oxidation with active chlorine (gaseous chlorine, hypochlorous acid
or hypochlorite) electro generated from the oxidation of chloride ions present in the treated
wastewater is used (equation 2, 3 and 4), significant contribution in the treatment of the
landfill leachate can be attained.
2 Cl → Cl2 + 2 e (2)
Cl2 + H2O → HOCl + H+ + Cl (3)
HClO + R CO2 + H2O + H+ +Cl- (4)
For this reason, the second series of electrolyses have been performed by applying 7 mA cm-2,
adding 2.5 g L-1 of NaCl. The results were reported in figure 18, which can be explained by
the fact that the landfill leachate contained a chloride concentration promotes the production
of active chlorine species during the electrolyses according to equation 2 and 4.
In order to confirm the oxidation ability of the PbO2anode, coliforms elimination from
real effluent was measured. EO experiments, in the absence of NaCl, achieved a satisfactory
result, after 2 h. Initial coliform values was reduced from 6800 ufc/100 mL to 500 ufc/100 ml,
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 90
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about 92.6 % of removal efficiency. Meanwhile, after 4 h of electrolysis, 95.8 % of removal
was obtained (from 6800 to 280 ufc/100 mL), as illustrated in Figure 4.2.
On the other hand, complete removal of coliforms was attained when 2.5 g of NaCl
was added to the leachate, independent on the electrolysis time. This result is due to the
electrochemical production of active chlorine species on PbO2 (see reaction 2, 3 e 4).
However, it is important to note that, during the electrochemical treatment using PbO2, Pb2+
residues may be released by mechanical anode corrosion by production of Cl2(gas)(XAVIER et
al., 2014).
Figure 4.2 – Percentage of removal coliforms using electrochemical treatment in the presence of
Ti/PbO2electrode with a density of 7mA / cm2current, time-varying (2hand 4h) treatment in the presence and
absence of electrolyte (2,5 g NaCl).
Source: Xavier (2015)
Phosphorus is essential for life; however, the phosphorous is present as phosphate
minerals. Low phosphate levels are an important limit to growth in some aquatic systems. In a
commercial sense, the vast majority of phosphorus compounds are consumed as fertilizers.
Phosphate is needed to replace the phosphorus that plants remove from the soil, and its annual
demand is rising nearly twice as fast as the growth of the human population. Other
applications include the role of organophosphorus compounds in detergents, pesticides, and
nerve agents. For this reason, the elimination of higher concentrations of phosphorous derived
from organic pollutants is a priority.
Leachate contained a concentration of 13.81 mg L−1, during 2h or 4h; it was reduced to
4.2 and 4.3 mg L−1, respectively. These results showed that the phosphorous was significantly
removed. Nevertheless, when the Cl-mediated oxidation process was employed, no significant
improvement in the elimination of phosphorous was registered, as shown in Figure 4.3.
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Figure 4.3 -Percentage of removal total phosphorus using electrochemical treatment in the presence of Ti/PbO2
electrode with a density of 7mA / cm2current,time-varying(2hand 4h) treatment in the presence and absence of
electrolyte (2,5 g NaCl).
Source: Xavier (2015)
Another interesting feature of the leachate is the high concentration of heavy metals.
For this reason, the concentration of cobalt, copper, chromium, iron and nickel was
determined, before and after the EO treatment. These results are reported in the Table 4.2 and
the percentage on removal is reported in the Figures 4.4, 4.5, 4.6, 4.7 and 4.8. In the case of
copper, its concentration was reduced more than 95% in all cases (see Figure 4.5). Although
the initial Cu concentration was low law limit, its elimination via direct and indirect oxidation
contributes to control the pollution by this metal. For cobalt concentration, no limit is
established by Brazilian regulations. However, the cobalt removal achieved about 75% when
direct oxidation of leachate was performed at PbO2 anode by applying 7 mA cm-2, as reported
in Figure4.6. Meanwhile, when Cl-mediated oxidation was used as treatment, a modest
improvement on the cobalt reduction was only attained when 4 h of electrolysis, in presence
of Cl-, was performed (see Figure 4.5). Under similar experimental conditions, chromium
elimination was also monitored. It is important to remark that, high initial Cr concentration
was measured in the effluent as received (6.822 mg L−1). According to Figure 4.4, Cr removal
achieved values, for direct (2h or 4h of electrolysis) and indirect oxidation (2h or 4h of
electrolysis), about 97.4 % (from 6.822 mg L−1 to 0,177 mg L−1); 97,2 % (from 6.822 mg L−1
to 0.190 mg L−1); 97,3 % (from 6.822 mg L−1 to 0.184 mg L−1) and 97,5 % (from 6.822 mg
L−1 to 0.172 mg L−1), respectively. These figures have indicated that (see Figure. 4.6), the
chromium contain was efficiently removed from landfill effluent by reduction processes or
formation of precipitates that are successively converted in sediment.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 92
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Finally, for the case of iron and nickel, their concentration were efficiently removed,
achieving values about 96.8 %; 97.7 %; 97.1 % and 98.5 % for iron, while for Ni, 98.9 %;
98.9 %, 98.9 % and 99.2 %.
Figure 4.4 -Percentage of removal copper using electrochemical treatment in the presence of Ti/PbO2 electrode
with a density of 7mA/cm2current, time-varying (2hand 4h) treatment in the presence and absence of electrolyte
(2,5 g NaCl).
Source: Xavier (2015)
Figure 4.5 -Percentage of removal cobalt using electrochemical treatment in the presence of Ti/PbO2 electrode
with a density of 7mA / cm2current, time-varying (2hand 4h) treatment in the presence and absence of electrolyte
(2,5 g NaCl).
Source: Xavier (2015)
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 93
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Figure 4.6 - Percentage of removal chrome using electrochemical treatment in the presence of Ti/PbO2 electrode
with a density of 7mA/cm2current, time-varying (2hand 4h) treatment in the presence and absence of electrolyte
(2,5 g NaCl).
Source: Xavier (2015)
Figure 4.7 - Percentage of removal iron using electrochemical treatment in the presence of Ti/PbO2electrodewith
a density of 7mA/cm2current, time-varying (2hand 4h) treatment in the presence and absence of electrolyte (2,5
g NaCl).
.
Source: Xavier (2015)
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Figure 4.8 - Percentage of removal nickel using electrochemical treatment in the presence of Ti/PbO2 electrode
with a density of 7mA/cm2current,time-varying (2hand 4h) treatment in the presence and absence of electrolyte
(2,5 g NaCl).
Source: Xavier (2015)
Assessing the electrochemical treatments at Ti/PbO2 electrode, the results obtained
have clearly showed that, direct and Cl-mediated oxidation processes presented a satisfactory
removal efficiency (Table 4.2), allowing that the effluent can be properly disposed in the
environment as established by Brazilian legislations.
Table 4.2 - Metal concentrations in raw wastewater and after the electrochemical experiments
Metal
Raw
wastewaterconcentration
(mg/L)
Test
1(mg/L)
Test
2(mg/L) Test
3(mg/L)
Test
4(mg/L)
Copper 0,322 0,024 0,019 0,022 0,016
Cobalt 0,203 0,051 0,05 0,055 0,033
chrome 6,822 0,177 0,190 0,184 0,172
iron 92,30 2,901 2,145 2,629 1,40
nickel 21,70 0,222 0,226 0,233 0,164
4.4 CONCLUSIONS
Based on the results obtained, the treatment of landfill effluent sanitary proved to be
efficient. High reduction of coliforms as well as the elimination of several heavy metals will
allow to discharge properly this effluent or to treat by biological process to improve its
physical-chemical characteristics in order to avoid environmental problems in the soil and
groundwater. Although the electrochemical treatment was efficient, more studies should be
performed in order to reduce the organic load (TOC) and to avoid the possible Pb2+ pollution
by anode corrosion.
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Daniela Karla de Souza Xavier
REFERENCES
ANGLADA, A.; URTIAGA, A.; ORTIZ, I. Pilot Scale Performance of the Electro-Oxidation
of Landfill Leachate at Boron-Doped Diamond Anodes. Environmental Science &
Technology, v. 43,p. 2035–2040, 2009. Disponível em:
<http://pubs.acs.org/doi/pdf/10.1021/es802748c>. Acesso em 02 jul 2013.
ANGLADA, A.; URTIAGA, A.; ORTIZ, I. Laboratory and pilot plant scale study on the
electrochemical oxidation of landfill leachate. Journal of Hazardous Materials, v. 181, n.
1–3, 15, p. 729–735, 2010. Disponível em: <http://ac.els-cdn.com/S0304389410006564/1-
s2.0-S0304389410006564-main.pdf?_tid=b32367c2-7e59-11e4-bd9f-
00000aacb35f&acdnat=1417988625_7b12067b161cdeffa91620fabb9474e2>. Acesso em 06
jul 2013.
ANGLADA, A.; URTIAGA, A.; ORTIZ, I.; MANTZAVINOS, D.; DIAMADOPOULOS, E.
Boron-doped diamond anodic treatment of landfill leachate: Evaluation of operating variables
and formation of oxidation by-products. Water Research, v. 45, n. 2, p. 828–838, 2011.
Disponível em: <http://ac.els-cdn.com/S0043135410006573/1-s2.0-S0043135410006573-
main.pdf?_tid=6f9d877a-7e5a-11e4-9480-
00000aacb361&acdnat=1417988941_abac86c2d080aa14b1d19d8a5ee9afb4>. Acesso em 03
set 2013.
BRILLAS,E.; SIRE´S, I.; OTURAN, M. A. Electro-Fenton Process and Related
Electrochemical Technologies Based on Fenton’s Reaction.Chemical Reviews, v. 109, n 12,
p. 6570-6631, 2009. Disponível em: <pubs.acs.org/doi/pdf/10.1021/cr900136g>. Acsso em
10 set 2013.
CABEZA, A.; URTIAGA, A.; RIVERO, M. J.; ORTIZ, I. Ammonium removal from landfill
leachate by anodic oxidation. Journal of Hazardous Materials, v. 144, n. 18, p. 715–719,
2007. Disponível em: <http://ac.els-cdn.com/S0304389407001690/1-s2.0-
S0304389407001690-main.pdf?_tid=63e2b36e-7e5b-11e4-be18-
00000aab0f6c&acdnat=1417989351_ddb8c38731af195a391a980a142955da>. Acesso em 04
set 2013.
CABEZA, A.; URTIAGA, A.; ORTIZ, I. Electrochemical Treatment of Landfill Leachates
Using a Boron-Doped Diamond Anode. Journal of Industrial and Engineering Chemistry.
v. 6, p. 1439-1446, 2007. Disponível em: <http://pubs.acs.org/doi/pdf/10.1021/ie061373x>.
Acesso em 09 set 2013
CERRO-LOPEZ, M.; MEAS-VONG, Y.;M.A. MÉNDEZ-ROJAS, M. A.; C.A.
MARTÍNEZ-HUITLE, C. A.; QUIROZ, M. A. Formation and growth of PbO2 inside TiO2
nanotubes for environmental applications. Applied Catalysis B: Environmental, v. 144, p.
174–181, 2014. Disponível em: <http://ac.els-cdn.com/S0926337313004372/1-s2.0-
S0926337313004372-main.pdf?_tid=2804723e-7027-11e4-a436-
00000aab0f6b&acdnat=1416427600_c1392e6a6730243fd73902e5a3aecf73>. Acesso em 05
nov 2014.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 96
Daniela Karla de Souza Xavier
CETESB - Companhia Ambiental do Estado de São Paulo. Significado ambiental e
sanitário das variáveis de qualidade das águas e dos sedimentos e metodologias
analíticas e de amostragem. 2009. Disponívl em:
<http://www.cetesb.sp.gov.br/userfiles/file/agua/aguas-superficiais/variaveis.pdf>. Acesso em
12 de abr 2012.
CHIANG, L. C.; CHANG, J. E.; WEN, T. C.; Indirect oxidation effect in electrochemical
oxidation treatment of landfill leachate. Water Research, v. 29, p. 671–678, 1995.
Disponível em: <http://ac.els-cdn.com/004313549400146X/1-s2.0-004313549400146X-
main.pdf?_tid=5199d992-7e5d-11e4-90f0-
00000aab0f02&acdnat=1417990179_919bd6bbd7e799b6bae448e5bf4ef013>. Acesso em 12
Set 2013.
CHRISTENSE, T. H.; KJELDSEN, P.; BJER, P. L.; JENSEN, D. L.; CHRISTENSE, J. B.;
BAUN, A.; ALBRECHTSEN, H. J.; HERON, . Biogeochemistry of Landfill Leachate
Plumes. Appliede Geochemistry, v. 16, n. 7, p. 659-718, 2001. Diponível em: <http://ac.els-
cdn.com/S0883292700000822/1-s2.0-S0883292700000822-main.pdf?_tid=3002c6c0-af75-
11e3-914e-00000aab0f26&acdnat=1395240540_264fb6a8ed6a6a858f43f906aa296a64>.
Acesso em 3 mar 2013.
CONAMA - CONSELHO NACIONAL DO MEIO AMBIENTE – (BRASIL). Resolução
N°274, de 29 de novembro de 2000. Disponível em:
<http://www.mma.gov.br/port/conama/res/res00/res27400.html>. Acesso em: 17 de abr.
2012.
CONAMA - CONSELHO NACIONAL DO MEIO AMBIENTE – (BRASIL). Resolução
N°430, de 13 de maio de 2011. Disponível em:
<http://www.mma.gov.br/port/conama/legiabre.cfm?codlegi=646>. Acesso em: 17 de abr.
2012.
COSSU, R.; POLCARO, A. M.; LAVAGNOLO, M. C.; MASCIA,M.; PALMAS, S.;
RENOLDI, F. Electrochemical Treatment of Landfill Leachate: Oxidation at Ti/PbO2and
Ti/SnO2 Anodes. Environmental Science & Technology, v. 32, p. 3570-3573, 1998.
Disponível em: <http://pubs.acs.org/doi/pdf/10.1021/es971094o>. Acesso em 04 set 2013.
DENG, Y.; ENGLEHARDT, J. D; Treatment of landfill leachate by the fenton process.
Water Research, v. 40, n.20, p. 3683–3694, 2006. Disponível em: <http://ac.els-
cdn.com/S0043135406004726/1-s2.0-S0043135406004726-main.pdf?_tid=e306b9cc-7016-
11e4-92d0-00000aacb362&acdnat=1416420612_174f495c4361ba367b12fa0e0e2a20be>.
Acesso em jan 2013.
DENG, Y.; ENGLEHARDT, J. D. Electrochemical oxidation for landfill leachate
treatment.Waste Management, v. 27, n. 3, p. 380–388, 2007. Disponível em: <http://ac.els-
cdn.com/S0956053X06000663/1-s2.0-S0956053X06000663-main.pdf?_tid=ea5b2f54-7e5e-
11e4-be18-00000aab0f6c&acdnat=1417990865_1f82504e1b8de2c8925d3b9ceb559895>.
Acesso em 13 Out 2013.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 97
Daniela Karla de Souza Xavier
FEKI, F.; ALOUI, F.; FEKI, M.; SAYADI, S. Electrochemical oxidation post -treatment
of landfill leachatestreated with membrane bioreactor. Chemosphere, v.75, p. 256–
260, 2009. Disponível em:
<https://www.academia.edu/5822916/Electrochemical_oxidation_post-
treatment_of_landfill_leachates_treated_with_membrane_bioreactor>. Acesso em 12 jun
2012.
FERNANDES, A.; PACHECO, M. J.; CIRÍACO, L.; LOPES, A. Anodic oxidation of a
biologically treated leachate on a boron-doped diamond anode. Journal of Hazardous
Materials, v. 199–200, p. 82–87, 2012. Disponível em: <http://ac.els-
cdn.com/S0304389411013148/1-s2.0-S0304389411013148-main.pdf?_tid=7b575d0a-7e61-
11e4-ae54-00000aab0f02&acdnat=1417991967_c903f362034feb55aaf6eb8dde11a162>.
Acesso em 03 jun 2013.
FERNANDES, A.; CATALÃO, E.; CIRÍACO, L.; PACHECO, M. J.; LOPES, A.
Electrochemical treatment of leachates from sanitary landfills. Journal of Electrochemical
Science and Engineering, v. 3, n. 3, p. 125–135, 2013. Disponível: <http://www.jese-
online.org/Articles/Vol_03/No_3/Pdf/jESE_Vol3_No3_p125-135_2013.pdf>. Acesso em 04
mar 2014.
FERNANDES, A.; SPRANGER, P.; FONSECA, A. D.; PACHECO, M. J.; CIRÍACO, L.;
LOPES, A. Effect of electrochemical treatments on the biodegradability of sanitary landfill
leachates.Applied Catalysis B: Environmental, v. 144, p. 514–520, 2014. Disponível em:
<http://ac.els-cdn.com/S0926337313004736/1-s2.0-S0926337313004736-
main.pdf?_tid=7a044c40-7e63-11e4-9a71-
00000aab0f6b&acdnat=1417992824_1eff35ccc3806b6819e3e32f25e77539>. Acesso em 12
set 2014.
MARTINEZ-HUITLE, C. A.; FERRO, S. Electrochemical oxidation of organic pollutants for
the wastewater treatment: direct and indirect processes.Chemical Society Reviews, v. 35, n.
12, p. 1324–1340, 2006. Disponível em:
<http://pubs.rsc.org/en/content/articlepdf/2006/CS/B517632H>. Acesso em 14 jun 2013.
MARTINEZ-HUITLE, C. A.; FERRO, S. Electrochemical oxidation of organic pollutants for
the wastewater treatment: direct and indirect processes.Chemical Society Reviews, v. 35, n.
12, p. 1324–1340, 2006. Disponível em:
<http://pubs.rsc.org/en/content/articlepdf/2006/CS/B517632H>. Acesso em jun 2012.
MEEKER, J. D.; ROSSANO, M. G.; PROTAS, B.; DIAMOND,M. P.; PUSCHECK, E.;
DALY,D.; PANETH, N.; WIRTH, J. J.; Cadmium, Lead, and Other Metals in Relation to
Semen Quality: Human Evidence for Molybdenum as a Male Reproductive Toxicant.
Environmental Health Perspectives, v. 116, n. 11, 2008. Disponível
em:<http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pmc/articles/PMC2592266/pdf/ehp-116-1473.pdf>. Acesso
em out 2012.
ØYGARDA, J. K.; MAGE, A. GJENGEDALA, E.; Estimation of the mass-balance of
selected metals in four sanitary landfills in Western Norway, with emphasis on the heavy
metal content of the deposited waste and the leachate. Water Research, v. 38, n. 12, p. 2851–
2858, 2004. Disponível em:<http://ac.els-cdn.com/S0043135404001721/1-s2.0-
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 98
Daniela Karla de Souza Xavier
S0043135404001721main.pdf?_tid=4b7be6cc-2d23-11e3-
aace00000aab0f27&acdnat=1380911716_4d1f998fbab420b01e90f8ec45336738>. Acesso em
17 jun 2013.
PANIZZA, M.; CERISOLA, G. Direct And Mediated Anodic Oxidation of Organic
Pollutants. Chemical Reviews, v. 109, n. 12, p. 6541–6569, 2009. Disponível em:
<http://pubs.acs.org/doi/pdf/10.1021/cr9001319>. Acesso em 12 set 2013.
PANIZZA, M.; DELUCCHI, M.; SIRÉS, I. Electrochemical process for the treatment of
landfill leachate. Journal of Applied Electrochemistry, v. 40, p. 1721–1727, 2010.
Disponível em: <http://link.springer.com/article/10.1007%2Fs10800-010-0109-7>. Acesso
em 12 Set 2013.
PANIZZA, M.; MARTINEZ-HUITLE, C. M.; Role of electrode materials for the anodic
oxidation of a real landfill leachate – Comparison between Ti–Ru–Sn ternary oxide, PbO2
and boron-doped diamond anode. Chemosphere, v. 90, n. 4, p.1455–1460, 2013. Disponível
em: <http://ac.els-cdn.com/S0045653512011320/1-s2.0-S0045653512011320-
main.pdf?_tid=1f11b806-b071-11e3-b98e-
00000aacb35e&acdnat=1395348745_0d70e62bc6cf6255f4c5d0dcb07084a0>. Acesso em nov
2013.
PERALTA-HERNÁNDEZ, J. M.; MEAS-VONG, Y.; RODRÍGUEZ, F.J.; CHAPMAN, T.
W.; MALDONADO, I.; GODÍNEZ, L. A. In situ electrochemical and photo-electrochemical
generation of the fenton reagent: A potentially important new water treatment technology.
Water Research, v. 40, n. 9, p. 1754–1762, 2006. Disponível em: <http://ac.els-
cdn.com/S0043135406001497/1-s2.0-S0043135406001497-main.pdf?_tid=2abcd846-b073-
11e3-88af-00000aacb361&acdnat=1395349623_4f380ccd288525f62ad0bb23c22e53df>.
Acesso em 02 fev 2013.
PÉREZ, G.; SAIZ, J.; IBAÑEZ, R.; URTIAGA, A.; ORTIZ, I. Assessment of the formation
of inorganic oxidation by-products during the electrocatalytic treatment of ammonium from
landfill leachates. Water Research, v. 46, n. 8, p. 2579–2590, 2012. Disponível em:
<http://ac.els-cdn.com/S0043135412001182/1-s2.0-S0043135412001182-
main.pdf?_tid=f8f02442-7e64-11e4-a48c-
00000aacb361&acdnat=1417993466_e63600a5eac0c3a6e84e24675aa71ecd>. Acesso em 13
set 2013.
URTIAGA, A. RUEDA, A. ANGLADA, I. ORTIZ. Integrated treatment of landfill leachates
including electrooxidation at pilot plant scale. Journal of Hazardous Materials, v. 166, n.
30, p. 1530–1534, 2009. Disponível em: <http://ac.els-cdn.com/S0304389408017299/1-s2.0-
S0304389408017299-main.pdf?_tid=bca4ed96-7e65-11e4-a227-
00000aacb360&acdnat=1417993795_abe0fd5efa509c4b100654dfdcd2afe5>. Acesso em 23
set 2013.
URTIAGA, A.; ORTIZ, I.; ANGLADA, A.; MANTZAVINOS, D.; DIAMADOPOULOS, E.
Kinetic modeling of the electrochemical removal of ammonium and COD from landfill
leachates. Journal of Applied Electrochemistry, v. 42, n. 9, p. 779–786, 2012. Disponível
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 99
Daniela Karla de Souza Xavier
em: <http://link.springer.com/article/10.1007%2Fs10800-012-0458-5>. Acesso em 12 ago
2013.
XAVIER, D.K.S.; PONTES, J.P.S.D.; COSTA, P.R.F.; SOUZA, K.R.; NÓBREGA, D. R. S.;
SILVA, D.R.; MARTINEZ–HUITLE, C.A.Estudo da degradação eletroquímica de coliformes
totais presentes em chorume originado de aterro sanitário brasileiro na ausência e presença de
eletrólito (nacl).In: CONGRESSO BRASILEIRO DE QUÍMICA, 54, 2014, Natal/RN,
Anais... Rio Grandedo Norte, Associação Brasileirade Química, 2014. Disponível em:
<http://www.abq.org.br/cbq/trabalhos_aceitos_detalhes,4833.html>. Acesso em nov 2014.
ZHAO, G.; YANING PANG, LIU, L.; GAO, J.; BAOYING, L. V. Highly efficient and
energy-saving sectional treatment of landfill leachate with a synergistic system of biochemical
treatment and electrochemical oxidation on a boron-doped diamond electrode. Journal of
Hazardous Materials, v. 179, p. 1078–1083, 2010. Disponível em: <http://ac.els-
cdn.com/S0304389410004218/1-s2.0-S0304389410004218-main.pdf?_tid=b15f68a6-7e67-
11e4-b51a-00000aacb35f&acdnat=1417994635_7186d9222869b8fb7134a5c9714ec831>.
Acesso em 03 set 2013.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN
Daniela Karla de Souza Xavier
CAPÍTULO 5
COMPARATIVE STUDY OF ELECTROCHEMICAL TECHNOLOGIES FOR
TREATMENT OF BRAZILIAN LANDFILL LEACHATE
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 101
Daniela Karla de Souza Xavier
Comparative study of electrochemical technologies for treatment of
Brazilian landfill leachate
Daniela Karla de Souza Xavier1, Shirley Feitosa Machado Sena1,
Djalma Ribeiro da Silva1, Carlos Alberto Martinez-Huitle*,1
Federal University of Rio Grande do Norte, Institute of Chemistry,
Lagoa Nova CEP 59078-970 - Natal, RN, Brazil.
Abstract
Due to its properties and composition, landfill leachate is a major environmental
problems related to water pollution. Treatment of leachate in order to completely reduce the
negative impact on the environment, today is a challenge. In order to develop an effective
treatment for the removal of manure pollutants, this paper studied the comparison of
electrochemical technologies (electrochemical oxidation (EO) and electrocoagulation (EC)
using electrodes of Ti / IrO 2-TaO5 and Al, respectively) to treatment of leachate from a
landfill of old municipal solid wastes (average values of TOC 780 mg / L and 266 mg of
ammonium / L). The experiments were performed using a flow cell undivided electrochemical
under galvanostatic conditions. The performance of the electrodes was compared measuring
the TOC evolution time, turbidity, conductivity, total solids, color removal, phosphorus and
heavy metals. The experimental results indicated that after 5 h of EO, the electrode of Ti / IrO
2-TaO5 presented yields only 35% TOC, 52% of color, a slight decrease in conductivity, only
27% decrease of total solids, removing a considerable of phosphorus and metals. Using Al
electrodes, EC treatment promotes an efficient removal of color, but a residual TOC (i.e., 115
mg dm-3) was present, has promoted an increase in the amount of turbidity, conductivity and
total solids due to the presence of coagulants formed in by electrocoagulation and a slight
removal of phosphorus and some metals. These results indicated that the electrochemical
oxidation of the anode Ti / IrO 2-TaO5 is an effective process for the treatment of leachate.
Keywords: Leachate. Landfill. Solid waste. Flow-continuous electrocoagulation. Flow-
continuous electrooxidation.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 102
Daniela Karla de Souza Xavier
5.1 INTRODUCTION
Sanitary landfills are the primary method currently used for municipal solid waste
disposal in many countries, and leachate generated from landfills is a high-strength
wastewater exhibiting acute and chronic toxicity. Untreated leachates can be difused by
groundwater or mix with waters, contributing with the pollution of soil, groundwater, and
surfacewater (DENG; ENGLEHARDT, 2006).
Several types of pollutants can be found in sanitary landfill leachates composition,
such as all types of organic and inorganic compounds, some of them refractory and toxic, and
heavy metals. Due to its complex, recalcitrant and varied composition, sanitary landfill
leachates represent a significant source of pollution, presenting an accumulative, threatening
and detrimental effect to the survival of aquatic life forms and ecological balances. An
inadequate leachate management involves serious risks (LEI et al., 2007).
Many processes have been proposed for the treatment of landfill leachate (Renou et
al., 2008): it can be recirculated to the same landfill, treated by biological methods including
aerobic and anaerobic digestion (LI; ZHAO, 2001), or by physico-chemical processes such as
coagulation (TATSI et al., 2003), floatation (RUBIO et al., 2002), reverse osmosis
(DIPALMA et al., 2002), active carbon adsorption (RIVAS et al., 2006) and oxidation using
Advanced Oxidation Processes (AOPs) (DENG, 2009; SUN et al., 2009).
Among the AOPs, electrochemical technologies are the most studied for the treatment
of sanitary landfill leachate are electrocoagulation (EC), electro-Fenton (EF) and
electrochemical oxidation (EO). Howver, EO is the most promising method (MARTÍNEZ-
HUITLE; FERRO, 2006; PERALTA-HERNANDEZ et al., 2006; BRILLAS et al., 2009;
PANIZZA; CERISOLA, 2009) for the treatment of effluents containing inorganic ions and
refractory organic compounds.
Numerous authors have reported application of the EO process to sanitary landfill
leachates treatment. At the same time, several anode materials have been investigated for EO
of sanitary landfill leachates, being BDD the most studied, followed by Ti/PbO2, Ti/RuO2-
IrO2 and graphite, among others. For example, CHIANG et al., 1995 applied four different
anode materials to treat sanitary landfill leachates: graphite, Ti/PbO2, binary oxide-coated
titanium Ru-Ti oxide (DSA) and ternary Sn-Pd-Ru oxide coated titanium (SPR), and found
that the best results for TOC and ammonium removals were obtained in the following order
SPR > DSA > Ti/PbO2 > graphite. Also, these authors found that chlorine/hypochlorite
production efficiencies of these four anode materials followed the same order, indicating that
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 103
Daniela Karla de Souza Xavier
indirect oxidation could be dominant in landfill leachates EO. The high removals obtained
with SPR anode were attributed to the high current efficiency owned to its high
electrocatalytic activity and high O2 evolution overvoltage.
A deep study on the treatment of landfill leachates using a BDD anode was performed
by the groups of Anglada and Ortiz (CABEZA et al., 2007; CABEZA et al., 2007;
ANGLADA et al., 2009; URTIAGA et al., 2009; ANGLADA et al., 2009; ANGLADA et al.,
2010; ANGLADA et al., 2011). They reported the viability of the electrochemical oxidation
with BDD anode to treat a raw, a biologically and physically pre-treated landfill leachate,
obtaining the complete removal of both TOC and ammonium after 6–8 h. Moreover, they also
evaluated the influence of operating conditions and the possible formation of oxidation by-
products. Finally, due to their encouraging results obtained on a laboratory scale, they
implemented the process at a pilot scale with 1.05 m2 of BDD area, encouraging more studies.
In the case of EC, there are several studies reporting the effect of the electrode
material, iron or aluminum, on the treatment efficiency of sanitary landfill leachates. High
treatment efficiencies were obtained with both electrode materials, depending on the leachate
characteristics and operating variables imposed. TOC removals up to 21,000 mg L-1 after 30
min of electrolysis were reported for both electrode materials (BOUHEZILA et al., 2011). It
is known that, despite the high coagulation efficiency of Al3+, the aluminum electrodes
passivation is detrimental to the reactor performance (LI; ZHAO, 2001) electrocoagulation in
water treatment (COMNINELLIS; CHEN, 2010). The presence of some anions in aqueous
solution can slow down the electrode passivation, especially the presence of Cl- that is known
to largely inhibit the passivation process.
EC is a process that generates coagulant electrochemically from metallic hydroxides
within the effluent to be cleaned, by electro-dissolution of soluble anodes, usually aluminum
or iron. The formed flocs can be skimmed from the surface when the bubbles of hydrogen
produced at the cathode allow flotation, or they settle. Compared with traditional flocculation
and coagulation, electrocoagulation has, in theory, the advantage of removing the smallest
colloidal particles; the smallest charged particles have a greater probability of being
coagulated because of the electric field that sets them in motion
Therefore, the aim of this work is to compare the effectiveness of EO and for
decontamination of landfill leachate in order to comply with the Brazilian legislations
(CONAMA 430/2011) to discharge this kind of effluent.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 104
Daniela Karla de Souza Xavier
5.2 MATERIALS AND METHODS
5.2.1 Leacheate effluent
The leachate was collected from an old municipal solid waste landfill located near the
city of Natal (Brazil). The samples were stored at 5 °C to keep the wastewater characteristics
unaltered, and they were used without any pre-treatment. The main parameters (average
values) of the wastewater were pH = 8.20 turbidity = 145 UNT, 780 mg L-1 of TOC,
conductivity = 20.2 mS cm-1, dissolved solids = 2200 mg L-1, suspended solids= 355 mg L-1
and total amount of solids = 2555 mg L-1.
5.2.2 Electrochemical treatment
The bulk electrochemical oxidations were conducted using an undivided electrolytic
flow cell under galvanostatic conditions, applying 10, 20 and 30 mA/cm2 using a power
supply. For the treatment, the landfill leachate was kept in a thermostated glass reservoir of 1
L and it was recirculated through the electrolytic cell by means of a centrifugal pump working
with a flow rate of 151 L dm-3 (Figure 5.1). Ti/IrO2-TaO5 was used as anode and Ti as
cathode during EO treatments; while Al electrodes (anode and cathode) were used for EC
experiments. In both cases, both electrodes were of disk format with a geometric area of 63.5
cm2 each and an interelectrode gap of 0.5 cm. Ti/IrO2-TaO5 was supplied by De Nora
Electrodes Department (Milan, Italy). Due to the advantages of chloride used (active chlorine
species production at Ti/IrO2-TaO5 and evade passivation at Al), a known amount of NaCl
was added to the effluent to compare with the treatment of it, as received. All experimental
conditions were reported in Table 5.1.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 105
Daniela Karla de Souza Xavier
Figure 5.1 - Functional diagram of the continuous flow of continuous-flow electrochemical reactor: tank with a
capacity of one liter of effluent (a) tank (b) pump (c) the flow path (d) electrodes (e) current source continuous
(f) Teflon plates (g) tabs seals (h) screws (i) nuts
Source: Adapted COSTA (2014).
Table 5.1 - Experiment Electrochemical reactor in batch
ENSAIOS
TEST CONDITIONS
Electrode Treatment type Current density
(mA/cm2)
Treatment
time (h) Electrolyte
Test 1 Ti/IrO2 –TaO5/Ti Electrooxidation 10 5 -
Test 2 Ti/IrO2 –TaO5/Ti Electrooxidation 20 5 -
Test 3 Ti/IrO2 –TaO5/Ti Electrooxidation 30 5 -
Test 4 Ti/IrO2 –TaO5/Ti Electrooxidation 10 5 1,0 g NaCl
Test 5 Ti/IrO2 –TaO5/Ti Electrooxidation 20 5 1,0 g NaCl
Test 6 Ti/IrO2 –TaO5/Ti Electrooxidation 30 5 1,0 g NaCl
Test 7 Al/Al Electrocoagulation 10 5 -
Test 8 Al/Al Electrocoagulation 20 5 -
Test 9 Al/Al Electrocoagulation 30 5 -
Test 10 Al/Al Electrocoagulation 10 5 1,0 g NaCl
Test 11 Al/Al Electrocoagulation 20 5 1,0 g NaCl
Test 12 Al/Al Electrocoagulation 30 5 1,0 g NaCl
5.2.3 Analytical procedures
During the experiments, bulk samples were withdrawn from the reservoir at regular
intervals and conveniently analysed. Turbidity, conductivity, total solids (dissolved and
suspended solids), total organic carbon (TOC), color, and heavy metal reduction/variations
were determinated. Total organic carbon (TOC) content is an indicator of environmental
pollution and recent environmental laws (CONAMA N° 357/2005) require that it be
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 106
Daniela Karla de Souza Xavier
measured. It is important for environmental control of water and wastewater. The TOC
analyzer used in the present study was the Analytik Jena Multi N/C 3100. The equipment
measures the amount of Total Carbon (TC) and Inorganic Carbon (IC) in the sample. TOC
was estimated by difference between TC and IC.
The absorbance of the solutions was measured on a spectrophotometer (Figure 5.2) at
different UV/Visible wavelengths using 1 cm path-length cells.
Figure 5.2 – Color removal - Spectrophotometer SPERCORD 210 PLUS, Analytic Jena.
Source: SENNA (2014)
The percentage of color removal was calculated from the expression:
100 =(%) removalColor 0
0
A
AA t (1)
where A0 and At are the absorbance, at initial time and time t for λmax = 470 nm,
respectively. The specific energy consumption (Ec, in kWh m-3) was obtained as follows:
3600 = E cell
c
V
tIU
(2)
where Ucell is the average cell voltage (V), I is the current (A), t is the electrolysis time (s),
and V is the volume of the treated solution (L).
Before and after the treatment, 18 ml of the effluent was digested in a Teflon vessel digester
by adding 2 ml of HNO3 concentrated using a microwaves oven, CEM 3283 MARS with a
power of 600 W. This procedure is according to the USEPA 3015A method. After cooling,
sample was filtered and dissolved in 50 mL of ultrapure water. Total concentration of heavy
metals (barium, chromium, lithium, manganese and zinc) was determined by optical emission
spectrometry with inductively coupled plasma using an ICP OES, Model ICAP 6300, Thermo
Analytical brand. Phosphorous was also determined.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 107
Daniela Karla de Souza Xavier
5.3 RESULTS AND DISCUSSIONS
5.3.1 Turbidity
The turbidity is a relative parameter, being that during EO at Ti/IrO2-TaO5, it varies
depending on the applied current density as well as the presence of NaCl in the effluent (Fig.
5.3). However, turbidity was efficiently reduced within a range from 35 to 50%. Conversely,
EC provokes a significant increase on the turbidity, being more evident when NaCl was added
in the leacheate (Fig. 5.3). During EC using Al electrodes, under the same conditions used in
the continuous EO, no turbidity removal efficiency was achieved. An increase in the values
was attained 10 mAcm-2 without electrolyte (143.5-554.5 NTU) 20 mAcm-2 without
electrolyte (143.5-2500 NTU); 30 mAcm-2 without electrolyte (143.5-5440 NTU); 10 mAcm-2
with electrolyte (143.5-4930 NTU); 20 mAcm-2 with electrolyte (143.5-6660 NTU) and 30
mAcm-2 with electrolyte (143.5-7770 NTU).
Probably, EO was more efficient that EC because it promotes the elimination of
dissolved organic matter, increasing the clarity of the wastewater. In contrast, EC produces
coagulants that promote the increase of the turbidity in the effluent, being necessary a
sedimentation or decantation procedure.
Figure 5.3 – Removal percentage of turbidity leachate after electrooxidation in continuous flow, using the
electrode Ti/IrO2-TaO5/Ti with a current density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density
(10-20-30 mAcm-2) with electrolyte a time of 5h
Source: XAVIER (2015)
10 20 30 10 20 30
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45without NaCl
without NaCl
without NaCl
with NaCl
with NaCl
with NaCl
Current Density (mA/cm2)
Perc
en
tag
e R
em
oval
(%)
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 108
Daniela Karla de Souza Xavier
Figure 5.4 - Turbidity concentration present in leachate after electrocoagulation in continuous flow, using the
electrode Al/Al with a current density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density (10-20-30
mAcm-2) with electrolyte a time of 5h
Source: XAVIER (2015)
5.3.2 Conductivity
During OE using Ti/IrO2-TaO5, conductivity varied modestely after 5 h of electrolysis,
as showed in Figure 5.5. Conversely, when NaCl was added, conductivity was maintained
stable.
Figure 5.5 - Electrical conductivity present in the leachate after electrooxidation in continuous flow, using the
electrode Ti/IrO2-TaO5/Ti with a current density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density
(10-20-30 mAcm-2) with electrolyte a time of 5h
Source: XAVIER (2015)
Meanwhile, a slight decrease on the conductivity was observed when EC was used as
treatement, according to Figure 5.6. It is due to various mechanisms such as ionic
complexation or ion exchange active sites on the surface of the flake, bringing the suspension
10 20 30 10 20 30
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
8000without NaCl
without NaCl
without NaCl
with NaCl
with NaCl
with NaCl
Current Density (mA/cm2)
Co
ncen
trati
on
(N
TU
)
10 20 30 10 20 30
0
5
10
15
20without NaCl
without NaCl
without NaCl
with NaCl
with NaCl
with NaCl
Current Density (mA/cm2)
Co
nd
ucti
vit
y (
µs/c
m)
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 109
Daniela Karla de Souza Xavier
salts and thereby decreasing the electrical conductivity through destabilization of the Al
electrode.
Figure 5.6 - Electrical conductivity present in the leachate after electrocoagulation in continuous flow, using the
electrode Al/Al with a current density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density (10-20-30
mAcm-2) with electrolyte a time of 5h
Source: XAVIER (2015)
5.3.3 Total Solids
When the wastewater is treated by EO, the concentration of dissolved and suspended
solids decrease, as shown in Table 5.2, and consequently, the total amount of solids
decreased. This behavior was independent on the applied current density as well as NaCl
concentration in the leacheate. However, the reduction of solids in the landfill effluent was
unimportant, about 27%, in all cases.
Table 5.2 - Solid Concentration of Dissolved, Suspended Solids and Total Solids present in the treated slurry
after electrooxidation with Ti/IrO2-TaO5/Ti
Dissolved Solids
(DS) (mg/L)
Suspended Solids
(SS) (mg/L)
Total Solids
(TS) (mg/L)
Gross sample (mg/L) 2200 355 2555
Electro Continuous Flow
Ti/IrO2–Ta2O5/Ti
10 mA/cm2 without NaCl 1800 216 2016
20 mA/cm2 without NaCl 1770 208 1978
30 mA/cm2 without NaCl 1750 202 1952
10 mA/cm2 with 1,0 g NaCl 1700 160 1860
20 mA/cm2 with 1,0 g NaCl 1700 154 1854
30 mA/cm2 with 1,0 g NaCl 1700 141 1841
For EC treatment, in some cases, the amount of total solids exceeds the initial value of
real effluent, increasing the concentration of suspended solids present in the sample,
2h 4h 2h 4h
0
5
10
15
20without NaCl
without NaCl
without NaCl
with NaCl
with NaCl
with NaCl
Current Density (mA/cm2)
Co
nd
ucti
vit
y (
µs/c
m)
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 110
Daniela Karla de Souza Xavier
according to Table 5..3 This increase is due to small particles and other pollutants that can be
destabilized by Al3+ ions, producing a suspension (FOCUS; Teran, 2007).
Table 5.3 - Solid Concentration of Dissolved, Suspended Solids and Total Solids present in the treated slurry
after electrocoagulation with Al / Al
Dissolved Solids
(DS) (mg/L)
Suspended Solids
(SS) (mg/L)
Total Solids (TS)
(mg/L)
Gross sample (mg/L) 2200 355 2555
Electrocoagulation Continuous
Flow
10 mA/cm2 without NaCl 1700 671 2371
20 mA/cm2 without NaCl 1740 3220 4960
30 mA/cm2 without NaCl 1520 10700 12220
10 mA/cm2 with 1,0 g de NaCl 1450 4590 6040
20 mA/cm2 with 1,0 g de NaCl 1360 11960 13320
30 mA/cm2 with 1,0 g deNaCl 11,6 13360 13371,6
5.3.4 Total Organic Carbon (TOC)
EO experiments were performed at Ti/IrO2-TaO5 by applying 10, 20 and 30 mA cm-2,
during 5 h at 25 °C, adding 1.0 g L-1 of NaCl or not. Figure 5.7 shows TOC removal as a
function of current density. Results clearly demonstrated that a slight increase of organic
matter was achieved when the effluent was treated as received. TOC values varied from 714
mg L−1 to 776.9 mg L−1, 891.2 mg L−1, 824.0 mg L−1, 833.1 mg L−1, 914.8 mg L−1and 847.0
mg L−1 after 5 h of electrolysis, as received or adding 1.0 g L-1 of NaCl in the effluent,
respectively.
When a current density corresponding to anode potential that is in the region of oxygen
evolution, the organic pollutants (R) present in the landfill leachate can be oxidized by
reaction with chemi-sorbed active oxygen electrogenerated by the transition of oxygen from
the adsorbed hydroxyl radicals to the lattice of oxide anode, forming the so called higher
oxide (reactions 3-4):
M(OH)ads MO + H+ + e (3)
MO + R M + RO (4)
The higher oxide usually gives only selective and partial oxidation with the formation
of organic intermediates (RO). This mechanism is specially followed by active anodes, like
Ti/IrO2-TaO5. Nevertheless, the efficacy of this treatment depends on the electrocatalytic
activity of the anode that can soffer a decrease in the catalytic activity due to the commonly
called ‘the poisoning effect’. It is the formation of a polymer layer/film that blocks the anode
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 111
Daniela Karla de Souza Xavier
surface. In fact, the organic matter elimination from leachate showed poor performances when
the effluent was treated as received.
Although the poisoning effect can be avoided by the presence of inorganic oxidation
mediators, such as chloride ion; in this case, the anode surface did not achieve good
performances.
Figure 5.7 - Total Organic Carbon Concentration present in leachate after electrooxidation in continuous flow,
using the electrode Ti/IrO2-TaO5/Ti with a current density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current
density (10-20-30 mAcm-2) with electrolyte a time of 5h
Source: XAVIER (2015)
Nevertheless, when EC approach was employed; the organic load was modestly
improved (see Fig. 5.8) when an amount of NaCl was added to the leachate. Using similar
experimental conditions (10, 20 and 30 mA cm-2 at 25 °C) for treating the effluent as received
by EC, no significant decay of TOC was observed from 714 mg L−1 to 1786 mg L−1, 1786 mg
L−1 and 1710 mg L−1 after 5 h of electrolysis, respectively. However, when 1.0 g L-1 of NaCl
was added in the effluent; TOC values were reduced from 714 mg L−1 to 776.9 mg L−1, 891.2
mg L−1 and 847.0 mg L−1 after 5 h of electrolysis, due to the presence of chloride ion that
ihibites the poisoning effect at Al surfaces. Then, reduction of organic matter by EC can be
attributed to the electrochemical formation of aluminum coagulants (MORENO-CASILLAS
et al, 2007; RICORDEL et al, 2010; Zodiac et al 2013).
10 20 30 10 20 30
0
250
500
750
1000without NaCl
without NaCl
without NaCl
with NaCl
with NaCl
with NaCl
Current Density (mA/cm2)
Co
ncen
trati
on
(m
g/L
)
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 112
Daniela Karla de Souza Xavier
Figure 5.8 - Total Organic Carbon Concentration present in the leachate after electrocoagulation in continuous
flow, using the electrode Al/Al with a current density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current
density (10-20-30 mAcm-2) with electrolyte a time of 5h
Source: XAVIER (2015)
5.3.5 Metals and Total Phosphorus
The amount of Total Phosphorus showed a concentration of 6.9 mg / L in the effluent
collected to perform the tests developed with the electrode of Ti/IrO2-TaO5/Ti.
When treatment is performed, the current density in mA/cm2 undergoes variation (10,
20,30), with and without electrolyte (NaCl 1g), where in both tests, only the first test
performed with this type of electrode has a reduction in the concentration of 6.9 mg/L to 6.1
mg/L, causing a removal of only 11.6 %. The others had a non-significant increase in the
phosphorous concentration disfavoring treatment, as shown in Figure 5.9.
Figure 5.9 - Removal percentage of total phosphorus leachate after electrooxidation in continuous flow, using
the electrode Ti/IrO2-TaO5/Ti with a current density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current
density (10-20-30 mAcm-2) with electrolyte a time of 5h
Source: XAVIER (2015)
10 20 30 10 20 30
0
100
200
300
400
500
600
700
800without NaCl
without NaCl
without NaCl
with NaCl
with NaCl
with NaCl
Current Density (mA/cm2)
Co
ncen
trati
on
(m
g/L
)
10 20 30 10 20 30
0123456789
101112
without NaCl
without NaCl
without NaCl
with NaCl
with NaCl
with NaCl
Current Density (mA/cm2)
Perc
en
tag
e R
em
oval
(%)
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Daniela Karla de Souza Xavier
The amount removed after electrocoagulation Al/Al was only 22%, as illustrated in
Figure 5.10 occurring only at current density of 10 mA/cm2 and without the presence of
electrolyte. The other trials were not satisfactory, since these present removal rate.
Figure 5.10 - Removal percentage of total phosphorus leachate after electrocoagulation in continuous flow,
using the electrode Al/Al with a current density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density
(10-20-30 mAcm-2) with electrolyte a time of 5h
Source: XAVIER (2015)
When it refers to the amount of heavy metals, the manure was analyzed and then
compared their results with CONAMA Resolution 430/2011, as shown in Table 5.4, so that if
initiate new tests using electro streaming in electrode presence of Ti/IrO2-TaO5/Ti varying the
current density (10, 20, 30) mA/cm2 in the absence and presence of electrolyte (NaCl 1.0 g), a
total of six tests.
Table 5.4 - Comparison of the concentration of metals present in the slurry with Maximum Value Allowed by
CONAMA Resolution 430/2011 (mg / L)
Heavy Metals
Heavy metals concentration
present in manure Gross
(mg/L)
Maximum Amount Allowed
by Resolution CONAMA
430/2011 (mg/L)
Barium 0,056 5,0
Chrome 0,145 -
Lithium 0,009 -
Manganese 0,028 1,0
Zinc 2,335 5,0
When analyzed the results obtained and compared with the ceiling allow the
legislation, it is noticed that the metal concentrations are below the allowed limit and this can
be justified due to the effluent when collected have suffered dilution due to the rainy season.
But this does not mean that it does not suffer treatment, because it can not happen often for
the occurrence of natural dilution.
10 20 30 10 20 30
0
5
10
15
20
25without NaCl
without NaCl
without NaCl
with NaCl
with NaCl
with NaCl
Current Density (mA/cm2)
Perc
en
tag
e R
em
oval
(%)
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 114
Daniela Karla de Souza Xavier
The results for all characterized metals showed a removal percentage for some very
approximate, as for example, chromium (Cr), which showed 25.5% in the first removal test
(0.145 mg / L to 0.108 mg / L), removing the second experiment showed 20.7% (0.145 mg / L
to 0.108 mg / L); In the third trial was more efficient removal reaching a removal of 42.1%
(0.145 mg / L to 0.084 mg / L) in the following tests, the presence of electrolyte, the results
were 28.3% (0.145 mg / L to 0.104 mg / L), 26.9% (0,145 mg / L for 0,106,9 mg / L) and
29.7% (0.145 mg / L to 0.102 mg / L), respectively, as is shown in Figure 5.11.
Figure 5.11 - Removal percentage of chrome leachate after electrooxidation in continuous flow, using the
electrode Ti/IrO2-TaO5/Ti with a current density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density
(10-20-30 mAcm-2) with electrolyte a time of 5h
Source: XAVIER (2015)
The metal barium (Ba) showed no removal efficiency in any experiment, an increase
in the concentration of the same in all tests (first trial - of 0.056 mg / L to 0.092 mg / L;
second test - 0.056 mg / L to 0.086; third test - 0.056 mg / L to 0.076 mg / L, fourth assay -
0.056 mg / L to 0.093; fifth test - 0.056 mg / L to 0.074 mg / L, sixth test - 0.056 mg / L to
0.092 mg / L), as shown in Figure 5.12.
10 20 30 10 20 30
0
10
20
30
40
50without NaCl
without NaCl
without NaCl
with NaCl
with NaCl
with NaCl
Current Density (mA/cm2)
Perc
en
tag
e R
em
oval
(%)
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 115
Daniela Karla de Souza Xavier
Figure 5.12 - Removal percentage of barium leachate after electrooxidation in continuous flow, using the
electrode Ti/IrO2-TaO5/Ti with a current density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density
(10-20-30 mAcm-2) with electrolyte a time of 5h
Source: XAVIER (2015)
Since the lithium (Li), according to Figure 5.13, the removal efficiency in the first
three tests with a current density of 10, 20 and 30 mA / cm2 without the presence of
electrolyte, was 22.2% (from 0.009 mg / L to 0.007 mg / L). In tests with the same conditions
of the three, only adding the electrolyte (NaCl 1.0 g), the potential removal has declined,
reaching only 11% removal (0.009 mg / L to 0.008 mg / L).
Figure 5.13 - Removal percentage of lithium leachate after electrooxidation in continuous flow, using the
electrode Ti/IrO2-TaO5/Ti with a current density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density
(10-20-30 mAcm-2) with electrolyte a time of 5h
Source: XAVIER (2015)
In the case of manganese (Mn), it showed 53.7% removal (0.028 mg / L to 0.013 mg / L);
69.7% (0.028 mg / L to 0.011 mg / L) and 21.4% (0.028 mg / L to 0.022 mg / L) for the first
three tests (10, 20, 30) mA / cm2 without electrolyte. In the presence of electrolyte (NaCl 1.0
10 20 30 10 20 30
0
5
10
15
20without NaCl
without NaCl
without NaCl
with NaCl
with NaCl
with NaCl
Current Density (mA/cm2)
Perc
en
tag
e R
em
oval
(%)
10 20 30 10 20 30
0
10
20
30without NaCl
without NaCl
without NaCl
with NaCl
with NaCl
with NaCl
Current Density (mA/cm2)
Perc
en
tag
e R
em
oval
(%)
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 116
Daniela Karla de Souza Xavier
g) with the same current density for the first three tests, they showed 57.1% (0.028 mg / L to
0.012 mg / L); 39.3% (0.028 mg / L to 0.017 mg / L) and 21.4% (0.028 mg / L for removal,
respectively, according to Figure 5.14.
Figure 5.14 - Removal percentage of Manganese leachate after electrooxidation in continuous flow, using the
electrode Ti/IrO2-TaO5/Ti with a current density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density
(10-20-30 mAcm-2) with electrolyte a time of 5h
Source: XAVIER (2015)
The results obtained for zinc in the same test conditions of the metals mentioned
above, shown in Figure 5.15, showing removal reached 57.7% (2,335 mg / L to 0.988 mg /
L); 70.1% (2,335 mg / L to 6.98 mg / L); 74.3% (2,335 mg / L to 0.609 mg / L); 65.6% (2,335
mg / L to 0.803 mg / L); 70.7% (2,335 mg / L to 0.683 mg / L) and 50.2% (2,335 mg / L to
1.162 mg / L) without electrolyte and electrolyte respectively.
Figure 5.15 - Removal percentage of zinc leachate after electrooxidation in continuous flow, using the electrode
Ti/IrO2-TaO5/Ti with a current density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density (10-20-30
mAcm-2) with electrolyte a time of 5h
Source: XAVIER (2015)
10 20 30 10 20 30
0
10
20
30
40
50
60
70
80without NaCl
without NaCl
without NaCl
with NaCl
with NaCl
with NaCl
Current Density (mA/cm2)
Perc
en
tag
e R
em
oval
(%)
10 20 30 10 20 30
0
10
20
30
40
50
60
70
80without NaCl
without NaCl
without NaCl
with NaCl
with NaCl
with NaCl
Current Density (mA/cm2)
Perc
en
tag
e R
em
oval
(%)
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 117
Daniela Karla de Souza Xavier
When referring to the electrochemical treatment using electrocoagulation with
aluminum electrodes under the same conditions as previous tests performed on the
electrooxidation, as shown in Figure 5.16, obtained removal efficiency of 39.3% (0.145 mg /
L to 0.088 mg / L) Chromium (Cr) in the first test, but others had no removal percentage,
where the concentration simply increased over the other trials (0.145 mg / L to 0.204 mg / L,
0.224 mg / L; 0.189 mg / L, 0.117 mg / L, 21.26 mg / L).
Figure 5.16 - Removal percentage of chrome leachate after electrooxidation in continuous flow, using the
electrode Al/Al with a current density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density (10-20-30
mAcm-2) with electrolyte a time of 5h
Source: XAVIER (2015)
The same situation occurred in assays for Chromium also repeated with Barium (Ba),
according to Figure 5.17, with 19.6% removal (0.056 mg / L to 0.046 mg / L), only the first
testing and other testing was increased metal concentration (0.056 mg / L to 0.107 mg / L,
0.078 mg / L, 0.086 mg / L, 0.077 mg / L, 0.083 mg / L).
10 20 30 10 20 30
0
10
20
30
40without NaCl
without NaCl
without NaCl
with NaCl
with NaCl
with NaCl
Current Density (mA/cm2)
Perc
en
tag
e R
em
oval
(%)
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 118
Daniela Karla de Souza Xavier
Figure 5.17 - Removal percentage of barium leachate after electrooxidation in continuous flow, using the
electrode Al/Al with a current density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density (10-20-30
mAcm-2) with electrolyte a time of 5h
Source: XAVIER (2015)
When refers to lithium (Li), the first test showed no removal efficiency remained
constant (0.009 mg / L to 0.009 mg / L). In the following test, removing only obtained 11%
(0.009 mg / L to 0.008 mg / L). When we analyze the third test, the result shows removal
efficiency of 33.3% (0.009 mg / L to 0.006 mg / L). By using the same current densities in
previous tests and add electrolyte, the results, according to Figure 5.18 presented below were
respectively 55.6% (0.009 mg / L to 0.004 mg / L); 55.6% (0.009 mg / L to 0.004 mg / L) and
44.4% ((0.009 mg / L to 0.005 mg / L).
Figura 5.18 – Removal percentage of lithium leachate after electrooxidation in continuous flow, using the
electrode Al/Al with a current density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density (10-20-30
mAcm-2) with electrolyte a time of 5h
Source: XAVIER (2015)
10 20 30 10 20 30
0
5
10
15
20without NaCl
without NaCl
without NaCl
with NaCl
with NaCl
with NaCl
Current Density (mA/cm2)
Perc
en
tag
e R
em
oval
(%)
10 20 30 10 20 30
0
10
20
30
40
50
60without NaCl
without NaCl
without NaCl
with NaCl
with NaCl
with NaCl
Current Density (mA/cm2)
Perc
en
tag
e R
em
oval
(%)
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 119
Daniela Karla de Souza Xavier
The electrocoagulation performed for the manganese (Mn), shown in Figure 5.19, did
not achieve the same removal, making thus the results to increase rather than decrease (0.028
mg / L to 0.032 mg / L, 0.623 mg / L; 0.533 mg / L, 0.173 mg / L, 0.421 mg / L and 2,253 mg
/ L).
Figure 5.19 - Removal percentage of manganese leachate after electrooxidation in continuous flow, using the
electrode Al/Al with a current density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density (10-20-30
mAcm-2) with electrolyte a time of 5h
Source: XAVIER (2015)
When the results observed for zinc (Zn), as shown in Figure 5.20, were satisfactory in
current densities of 10, 20 and 30 mA/cm2 without the presence of electrolyte, reaching a
percentage of 86.4% removal; (from 2.335 mg / L to 0.318 mg / L), 91.9% (2,335 mg / L to
192 mg / L) and 85.4% (2,335 mg / L to 0.344 mg / L), respectively. In other tests, the
removal percentage was kept in the same proportion when using the same current densities,
adding electrolyte, presenting 88.5% (2,335 mg / L to 0.268 mg / L), 87.3% (2,335 mg / L to
0.302 mg / L) and 85.5% (2,335 mg / L to 0.342 mg / L) removal efficiency.
10 20 30 10 20 30
0
5
10
15
20without NaCl
without NaCl
without NaCl
with NaCl
with NaCl
with NaCl
Current Density (mA/cm2)
Perc
en
tag
e R
em
oval
(%)
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 120
Daniela Karla de Souza Xavier
Figure 5.20 - Removal percentage of zinc leachate after electrooxidation in continuous flow, using the electrode
Al/Al with a current density of (10-20-30 mAcm-2) without electrolyte and current density (10-20-30 mAcm-2)
with electrolyte a time of 5h
Source: XAVIER (2015)
The electrochemical treatment using electrocoagulation with the aluminum anode
according KHANDEGAR; SAROHA, 2013, metal ions are released from the anode and many
monomeric species ion hydrolysis are formed. Then, the reactions that occur during
electrocoagulation with aluminum are:
- Oxidation reaction occurs at the anode
Al(s) Al(aq) + Al 3+ + 3e- (1)
- Reduction reaction occurring at the cathode
3H2O + 3e- (3/2) H2 + 3OH- (2)
- Overall reaction during electrolysis
Al 3+ AlOHn (n-3) Al2(OH)2
4+ Al3 (OH)45+ Al13 complexo Al(OH)3 (3)
5.3.6 Determination of Color
The spectra shown in Figure 5.21 refers to the electrochemical treatment using the
electro 5.22 and Figure refers to electrocoagulation.
According to the UV-vis spectra, the color elimination of the real effluent was
achieved when electrocoagulation process was employed. In the case of electrolysis, under
diferent experimental conditions, no significant removal of color was observed. In fact, the
UV-vis spectra did not vary as a function of time. Meanwhile, using Al electrodes, the
absorbance decreases moderately after 5 h of treatment. This behavior is due to the
10 20 30 10 20 30
0
25
50
75
100without NaCl
without NaCl
without NaCl
with NaCl
with NaCl
with NaCl
Current Density (mA/cm2)
Perc
en
tag
e R
em
oval
(%)
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 121
Daniela Karla de Souza Xavier
electrochemical generation of coagulants that favors the elimination of pollutants in the
effluent.
Figure 5.21 - Determination of color every hour of electro with electrodes of Ti/IrO2 -TaO5 by
spectrophotometry UV - Visible
Source: XAVIER (2015)
Experiment 1Ti/IrO2-TaO5/Ti
200 250 300 350 4000
1
2
3
4
1h
2h
3h
4h
5h
crude sample
[nm]
Ab
so
rba
nc
e
Experiment 2Ti/IrO2-TaO5/Ti
200 250 300 350 4000
1
2
3
4
1h
2h
3h
4h
5h
crude sample
[nm]
Ab
so
rban
ce
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 122
Daniela Karla de Souza Xavier
Figure 5.22 - Determination of color every hour of electrooxidation with electrodes of Ti/IrO2 -TaO5 by
spectrophotometry UV - Visible
Source: XAVIER (2015)
Figure 5.23 - Determination of color every hour of electrooxidation with electrodes of Ti/IrO2 -TaO5 by
spectrophotometry UV - Visible
Source: XAVIER (201)
Experiment 3Ti/IrO2-TaO5/Ti
200 250 300 350 4000
1
2
3
41h
2h
3h
4h
5h
crude sample
[nm]
Ab
so
rba
nc
eExperiment 4
Ti/IrO2-TaO5/Ti
200 250 300 350 4000
1
2
3
41h
2h
3h
4h
5h
crude sample
[nm]
Ab
so
rba
nc
e
Experiment 5Ti/IrO2-TaO5/Ti
200 250 300 350 4000
1
2
3
41h
2h
3h
4h
5h
crude sample
[nm]
Ab
sorb
ance
Experiment 6Ti/IrO2-TaO5/Ti
200 250 300 350 4000
1
2
3
41h
2h
3h
4h
5h
crude sample
[nm]
Ab
sorb
ance
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 123
Daniela Karla de Souza Xavier
Figure 5.24 - Determination of color every hour of electrocoagulation with electrodes of Al/Al by
spectrophotometry UV - Visible
Source: XAVIER (2015)
Experiment 1Al/Al
200 250 300 350 4000
1
2
3
41h
2h
3h
4h
5h
crude sample
[nm]
Ab
so
rban
ce
Experiment 2Al/Al
200 250 300 350 4000
1
2
3
41h
2h
3h
4h
5h
crude sample
[nm]
Ab
so
rba
nc
e
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 124
Daniela Karla de Souza Xavier
Figure 5.25 - Determination of color every hour of electrocoagulation with electrodes of Al/Al by
spectrophotometry UV - Visible
Source: XAVIER (2015)
Experiment 3Al/Al
200 250 300 350 4000
1
2
3
41h
2h
3h
4h
5h
crude sample
[nm]
Ab
so
rba
nc
e
Experiment 4Al/Al
200 250 300 350 4000
1
2
3
41h
2h
3h
4h
5h
crude sample
[nm]
Ab
so
rba
nc
e
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 125
Daniela Karla de Souza Xavier
Figure 5.26 - Determination of color every hour of electrocoagulation with electrodes of Al/Al by
spectrophotometry UV - Visible
Source: XAVIER (2015)
5.4 CONCLUSION
On the basis of the results obtained for the development of Electrooxidation Ti/IrO2-
TaO5/Ti turbidity, and the color has a removal rate, total solids were also removed and
therefore the conductivity decays due to removal of the salts which occur during treatment.
In the electrocoagulation with Al/Al turbidity increases much more when you add
electrolyte, as well as the concentration of Total Solids and Electrical Conductivity also
decays in this experiment. These aconteceimentos are associated with the aluminum anode
through destabilization of the electrode dissolves arrastandos solid effluent for trainees
suspension during the treatment by carrying large amounts of salt and polymerizing as
aluminum hydroxide.
When it comes to the results obtained for total organic carbon (TOC) in the electro
showed no removal efficiency because the oxide film TiO2 layer is generated on the titanium
affects several of their properties, causing poor performance and limiting as anode for
electrooxidation of organic compounds.
Experiment 5Al/Al
200 250 300 350 4000
1
2
3
4
1h
2h
3h
4h
5h
crude sample
[nm]
Ab
so
rban
ce
Experiment 6Al/Al
200 250 300 350 4000.0
0.5
1.0
1.5
2.0
2.5
3.0
3.51h
2h
3h
4h
5h
crude sample
[nm]
Ab
so
rba
nc
e
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 126
Daniela Karla de Souza Xavier
The TOC removal in electrocoagulation was approximately 30 % when increasing the
current density to 30 mA/cm2 and when electrolyte is added, because the leachate contain
large quantities of biodegradable organic matter and non-biodegradable also causing difficulty
in the treatment of organic contaminants low molecular weight which can not be removed by
one electrocoagulation process.
The removal rate of electrooxidation only presented in the first trial for total
phosphorus, as well as the electrocoagulation. The concentration of metals (chromium,
lithium, manganese and zinc) presented removal rate, with the exception of barium that was
not successful in his treatment. In the electrocoagulation Chrome and Barium only showed
removal rate in the first test, the manganese removal showed no index, but zinc and lithium
were successful in treatment.
Finishing the conclusion, one can say that the electrocoagulation not efficient when
compared to the electrooxidation for treatment of manure, because the metal ions that are
released from the aluminum anode and many monomeric species ion hydrolysis are formed,
may have produced these metals with other substances that have prevented their removal, thus
presenting the electro enhanced performance due to its indirect oxidation using
chlorine/hypochlorite originally formed by anodic oxidation of chlorine existing in the
leachate.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 127
Daniela Karla de Souza Xavier
REFERENCES
ANGLADA, A.; URTIAGA, A.; ORTIZ, I. Pilot Scale Performance of the Electro-Oxidation
of Landfill Leachate at Boron-Doped Diamond Anodes. Environmental Science &
Technology, v. 43,p. 2035–2040, 2009. Disponível em:
<http://pubs.acs.org/doi/pdf/10.1021/es802748c>. Acesso em 02 jul 2013.
ANGLADA, A.; URTIAGA, A.; ORTIZ, I. Laboratory and pilot plant scale study on the
electrochemical oxidation of landfill leachate. Journal of Hazardous Materials, v. 181, n.
1–3, 15, p. 729–735, 2010. Disponível em: < http://ac.els-cdn.com/S0304389410006564/1-
s2.0-S0304389410006564-main.pdf?_tid=b32367c2-7e59-11e4-bd9f-
00000aacb35f&acdnat=1417988625_7b12067b161cdeffa91620fabb9474e2>. Acesso em 06
jul 2013.
ANGLADA, A.; URTIAGA, A.; ORTIZ, I.; MANTZAVINOS, D.; DIAMADOPOULOS, E.
Boron-doped diamond anodic treatment of landfill leachate: Evaluation of operating variables
and formation of oxidation by-products. Water Research, v. 45, n. 2, p. 828–838, 2011.
Disponível em: < http://ac.els-cdn.com/S0043135410006573/1-s2.0-S0043135410006573-
main.pdf?_tid=6f9d877a-7e5a-11e4-9480-
00000aacb361&acdnat=1417988941_abac86c2d080aa14b1d19d8a5ee9afb4>. Acesso em 03
set 2013.
BOUHEZILA, F.; HARITI, M.; LOUNICI, H.; MAMERI, N. Treatment of the OUED SMAR
town landfill leachate by an electrochemical reactor. Desalination, v. 280, n. 1–3, p. 347–353,
2011. Disponível em: < http://ac.els-cdn.com/S0011916411006461/1-s2.0-
S0011916411006461-main.pdf?_tid=73c9f984-7ed5-11e4-845c-
00000aacb362&acdnat=1418041776_5c5b2589b1309f5703f0a69f0c6e4736>. Acesso em 15
out 2013.
CABEZA, A.; URTIAGA, A.; RIVERO, M. J.; ORTIZ, I. Ammonium removal from landfill
leachate by anodic oxidation. Journal of Hazardous Materials, v. 144, n. 3, p. 715–719,
2007. Disponível em: <http://ac.els-cdn.com/S0304389407001690/1-s2.0-
S0304389407001690-main.pdf?_tid=4f616210-756d-11e4-a73c-
00000aab0f27&acdnat=1417007487_c39474f7cd8903f7c318b52513acb744>. Acesso em 01
fev 2013.
CABEZA, A.; URTIAGA, A.; ORTIZ, I. Electrochemical Treatment of Landfill Leachates
Using a Boron-Doped Diamond Anode. Journal of Industrial and Engineering Chemistry.
v. 6, p. 1439-1446, 2009. Disponível em: < http://pubs.acs.org/doi/pdf/10.1021/ie061373x>.
Acesso em 09 set 2013
CERRO-LOPEZ, M.; MEAS-VONG, Y.; MÉNDEZ-ROJAS, M. A.; MARTÍNEZ-HUITLE,
C. A.; QUIROZ, M. A. Formation and growth of PbO2 inside TiO2 nanotubes for
environmental applications. Applied Catalysis B: Environmental, v. 144, p.174–181, 2014.
Disponível em: <http://ac.els-cdn.com/S0926337313004372/1-s2.0-S0926337313004372-
main.pdf?_tid=75bf6230-757d-11e4-9160-
00000aacb35d&acdnat=1417014423_e3986ec8ba2edee91e1af3755a1a7b26>. Acesso em 10
nov 2014.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 128
Daniela Karla de Souza Xavier
CHEN, G.; COMNINELLIS, C. Electrochemistry for the Environment. Cap 10. 2010.
CHIANG, L. C.; CHANG, J. E.; WEN, T. C. Indirect oxidation effect in electrochemical
oxidation treatment of landfill leachate. Water Research, v. 29, n. 2, p. 671–678, 1995.
Disponível em: <http://ac.els-cdn.com/004313549400146X/1-s2.0-004313549400146X-
main.pdf?_tid=b451b100-7574-11e4-b667-
00000aacb35f&acdnat=1417010663_b3887976b87abb6f3439a510446b1d0b>. Acesso em 05
maio 2013.
CONAMA - RESOLUÇÃO N° 430, DE 13 DE MAIO DE 2011. Publicado no DOU nº 92, de
16/05/2011, pág. 89. Complementa e altera a Resolução nº 357/2005. Disponível em:
<http://www.mma.gov.br/port/conama/res/res05/res35705.pdf>. Acesso em Jun 2012.
COSTA, W.; LIMA, J. I. V. Avaliação da eficiência das várias fases de um sistema de
tratamento de efluentes. Tecno-lógica, v. 15, n. 1, p. 22-27, 2011. Disponível em:
<http://online.unisc.br/seer/index.php/tecnologica/article/view/2070/1575>. Acesso em 07
ago 2013.
COSTA, P. R. F. Tratamento eletroquímico de efluente proveniente de caixas
separadoras de água e óleo de postos revendedores de combustíveis. 2014. 64f.
Dissertação (Mestrado em Engenharia de Petróleo) – Programa de Pós Graduação em Ciência
e Engenharia de Petróleo, Universidade Federal do Rio Grande do Norte, Natal, 2014.
Disponível em: <http://bdtd.ufrn.br/tde_arquivos/41/TDE-2014-08-29T120119Z-
6403/Publico/PatriciaRFC_DISSERT.pdf>. Acesso em jun 2014.
DENG, Y.; ENGLEHARDT, J. D. Treatment of landfill leachate by the Fenton process.
Water Research v. 40, n. 20, p. 3683 – 3694, 2006. Disponível em: <http://ac.els-
cdn.com/S0043135406004726/1-s2.0-S0043135406004726-main.pdf?_tid=4eb72268-
756911e4a78400000aab0f01&acdnat=1417005768_92d34ddc9cae80632c596977f2c5d497>.
Acesso em 20 abr 2013.
DENG, Y.; ENGLEHARDT, J. D. Electrochemical oxidation for landfill leachate treatment.
Waste Management, v. 27, n. 3, p. 380–388, 2007. Disponível em: <http://ac.els-
cdn.com/S0956053X06000663/1-s2.0-S0956053X06000663-main.pdf?_tid=d7b7e0e4-7572-
11e4-a2ad-00000aab0f6c&acdnat=1417009863_57f0e30cd220a4c8bbb1ab8a2219a069>.
Acsso em 04 jul 2013.
DENG, Y. Advanced Oxidation Processes (AOPs) for reduction of organic pollutants in
landfill leachate: a review. International Journal of Environment and Waste
Management, v. 4, n. 3-4, p. 366-384, 2009. Disponível em: <
http://www.inderscience.com/info/inarticle.php?artid=27402>. Acesso em 15 jun 2013.
DIPALMA, L.; FERRANTELLI, P.; MERLI, C.; PETRUCCI, E.; Treatment of industrial
landfill leachate by means of evaporation and reverse osmosis. Waste Manage, v. 22, n. 8, p.
951–955, 2002. Disponível em: < http://ac.els-cdn.com/S0956053X0200079X/1-s2.0-
S0956053X0200079X-main.pdf?_tid=78440360-7ed0-11e4-a62c-
00000aab0f26&acdnat=1418039636_ab0a8e682b4f8ca56b6615c2bfa6843c>. Acesso em 12
jun 2012.
FOCO, M. L. R; TERÁN, F. J. C. Avaliação do efeito da condutividade na eletro-coagulação-
flotação aplicada ao tratamento físico-químico de águas residuárias. Ciências Exatas e
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 129
Daniela Karla de Souza Xavier
Tecnológicas, v. 28, n. 2, p. 99-106, 2007. Disponível em:
<http://www.uel.br/proppg/portal/pages/arquivos/pesquisa/semina/pdf/semina_28_2_22_28.p
df>. Acesso em 04 jul 2013.
ILHAN, F.; KURT, U.; APAYDIN, O.; GONULLU, M. T. Treatment of leachate by
electrocoagulation using aluminum and iron electrodes. Journal of Hazardous
Materials, v. 154, n. 1-3, p. 381-389, 2008. Disponível em: <http://ac.els-
cdn.com/S0304389407014756/1-s2.0-S0304389407014756-main.pdf?_tid=4366330e-756e-
11e4-a1bc-00000aab0f02&acdnat=1417007896_0dbdc4c233051b5eb593aec75d96a5f6>.
Acesso em 08 jun 2013.
KHANDEGAR, V.; SAROHA. A. K. Electrocoagulation for the treatment of textile industry
effluent – A review. Journal of Environmental Management. v. 128, n. 15, p. 949–963,
2013. Disponível em: <http://ac.els-cdn.com/S0301479713004465/1-s2.0-
S0301479713004465-main.pdf?_tid=7b6c8e9a-7584-11e4-b7fe-
00000aacb362&acdnat=1417017439_ea8ad58c569dce9fe4b8a710d9c2757a>. Acesso em 04
jul 2014.
LABANOWSKI, J.; PALLIER, V.; FEUILLADE-CATHALIFAUD, G. Study of organic
matter during coagulation and electrocoagulation processes: Application to a stabilized
landfill leachate. Journal of Hazardous Materials, v.179, n. 1-3, p. 166-172, 2010.
Disponível em: <http://ac.els-cdn.com/S0304389410002888/1-s2.0-S0304389410002888-
main.pdf?_tid=217b8926-756c-11e4-9861-
00000aacb35f&acdnat=1417006980_669ec9272551c90730cd3440705c4479>. Acesso em 12
jan 2013.
LEI, Y.; SHENA, Z.; HUANGB, R.; WANGA, W. Treatment of landfill leachate by
combined aged-refuse bioreactor and electrooxidation. Water Research, v. 41, n. 11, p. 2417
– 2426, 2007. Disponível em: <http://ac.els-cdn.com/S0043135407001601/1-s2.0-
S0043135407001601-main.pdf?_tid=1fb38780-756a-11e4-947a-
00000aab0f27&acdnat=1417006118_0aebca0a896c1748c7a9767b9eaa2e56>. Acesso em 20
abr 2013.
LI, X. Z.; ZHAO, Q. L. Efficiency of biological treatment affected by high strength of
ammonium-nitrogen in leachate and chemical precipitation of ammonium-nitrogen as
pretreatment. Chemosphere, v. 44, n. 1, p. 37– 43, 2001. Disponível em: < http://ac.els-
cdn.com/S0045653500003829/1-s2.0-S0045653500003829-main.pdf?_tid=d6a25332-7ece-
11e4-aa86-00000aab0f27&acdnat=1418038936_a1f95989af5f37e9702a926a6847204c>.
Acesso em 21 set 2012.
LI, W.; ZHOU, Q.; HUA, T. Removal of Organic Matter from Landfill Leachate by
Advanced Oxidation Processes: A Review. International Journal of Chemical
Engineering, v. 2010, 2010. Disponível em:
<http://www.hindawi.com/journals/ijce/2010/270532/>. Acesso em 02 ago 2013.
MERZOUK, B.; GOURICH, B.; SEKKI, A.; MADANI, K.; CHIBANE, M. Removal
turbidity and separation of heavy metals using electrocoagulation–electroflotation technique:
A case study. Journal of Hazardous Materials, v.164, n. 1, p. 215–222, 2009. Disponível
em: <http://ac.els-cdn.com/S0304389408011916/1-s2.0-S0304389408011916-
main.pdf?_tid=726f7e42-757a-11e4-9b55-
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 130
Daniela Karla de Souza Xavier
00000aab0f6b&acdnat=1417013129_0572c357f55af123a638cee2a225602d>. Acesso em 10
jun 2013.
MORENO-CASILLAS, H. A.; COCKE, D. L; GOMES, J. A. G.; MORKOVSKY, P.;
PARGA, J. R.; PETERSON, E. Electrocoagulation mechanism for COD removal. Separation
and Purification Technology, v. 56, n. 2, 15, p. 204–211, 2007. Disponível em:
<http://ac.els-cdn.com/S1383586607000846/1-s2.0-S1383586607000846-
main.pdf?_tid=74177476-757e-11e4-941c-
00000aab0f02&acdnat=1417014850_a55b3e873c3d14e0bd68be40d0bcfbd7>. Acesso em 15
jul 2013.
RAO, N. N.; ROHIT, M.; NITIN, G.; PARAMESWARAN, P. N.; ASTIK, J. K. Kinetics of
electrooxidation of landfill leachate in a three-dimensional carbono bed electrochemical
reactor. Chemosphere, v. 76, n. 9, p.1206–1212, 2009. Disponível em: <http://ac.els-
cdn.com/S0045653509007000/1-s2.0-S0045653509007000-main.pdf?_tid=494d8892-7570-
11e4-bca0-00000aab0f27&acdnat=1417008765_1571680bcfa9a14e0cfb3c5be682df86>.
Acesso em 14 jun 2013.
RICORDEL, C.; DARCHEN, A.; HADJIEV, D. Electrocoagulation-electroflotation as a
surface water treatment forindustrial uses. Separation and Purification Technology, v. 74,
n. 3, p. 342–347, 2010. Disponível em: <http://ac.els-cdn.com/S1383586610002728/1-s2.0-
S1383586610002728-main.pdf?_tid=60e80f98-7581-11e4-9d81-
00000aab0f01&acdnat=1417016106_df951cef4a91abaab79e6d5435a4dc14>. Acesso em 15
jul 2013.
RENOU, S.; GIVAUDAN, J.G.; POULAIN, S.; DIRASSOUYAN, F.; MOULIN, P. Landfill
leachate treatment: Review and opportunity. Journal of Hazardous Material, v. 150, n. 3, p.
468–493, 2008. Disponível em: <http://ac.els-cdn.com/S0304389407013593/1-s2.0-
S0304389407013593-main.pdf?_tid=727d8868-7582-11e4-996e-
00000aacb360&acdnat=1417016565_1f0148c5771c4abc300e8598fb1f8f44>. Acesso em 14
abr 2013.
RIVAS, F. J.; BELTRAN, F. J.; GIMENO, O.; FRADES, J.; CARVALHO, F. Adsorption of
landfill leachates onto activated carbon: Equilibrium and kinetics. Journal of Hazardous
Materials, v. 131, n. 1-3, p. 170-178, 2006. Disponível em: < http://ac.els-
cdn.com/S0304389405005509/1-s2.0-S0304389405005509-main.pdf?_tid=42701052-7ed1-
11e4-845b-00000aacb362&acdnat=1418039975_2656fc68bd9e622b719228166e3270ed>.
Acesso em 14 jul 2013.
RUBIO, J.; SOUZA, M. L.; SMITH, R. W. Overview of flotation as a wastewater treatment
technique. Minerals Engineering, v. 15, n. 3, p. 139–155, 2002. Disponível em: < http://ac.els-cdn.com/S0892687501002163/1-s2.0-S0892687501002163-
main.pdf?_tid=ef9f1c66-7ecf-11e4-ba71-
00000aacb362&acdnat=1418039407_902bd3e6e785b629da9bff0de7cf39fd>. Acesso em 12
jun 2012.
SALIM ZODI, S.; MERZOUK, S. B.; POTIER, O.; LAPICQUE, F.; LECLERC, J. P. Direct
red 81 dye removal by a continuous flow electrocoagulation/flotation reactor. Separation and
Purification Technology, v. 108, n. 19, p. 215–222, 2013. Disponível em: <http://ac.els-
cdn.com/S1383586613000749/1-s2.0-S1383586613000749-main.pdf?_tid=1b930d4c-7583-
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 131
Daniela Karla de Souza Xavier
11e4-b30a-00000aacb35f&acdnat=1417016849_82e656411aa1212592f27fa2af818cfb>.
Acesso em 02 jan 2014.
SUN, J.; LI, X.; FENG, J.; TIAN, X. Oxone/Co2+ oxidation as an advanced oxidation process:
Comparison with traditional Fenton oxidation for treatment of landfill leachate. Water
Research, v. 43, n. 17, p. 4363-4369, 2009. Disponível em: < http://ac.els-
cdn.com/S0043135409004308/1-s2.0-S0043135409004308-main.pdf?_tid=cae9a1c8-7ed1-
11e4-86e6-00000aacb35d&acdnat=1418040204_55bf11f4f2cb234aeeee56ed63031ebb>.
Acesso em 14 mar 2013.
TATSI, A. A.; ZOUBOULIS, A. I.; MATIS, K. A.; SAMARAS, P. Coagulation-flocculation
pretreatment of sanitary landfill leachates. Chemosphere, v. 53, n. 7, p.737–744. Disponível
em: < http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed/13129513>. Acesso em 04 jul 2013.
TOMAZONI, J. C.; MANTOVANI, L. E.; BITTENCOURT, A. V.L.; ROSA FILHO, E. F.
utilização de medidas de turbidez na quantificação da movimentação de sólidos por
veiculação hídrica nas bacias dos rios anta gorda, brinco, coxilha rica e Jirau – sudoeste do
Estado do Paraná. Boletim Paranaense de Geociências, n. 57, p. 49-56, 2005. Disponível
em:
<http://www.google.com.br/url?sa=t&rct=j&q=&esrc=s&source=web&cd=1&ved=0CB0QFj
AA&url=http%3A%2F%2Fojs.c3sl.ufpr.br%2Fojs%2Findex.php%2Fgeociencias%2Farticle
%2Fdownload%2F6044%2F7153&ei=m-
J1VImnCIOhNviagrgI&usg=AFQjCNEW989bBoxIpPIsx_uki04xZAEdAw>. Acesso em 14
abr 2013.
TONI, J. C. V.; IMAMURA, K. B.; LIMA, T. H. S. Caracterização física e química dos
efluentes líquidos gerados na indústria alimentícia da região de Marília, SP. Revista
Analytica, n 69, 2014. Disponível em:
<http://www.revistaanalytica.com.br/revista_digital/69/artigo-2.pdf>. Acesso em 12 ago
2013.
URTIAGA, A. RUEDA, A. ANGLADA, I. ORTIZ. Integrated treatment of landfill leachates
including electrooxidation at pilot plant scale. Journal of Hazardous Materials, v. 166, n.
30, p. 1530–1534, 2009. Disponível em: < http://ac.els-cdn.com/S0304389408017299/1-s2.0-
S0304389408017299-main.pdf?_tid=bca4ed96-7e65-11e4-a227-
00000aacb360&acdnat=1417993795_abe0fd5efa509c4b100654dfdcd2afe5>. Acesso em 23
set 2013.
USEPA 18.01- Environmental monitoring systems laboratory office of research and
development U.S. Environmental protection agency cincinnati, OHIO 45268, Method 180.1,
Determination of Turbidity by Nephelometry, 1993. Disponível em:
<http://water.epa.gov/scitech/methods/cwa/bioindicators/upload/2007_07_10_methods_meth
od_180_1.pdf>. Acesso em 07 de ago 2012.
Tese de Doutorado, PPGQ/UFRN 133
Daniela Karla de Souza Xavier
6 CONSIDERAÕES FINAIS
De forma geral, conclui-se que a tecnologia eletroquímica para tratamento de efluentes
complexos apresentou resultados promissores, mostrando sua viabilidade através da
degradação dos poluentes presentes.
No capítulo 3 quando se realizou a oxidação eletroquímica utilizando eletrodo de
Pb/PbO2, com densidades de corretes de 10, 20 e 30 mA/cm2, observou-se que foi alcançado
através da aplicação de 10 e 30 mA cm-2, respectivamente, 80% e 100% de mineralização da
quantidade inicial de H2Q em 180 minutos de tratamento, confirmando a aplicabilidade do
tratamento de eletrooxidação como uma alternativa para a descontaminação de efluentes
utilizando ânodo de PbO2. Estes resultados obtidos da quantidade total de H2Q após eletrólise
foram comparados através da voltametria de pulso diferencial e HPLC, na qual não foram
observadas diferenças significativas entre a HPLC e procedimentos eletroanalíticas a um nível
de confiança de 95%.
Com base nos resultados obtidos no capítulo 4, o tratamento de efluente de aterro
sanitário por EO usando eletrodo de Ti/PbO2, com densidade de corrente de 7 mAcm-2, provou
ser eficiente, pois apresentou 100 % de redução de coliformes, bem como a eliminação de vários
metais pesados que permitiu assumir adequadamente este efluente o limite máximo de descarte
permitido pela legislação, a fim de evitar problemas ambientais do solo e das águas
subterrâneas.
Comparando os resultados de eletrooxidação usando eletrodo de Ti/IrO2 -TaO5 com os
resultados da eletrocoagulação usando eletrodo de Al/Al, de acordo com o capítulo 5, pode-se
dizer que a eletrocoagulação não se mostrou eficiente quando comparado com o de
eletrooxidação para o tratamento do chorume, pois os íons metálicos que são liberados a partir
do ânodo de alumínio são íons formadores de espécie monomérica, que pode ter produzido
esses metais com outras substâncias que têm impedido a sua remoção, apresentando, assim,
melhor desempenho devido à sua oxidação indireta utilizando cloro / hipoclorito originalmente
formada por oxidação anódica de cloro existente na água.
Finalizando, esta tese surge, com o intuito de desenvolver outros estudos para otimizar
o tratamento eletroquímico e ser aplicado de forma eficiente para efluentes considerados
complexos, visando minimizar custos e outros tipos de contaminação que podem ser
desenvolvidos por outro tratamento comumente utilizado.