Tratamento e refuncionalização de solo contaminado por lixiviado de aterro sanitário

Treatment and refunctionalization of soil contaminated by leachate of landfill

RESUMO

A contaminação do solo tem sido motivo de muita preocupação em diversas regiões do mundo. A geração desenfreada de resíduos sólidos e sua disposição inadequada têm agravado o risco de contaminação dos solos. O presente artigo teve por objetivos o tratamento e a refuncionalização do solo contaminado por lixiviado do aterro sanitário urbano do município de Altinho (PE). A descontaminação foi realizada por meio dos processos Fenton e foto-Fenton com luz negra e luz solar, sendo avaliado o percentual de conversão de carbono orgânico total. Após o tratamento com o foto-Fenton solar, o solo apresentou-se bastante ácido, com pequenas concentrações de íons inorgânicos, elevada saturação por alumínio e baixo grau de saturação por bases, revelando-se um solo infértil. Para a refuncionalização do solo foi adicionado lodo de esgoto nas proporções de 10, 30 e 50% em relação à massa do solo pós-tratado e validado pelo plantio da espécie Coriandrum sativum L. Os melhores resultados para o crescimento da raiz, comprimento total da planta, quantidade de folhas e massa das plantas foram obtidos para o tratamento com inserção de 30% de lodo de esgoto. Esse tratamento apresentou percentual de inibição de raízes de 13,2%, não representando risco de toxicidade para a espécie Lactuca sativa L. Também foi observado o aumento da capacidade de troca de cátions, do índice de saturação por bases e dos níveis de nitrogênio e fósforo, além da redução da saturação por alumínio, revelando melhoria nas condições agronômicas do solo.

Palavras-chave:
solo; contaminação; aterro sanitário; processos oxidativos avançados; fertilidade

ABSTRACT

Soil contamination has been a major concern in many regions of the world. Rampant generation of solid waste and its inadequate disposal has aggravated the risk of soil contamination. The objective of this article was to treat and refunctionalize soil contaminated by leachate from the landfill of Altinho, Pernambuco. Soil decontamination was carried out using the Fenton and photo-Fenton processes with black light and sunlight, evaluating the percentage of total organic carbon conversion. After the treatment with the photo-Fenton solar, the soil was very acidic, with small concentrations of inorganic ions, high saturation by aluminum and low degree of base saturation, revealing an infertile soil. For soil refunctioning, sewage sludge was added in the proportions of 10, 30 and 50% in relation to the post-treated soil mass and validated by planting Coriandrum Sativum L., obtaining better results for root growth, total length of plant, amount of leaves and mass of plants for the treatment with 30% sewage sludge insertion. This treatment had a percentage of root inhibition of 13.2% and did not present a risk of toxicity to the Lactuca Sativa L. species. It was also possible to observe an increase in the cation exchange capacity, base saturation index, nitrogen and phosphorus levels, in addition to the reduction in aluminum saturation, showing an improvement in the agronomic conditions of the soil.

Keywords:
soil; contamination; landfill; advanced oxidative process; fertility

INTRODUÇÃO

A geração desenfreada de resíduos sólidos e sua disposição inadequada têm agravado o risco de contaminação dos solos. Diante do alto potencial poluente e da pressão de diversos setores da sociedade, em 2010 foi promulgada a lei nº 12.305, que instituiu a Política Nacional dos Resíduos Sólidos (BRASIL, 2010). Essa lei federal orienta os estados e municípios para a forma de adequada de disposição de seus resíduos, ficando eles obrigados a dispô-los de forma a minimizar os impactos ambientais e riscos à saúde, a exemplo dos aterros sanitários.

Entretanto, apesar de o aterro sanitário ser considerado uma técnica de disposição final ambientalmente correta, por mais rígidos que sejam os critérios de execução ainda poderá haver risco de contaminação pela perda de funcionalidade ou falha de algum elemento. Dessa forma, o monitoramento dessas áreas torna-se uma ferramenta fundamental para a definição de técnicas de tratamento que venham a ser necessárias.

Seja após a desativação de áreas inadequadas ou após o encerramento de aterros sanitários cuja capacidade já tenha sido excedida, o fato é que essas grandes áreas ainda exibem risco de contaminação ao solo. Essa degradação pode comprometer ou inviabilizar o seu uso posterior, uma vez que, mesmo encerradas as atividades, ainda haverá processo de degradação de resíduos por alguns anos, com a geração de lixiviados e emissões de biogás.

Assim, é primordial que haja esforços no sentido de encontrar soluções para o problema de contaminação do solo em curtos períodos de tempo. Nessa perspectiva, entre as novas tecnologias utilizadas para tratamento do solo é possível destacar os processos oxidativos avançados (POA), que têm demonstrado elevada eficiência de degradação para inúmeros poluentes ambientais tóxicos e recalcitrantes (CARBAJO; QUINTANILLA; CASAS, 2018; ANNABI et al., 2019). Entre os POA, o reagente de Fenton tem-se destacado, sendo bastante utilizado como técnica de remediação do solo por seu curto tempo de reação, alta eficiência na degradação de poluentes, não seletividade para grande parte dos contaminantes e simplicidade operacional (HUANG et al., 2017).

A aplicabilidade do método depende de diversos fatores, como: tipo e estrutura do solo; tipo, estado e concentração do contaminante; estado e concentração dos reagentes e maneira como são inseridos; e tempo de reação. Embora seja extremamente eficiente no tratamento de solos contaminados, a aplicação dos processos oxidativos também exibe algumas limitações, que estão associadas ao seu impacto ambiental. Entre os impactos negativos provocados ao solo estão: solubilização de metais, destruição da matéria orgânica, redução do pH, morte de microrganismos, redução de nutrientes e aumento da toxicidade (USMAN; HANNA; HADERLEIN, 2016; SANTOS; COSTA; PERALTA-ZAMORA, 2017).

Por conseguinte, além de degradar os contaminantes presentes no solo, os POA também destroem algumas das suas propriedades básicas, até mesmo acidificando-o. Após o tratamento, o solo fica pobre em nutrientes, perdendo sua função. Dessa forma, tornam-se necessários o seu manejo e conservação para a recuperação de sua fertilidade e características físicas e químicas com a recomposição de horizontes, o plantio direto e/ou qualquer outro processo com vistas à refuncionalização do solo.

Um subproduto do processo de tratamento de esgoto que tem sido fortemente sugerido na agricultura como condicionante e fertilizante para o solo é o lodo de esgoto de efluente urbano. Ele é rico em matéria orgânica, nos macronutrientes nitrogênio e fósforo e nos micronutrientes zinco, cobre, ferro, manganês e molibdênio. Pela sua composição, tem melhorado as propriedades físicas, químicas e biológicas do solo, além da produtividade agrícola (ALVARENGA et al., 2017; CHERFOUH et al., 2018).

Nesse contexto, o presente trabalho visa ao tratamento do solo contaminado por lixiviado de aterro sanitário via processo oxidativo avançado e à sua posterior refuncionalização utilizando lodo de esgoto urbano de estação de tratamento de esgoto (ETE), a fim de devolver parte de suas funções necessárias à vida vegetal.

METODOLOGIA

Para o presente estudo, foi tomado como estudo de caso o aterro sanitário do município de Altinho, localizado na mesorregião do Agreste do estado de Pernambuco. Ele entrou em operação em 2010 e atualmente atende os municípios de Altinho, Agrestina, Belém de Maria, Bonito e Lagoa dos Gatos, com população de 109.566 habitantes, recebendo em média 40-45 toneladas por dia de resíduos sólidos urbanos.

O aterro sanitário possui área de 10 ha projetada em quatro quadrantes, cada qual apresentando quatro células com altura de 5 m cada. Na entrada do aterro sanitário há uma balança rodoviária e uma unidade administrativa, de forma que todo caminhão que chega ao aterro é pesado e o controle é realizado pela unidade administrativa. No momento do estudo havia uma célula de disposição de resíduos em funcionamento. O lixiviado gerado é direcionado para a estação de tratamento de lixiviado existente e o biogás é drenado e lançado na atmosfera por intermédio de manilhas de concreto inseridas ao longo da célula à medida que esta evolui, não existindo reaproveitamento ou queima do gás.

Para o estudo foram coletadas amostras simples de solo na jazida localizada dentro do aterro, de onde se retira o solo utilizado na camada de cobertura do aterro sanitário. O ponto da coleta possui coordenadas 8º28'33,6"S e 36º00'33,2"W, sendo o solo classificado pelo Sistema Brasileiro de Classificação de Solos como Planossolo. Como o solo do entorno do aterro não apresentou contaminação, as amostras foram contaminadas artificialmente com o lixiviado gerado pelo próprio aterro sanitário. Também foram coletadas amostras indeformadas do solo, que foram submetidas a ensaio de permeabilidade com o uso de água e lixiviado por meio do equipamento de condutividade hidráulica de parede flexível (Triflex^®). O lixiviado utilizado foi coletado de uma das caixas de passagem, responsável por levar o efluente in natura até a estação de tratamento de lixiviado do aterro.

A caracterização do solo foi realizada antes e depois da sua contaminação com base em análises relacionadas à sua fertilidade: pH em solução de KCl, carbono orgânico total (COT), matéria orgânica, complexo sortivo (Ca⁺², Mg⁺², Na⁺, K⁺, H⁺, Al⁺³), fósforo assimilável, nitrogênio total e ferro, de acordo com o Manual de Métodos de Análise de Solo da Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária (EMBRAPA, 2017).

Em seguida, passou-se para a fase de tratamento, na qual foram aplicados POA baseados na reação de Fenton (com e sem luz). Nos experimentos, as variáveis concentração do oxidante peróxido de hidrogênio e concentração dos íons ferrosos foram modificadas em dois níveis e submetidas às três condições de fonte de radiação (isento de radiação, presença de luz negra e presença de luz solar). Foram observadas as melhores condições, sendo a mais eficiente reproduzida em maior escala.

Na etapa de refuncionalização do solo, inicialmente foi corrigido o seu pH em razão da acidificação causada pelo tratamento por POA. Nesse processo foi utilizado carbonato de cálcio (CaCO₃) e seu cálculo baseado no Método da Saturação por Bases (EMBRAPA, 2010). Posteriormente, foi adicionado lodo de esgoto coletado após a etapa de prensagem e obtido em uma estação de tratamento de esgoto particular, nas proporções 10, 30 e 50% em relação à massa seca do solo. No estudo também foi adotado como testemunho uma terra vegetal comercial utilizada em jardins, totalizando quatro tratamentos estatísticos realizados em triplicata, montados em blocos casualizados. Foram plantadas, em diferentes vasos e utilizando cerca de 1 kg de solo para cada tratamento, sementes de Coriandrum sativum L., espécie popularmente conhecida como coentro. A escolha foi pelo fato de essa cultura ter um ciclo de produção relativamente curto. Foram avaliados o crescimento das raízes e o crescimento total do coentro (medindo-se o comprimento), a quantidade de folhas e a massa das plantas em cada tratamento dado ao solo após o período de 15 dias do cultivo. A demanda hídrica foi avaliada com base na média da taxa de evaporação e atendida por meio do método de aspersão.

Após esse processo, passou-se para a avaliação da toxicidade, utilizando sementes de alface (Lactuca sativa L.) nas seguintes condições:

• solo bruto, solo contaminado, solo descontaminado sem correção de pH, solo descontaminado com correção de pH;

• solo descontaminado com correção de pH e inserção de 10% em massa de lodo de esgoto;

• solo descontaminado com correção de pH e inserção de 30% em massa de lodo de esgoto e solo descontaminado com correção de pH e inserção de 50% em massa de lodo de esgoto;

• o controle positivo, utilizando uma solução de zinco;

• o controle negativo com água destilada, totalizando nove tratamentos estatísticos realizados em triplicata, montados em blocos casualizados (SOBRERO; RONCO, 2004; ALMEIDA; CORSO, 2014; GUARI et al., 2015).

Por fim, foram avaliadas as condições de fertilidade do solo na melhor condição e comparadas com as condições da terra vegetal comercial.

RESULTADOS E DISCUSSÃO

Caracterização e contaminação do solo

O solo apresentou-se predominantemente arenoso, sendo classificado segundo o Sistema Unificado de Classificação dos Solos (SUCS) como areia argilosa, com distribuição granulométrica de 52% de areia, 31% de argila, 13% de silte e 4% de pedregulho. Em relação às análises de fertilidade, os resultados para o solo bruto e para o solo contaminado estão apresentados nas Tabelas 1 e 2, respectivamente.

Tabela 1 -
Caracterização do solo bruto.

pH	COT (g/kg)	Matéria Orgânica (g/kg)	Ca+2 (c.molc/dm3)
6,60	1,524	2,627	1,40
Mg+2 (c.molc/dm3)	Na+ (c.molc/dm3)	K+ (c.molc/dm3)	H+ (c.molc/dm3)
1,90	0,52	0,10	0,88
Al+3 (c.molc/dm3)	Fósforo (mg/dm3)	Nitrogênio (g/dm3)	Ferro (g/dm3)
0,00	1,00	0,30	3,13

• COT: carbono orgânico total.

Tabela 2 -
Caracterização do solo contaminado.

pH	COT (g/kg)	Matéria Orgânica (g/kg)	Ca+2 (c.molc/dm3)
9,27	21,327	36,768	1,20
Mg+2 (c.molc/dm3)	Na+ (c.molc/dm3)	K+ (c.molc/dm3)	H+ (c.molc/dm3)
1,70	9,62	3,73	0,00
Al+3 (c.molc/dm3)	Fósforo (mg/dm3)	Nitrogênio (g/dm3)	Ferro (g/dm3)
0,00	13,00	0,40	3,22

• COT: carbono orgânico total.

Como pode ser observado, após a contaminação o solo apresentou aumento de quase 400% no valor do COT, derivado do excesso de matéria orgânica presente no lixiviado bruto. O pH do solo elevou-se, saindo de uma zona de pH ácido para uma de pH alcalino.

A acidez trocável, representada pelo alumínio (Al⁺³), pode inibir o crescimento radicular das plantas, influenciar na disponibilidade de nutrientes e processos, bem como na mineralização da matéria orgânica presente no solo. Sua ocorrência está associada ao pH do solo. Quando este se situa entre 4 e 5, indica a presença de alumínio trocável, já quando se encontra entre 5,2 e 5,3 o Al⁺³ está quase na sua totalidade insolubilizado, não causando mais danos às raízes das plantas. O pH entre 7 e 8 é característico de solos calcários e, quando próximo a 9, indica a presença de sódio (ECHART; CAVALLI-MOLINA, 2001; MIGUEL et al., 2010; EMBRAPA, 2015).

De acordo com os resultados obtidos, verifica-se que no solo bruto o pH se encontra num valor intermediário, decorrente da concentração de H⁺ presente no solo, já que a concentração de Al⁺ é próxima a zero, não representando ameaça para o crescimento da vegetação. No solo contaminado é possível observar a elevação do pH e o aumento na concentração de sódio, comum em solos com pH acima de 9.

Em relação à presença de cátions trocáveis, observou-se que no solo bruto a capacidade de troca de cátions (CTC) foi menor que no solo contaminado, sendo de 4,80 cmol_c/dm³ para o solo bruto (considerada baixa) e de 16,25 cmol_c/dm³ para o solo contaminado, considerada alta conforme Tabela 3. Esse aumento no valor da CTC para o solo contaminado foi decorrente principalmente da elevação das concentrações de sódio, chegando ao valor de 9,62 cmol_c/dm³, e de potássio, com 3,73 cmol_c/dm³.

Tabela 3 -
Valores para interpretação de resultados de análise de solo.

	Baixo	Médio	Alto
Matéria Orgânica (g/kg)	< 1,5	1,5-3,0	> 3,0
pH	< 5,0	5,0-6,0	> 6,0
Ca (cmolc/dm3)	< 1,6	1,6-3,0	> 3,0
Mg (cmolc/dm3)	< 0,4	0,4-1,0	> 1,0
K (cmolc/dm3)	< 30	30-60	> 60
Al (cmolc/dm3)	< 0,5	0,5-1,0	> 1,0
CTCefetiva (cmolc/dm3)	< 2,0	2,0-4,0	> 4,0
CTC (pH 7,0) (cmolc/dm3)	< 5,0	5,0-15,0	> 15,0

• CTC: capacidade de troca de cátions.
• Fonte: EMBRAPA (2015).

A elevada concentração de sódio revela que os solos são mais suscetíveis a alterações em sua estrutura. Um dos fatores que contribuem para o aumento da concentração de sódio no solo é a elevada taxa de evapotranspiração mediante a taxa de precipitação na localidade. Essa é uma característica das regiões áridas e semiáridas, como é o caso do município de Altinho (PE), onde está localizado o aterro sanitário. O aumento excessivo do sódio e de outros sais pode levar o solo à sodicidade e à salinidade, que, juntas, causam grandes impactos na fertilidade do solo (PEDROTTI et al., 2015).

Variações na sodicidade do solo estão ligadas ao acúmulo de sódio (Na⁺) na solução do solo, que progressivamente domina a CTC, deslocando os cátions bivalentes, como o cálcio (Ca⁺²) e o magnésio (Mg⁺²), elevando a razão de adsorção de sódio (RAS). Além disso, solos com elevado percentual de sódio trocável (PST), ou seja, que possuem razão entre a concentração de sódio trocável e a CTC superior a 15%, apresentam dispersão e instabilidade das partículas do solo, reduzindo a aeração, a infiltração de água e a condutividade hidráulica, além de aumentar a erosão hídrica. Já nas plantas, o excesso de sódio reduz o crescimento, retarda a germinação e causa toxicidade. Portanto, quanto maiores os valores para RAS e PST, maior é o perigo de degradação das propriedades físicas e químicas do solo (USSL STAFF, 1954; FREIRE et al., 2014; ASSOULINE et al., 2015).

O solo bruto apresentou PST igual a 10,8% e RAS igual a 0,4 c.mol_c/dm³; já o solo contaminado, 59,2% e 8 c.mol_c/dm³, respectivamente. A elevada percentagem de sódio trocável observada no solo contaminado causa toxidez às plantas, além de inibir a adsorção de nutrientes como cálcio e magnésio, como pode ser observado pelo valor da RAS, o que prejudica o desenvolvimento das plantas.

O sódio trocável tem influência marcante nas propriedades físicas e químicas do solo. Isso porque, à medida que a concentração do sódio trocável aumenta, o solo tende a se tornar mais disperso e o pH pode chegar a valores de até 10, como observado no solo contaminado, em que o pH foi de 9,27. Além disso, é comum verificar grandes quantidades de potássio trocável em solos sódicos; no caso do solo contaminado, observou-se incremento de mais de 3.000% no valor do potássio (USSL STAFF, 1954).

Em relação à saturação por bases, observou-se o percentual de 81,67% no solo bruto, indicando boa fertilidade e, no solo contaminado, de 100%, também por causa das elevadas concentrações de sódio e potássio. No entanto, embora se tenha verificado o valor para a saturação por bases de 100% para o solo contaminado, o que indica solo fértil pela quantidade de cátions trocáveis presentes, o solo apresenta toxidez em relação ao sódio. Além disso, o lixiviado possui composição complexa e variada e pode apresentar grandes quantidades de matéria orgânica, amônia, metais pesados e substâncias tóxicas poluentes. Dessa forma, o solo contaminado com o lixiviado pode oferecer riscos de contaminação para o meio ambiente. Mas o lixiviado também pode conter nutrientes como nitrogênio e potássio (PANCHONI et al., 2016).

Na análise do teor de fósforo estimado pelo extrator Mehlich-1, deve ser considerado o teor de argila presente no solo, como mostra a Tabela 4. A composição do solo é de 52% de areia, 31% de argila, 13% de silte e 4% de pedregulho, ou seja, a razão da argila é de 310 g/kg, estando numa faixa de classe textural média. Assim, os teores de fósforo para o solo bruto são considerados baixos, porém com a contaminação do solo pelo lixiviado houve aumento na concentração de fósforo, que passou para próximo do limite superior da faixa mediana.

Tabela 4 -
Faixas para interpretação do teor de fósforo em solo.

Argila (g/kg)	Classe textural	Classe de teores de P no solo (mg/dm3)
		Baixo	Médio	Alto
< 150	Arenosa	0-10	10,1-20	> 20
150-350	Média	0-7	7,1-15	> 15
350-600	Argilosa	0-4	4,1-8	> 8

• Fonte: EMBRAPA (2015).

Quanto à concentração de nitrogênio, houve discreto aumento, uma vez que os lixiviados de aterros sanitários são ricos em nitrogênio, principalmente na forma amoniacal, na fase ácida, apresentando-se em menor concentração em sua fase metanogênica. No entanto, é normal ocorrer um pequeno aumento ao longo do tempo de operação do aterro (PAIXÃO FILHO; MIGUEL, 2017).

Altas concentrações de nitrogênio amoniacal, aliadas a parâmetros como matéria orgânica, alcalinidade e cloretos, podem caracterizar o lixiviado do aterro como potencialmente tóxico, por isso é importante sua avaliação. Sobretudo, quando o lixiviado está estabilizado (pH básico e baixa demanda bioquímica de oxigênio), a baixa biodegradabilidade e a presença de compostos recalcitrantes tornam-no ainda mais tóxico (PABLOS et al., 2011).

Em relação à permeabilidade, o solo bruto apresentou permeabilidade à água igual a 3,142. 10^-6 cm/s e, com o lixiviado, apresentou permeabilidade de 3,369. 10^-7 cm/s, o que não representou diferença significativa para os dois fluidos. Apesar de a permeabilidade estar relacionada com a viscosidade do fluido, ou seja, quanto menor a viscosidade, maior a permeabilidade, o solo na presença de água apresentou, mesmo que de forma sutil, viscosidade menor que quando na presença de lixiviado, refletindo-se na permeabilidade.

Degradação da matéria orgânica presente no solo por processos oxidativos avançados

Foram realizados ensaios de oxidação no solo contaminado, com inserção do peróxido de hidrogênio, inserção de catalisador ou não e presença ou não de radiação ultravioleta (UV). Utilizaram-se concentrações de peróxido de hidrogênio de 0,58 mol/L (-1), 2,05 mol/L (0), 3,52 mol/L (+1). Para os íons ferrosos solúveis, foi usado o ferro endógeno, que corresponde a 5,76 mmol/L (-1), e as concentrações de 10,08 mmol/L (0) e 14,4 mmol/L (+1). Em relação à presença de radiação, adotaram-se sistemas isentos de radiação, com a presença de luz negra e com a presença de luz solar. Os experimentos foram realizados em triplicata e o percentual de conversão de COT foi obtido pela média aritmética dos resultados para cada experimento, sendo esse parâmetro utilizado para avaliar a eficiência dos processos.

Sistema isento de radiação (Fenton)

Para o sistema isento de radiação, foram testadas configurações de experimento (Tabela 5). A primeira considerou o nível mínimo de concentração de peróxido (0,58 mol/L) e o ferro endógeno (5,76 mmol/L), na qual foi possível observar o percentual de conversão de COT de 18,81%. Quando foi mantida a concentração de peróxido no nível mínimo e foram inseridos íons de ferro com concentração de 14,4 mmol/L, a conversão foi de 31,98%.

Tabela 5 -
Resultado do estudo para o sistema isento de radiação.

Experimento	[H2O2]	[Fe+2]	Média de COT final (g/kg)	Média de conversão do COT (%)
1	-1	-1	86,573	18,814
2	-1	+1	72,537	31,976
3	+1	-1	69,842	34,504
4	+1	+1	66,475	37,661
5	0	0	77,548	27,277

• COT: carbono orgânico total.

Elevando-se a concentração de peróxido para 14,4 mmol/L e não havendo inserção de ferro, observou-se conversão de 34,50% do COT. Já quando houve inserção de íons de ferro o percentual aumentou para 37,66%, sendo esta a melhor condição quando não há presença de radiação.

Com base nos resultados é possível afirmar que, quando considerado o nível máximo para a concentração de peróxido, a inserção de íons de ferro pouco contribuiu para a conversão de COT (apenas 5%), sendo nesse caso um desperdício. Por outro lado, quando em menor concentração de peróxido na solução, a inserção de ferro contribuiu elevando a eficiência do processo em 13%.

Avaliando os níveis mínimo e máximo para peróxido, conclui-se que, em sistemas com ferro endógeno, o aumento na concentração de peróxido representa o incremento de 16% na conversão do COT. Já quando há inserção de íons de ferro na solução, a contribuição da concentração de peróxido é bastante modesta (6%), não se justificando. Para o ponto central, ou seja, o nível intermediário dos fatores, verificou-se percentual correspondente a 27,28%.

Com base nos resultados obtidos e com o auxílio do programa Statistica Experimental Design, foi possível visualizar a dependência da conversão do COT em função das variáveis do processo: peróxido de hidrogênio e íons de ferro para o sistema isento de radiação (Figura 1). Observa-se que as maiores taxas de conversão são obtidas para as maiores concentrações de peróxido e de ferro.

Figura 1 -
(A) Superfície de resposta da dependência da conversão de COT em função da concentração de H₂O₂ e Fe⁺² para sistema isento de radiação e (B) gráfico de contorno para sistema isento de radiação.

Sistema com a presença de luz negra (foto-Fenton)

Assim como no sistema isento de radiação, para o sistema com a presença de luz negra houve cinco configurações. O experimento que considerou o nível mínimo de concentração de peróxido (0,58 mol/L) e o ferro endógeno (5,76 mmol/L) acarretou 19,30% da conversão de COT. Inserindo íons de ferro com concentração de 14,4 mmol/L e mantendo a concentração de peróxido, observou-se conversão de COT de 38,56% (Tabela 6).

Tabela 6 -
Resultado do estudo para o sistema na presença de luz negra.

Experimento	[H2O2]	[Fe+2]	Média de COT final (g/kg)	Média de conversão do COT (%)
6	-1	-1	86,051	19,303
7	-1	+1	65,517	38,560
8	+1	-1	52,733	50,548
9	+1	+1	32,632	69,398
10	0	0	36,720	65,565

• COT: carbono orgânico total.

No sistema com a presença de luz negra, quando não há inserção de ferro na solução e a concentração de peróxido é utilizada na condição máxima, a conversão do COT atinge 50,55% e, quando há inserção de ferro, chega a 69,40%, revelando bons resultados quando comparada à condição em que não há presença de radiação. Avaliando o ponto central, a conversão de COT foi de 65,56%.

Em relação à inserção ou não de íons de ferro, quando fixada a concentração de peróxido de hidrogênio, notou-se em ambos os casos que houve ganho na conversão de COT de 19%. Quando avaliado o fator concentração de peróxido, nas mesmas condições de nível de ferro, verifica-se incremento de 31%. Isso revela que a concentração de peróxido é mais relevante que o nível de íons de ferro, no entanto, obtém-se melhor resposta quando se adota a combinação dos dois fatores.

A dependência da conversão do COT em função das concentrações de peróxido de hidrogênio e de íons de ferro para o sistema com a presença de luz negra está ilustrada na Figura 2.

Figura 2 -
(A) Superfície de resposta da dependência da conversão de carbono orgânico total em função da concentração de H₂O₂ e Fe⁺² para sistema com luz negra e (B) gráfico de contorno para sistema com presença de luz negra.

Sistema com a presença de luz solar (foto-Fenton)

Na presença de luz solar foi observado que, considerando-se os níveis mínimos para concentração de oxidante e íons ferrosos, o percentual de conversão de COT chegou a 27,28%; mantendo-se a concentração do oxidante no mínimo e aumentando a concentração de íons ferrosos, o percentual aumentou para 44,16% (Tabela 7).

Tabela 7 -
Resultado do estudo para o sistema na presença de luz solar.

Experimento	[H2O2]	[Fe+2]	Média de COT final (g/kg)	Média de conversão do COT (%)
11	-1	-1	77,545	27,280
12	-1	+1	59,545	44,160
13	+1	-1	43,453	59,251
14	+1	+1	27,743	73,983
15	0	0	39,564	62,898

• COT: carbono orgânico total.

Quando se eleva a concentração do oxidante para o nível máximo e não há introdução de íons ferrosos, a conversão atinge 59,25%. No momento em que é utilizado o nível máximo de adição de íons ferrosos, mantida a condição do oxidante, obtém-se 73,98% de conversão de COT.

Avaliando a inserção de íons ferrosos na solução, é possível verificar que houve aumento em termos percentuais em relação à conversão de COT, chegando a 17% quando na concentração mínima do oxidante. Considerando-se a concentração máxima de oxidante, esse percentual é de 14%.

Quando se aumenta a concentração do oxidante e se mantêm as condições de concentração de íons ferrosos, há incremento na conversão de COT, sendo de 32% quando utilizado ferro endógeno e 29% quando no nível máximo de ferro.

Os resultados revelam que a inserção do ferro é importante na catálise da reação e que o aumento da concentração do oxidante também aumenta a degradação do contaminante. Ressalta-se também que, apesar da contribuição da concentração do oxidante na eficiência do processo ser maior quando é utilizado o ferro endógeno, é a combinação dos níveis máximos de oxidante e de catalisador que demonstra melhores resultados na eficiência global do processo oxidativo.

A Figura 3 demonstra a influência das variáveis do sistema, quais sejam, concentração do peróxido de hidrogênio e concentração dos íons ferrosos no processo oxidativo com a presença de luz solar. Assim como para os demais sistemas, a condição de máxima remoção foi para os valores máximos dos parâmetros peróxido e ferro.

Figura 3 -
(A) Superfície de resposta da dependência da conversão de carbono orgânico total em função da concentração de H₂O₂ e Fe⁺² para sistema com luz solar e (B) gráfico de contorno para sistema com presença de luz solar.

De maneira geral, avaliando os três sistemas sob diferentes condições de fonte de radiação (isento de radiação, luz negra e luz solar), é possível observar que para os experimentos sem adição de sulfato ferroso a eficiência de conversão de COT ficou prejudicada pelo fato de o ferro endógeno estar adsorvido no solo, sendo, portanto, mais difícil seu aproveitamento na reação, pois ele não catalisa a reação de Fenton em sua integralidade. Observou-se também que, independentemente das combinações utilizadas para os fatores oxidante e catalisador, a presença de radiação no sistema, seja ela luz negra ou luz solar, aumentou a eficiência da oxidação de forma significativa, demonstrando sua importância no processo. E, quando avaliadas as fontes de radiação, o uso da luz solar revelou maior eficiência na degradação em comparação ao da luz negra, em razão não só do seu amplo espectro como da sua maior intensidade.

Avaliação do solo pós-processos oxidativos avançados

Após o tratamento via oxidação avançada, o solo passou por análises físico-químicas utilizadas na rotina básica de fertilidade, cujos resultados podem ser observados na Tabela 8. Verifica-se redução significativa na concentração de cátions Ca⁺², Mg⁺², Na⁺ e K⁺, indicando lixiviação de inorgânicos presentes no solo tratado. Houve aumento de 114% na concentração de ferro em decorrência dos íons de ferro presentes na solução de sulfato ferroso utilizada como catalisador nas reações de Fenton e foto-Fenton durante o tratamento do solo.

Tabela 8 -
Caracterização do solo pós-processos oxidativos avançados.

pH	COT (g/kg)	Matéria Orgânica (g/kg)	Ca+2 (c.molc/dm3)
3,31	1,726	2,976	0,90
Mg+2 (c.molc/dm3)	Na+ (c.molc/dm3)	K+ (c.molc/dm3)	H+ (c.molc/dm3)
0,70	0,72	0,54	3,68
Al+3 (c.molc/dm3)	Fósforo (mg/dm3)	Nitrogênio (g/dm3)	Ferro (g/dm3)
2,04	1,00	0,10	6,90

• COT: carbono orgânico total.

Foi observada a redução de pH do solo em consequência das reações do processo oxidativo, atingindo o valor de 3,31. Esse fato, além de reduzir as concentrações de cálcio e magnésio, aumentou a concentração de Al⁺³, complexada pela matéria orgânica presente no solo, atingindo níveis tóxicos.

A destruição da matéria orgânica, causando a elevação da acidez pelo aumento dos íons H⁺ e Al⁺³, somando-se à redução dos cátions trocáveis, provocou também redução na CTC após o tratamento com POA, o que sugere que a redução da CTC está relacionada com a redução da matéria orgânica presente no solo (CIOTTA et al., 2003; SILVA et al., 2012).

Miguel et al. (2010) afirmam que, em solos com pH abaixo de 5, um dos fatores que causam maiores problemas de toxicidade é a elevada concentração de alumínio disponível. Osaki (1991) reforça essa ação do pH ao afirmar que, quando a saturação por alumínio atinge valores superiores 45%, a toxicidade é altamente prejudicial. O solo descontaminado apresentou saturação por alumínio de 41,63%, considerada prejudicial conforme a Tabela 9.

Tabela 9 -
Níveis de saturação de alumínio no solo.

m%	Classificação
< 5	Não prejudicial
5-10	Pouco prejudicial
10,1-20	Medianamente prejudicial
20,1-45	Prejudicial
> 45	Altamente prejudicial

• Fonte: Osaki (1991).

O solo apresentou PST de 8,4% e RAS igual a 0,8 c.mol_c/dm³, valores inferiores aos do solo contaminado. É possível constatar que, embora o tratamento que utilizou POA tenha elevado a toxidez por alumínio, ele também foi capaz de reduzir a toxidez causada pelo sódio. Isso se deve à capacidade que os processos oxidativos avançados possuem de degradar os poluentes, bem como os nutrientes presentes no solo.

Em relação à saturação por bases, o solo descontaminado atingiu índice de 33,33%, inferior a 50%, indicando a sua infertilidade após o tratamento com processo oxidativo. Dessa forma, para a reutilização desse solo é necessário que ele passe por um tratamento para devolver-lhe os atributos físicos, químicos e biológicos. Assim, o solo tratado passou por um processo de refuncionalização.

Refuncionalização do solo

O primeiro passo do processo de refuncionalização foi a realização da calagem do solo, ou seja, a correção do pH, visto que o solo, após o processo oxidativo, torna-se bastante ácido (pH = 3,31). Foi utilizado o CaCO₃ para elevar o pH, beneficiando as culturas ao proporcionar melhor absorção dos elementos de que as plantas necessitam. O cálculo do carbonato de cálcio baseou-se no Método da Saturação por Bases. Após a calagem o solo atingiu o pH de 6,3.

Para refuncionalizar o solo, foi escolhido o lodo de esgoto de uma ETE operado pela empresa Lógica Ambiental, cuja caracterização é apresentada na Tabela 10.

Tabela 10 -
Caracterização do lodo de esgoto.

pH	COT (g/kg)	Matéria Orgânica (g/kg)	Ca+2 (c.molc/dm3)	Mg+2 (c.molc/dm3)
9,20	23,78	41,00	1,19	1,40
Na+ (c.molc/dm3)	K+ (c.molc/dm3)	H+ (c.molc/dm3)	Al+3 (c.molc/dm3)	Fósforo (mg/dm3)
13,36	1,91	3,00	0,00	39,63
Nitrogênio (g/dm3)	Cobre (mg/kg)	Zinco (mg/kg)	Cádmio (mg/kg)	Chumbo (mg/kg)
3,50	41,77	227,00	0,16	20,07

• COT: carbono orgânico total.

O lodo fornecido pela empresa foi posto para secar e adicionado ao solo descontaminado com pH corrigido em proporções iguais a 10, 30 e 50% em massa seca em relação à massa do solo. Em seguida, foram plantadas em diferentes vasos quatro sementes de Coriandrum sativum L., avaliando-se a produção vegetal. Após o período de 15 dias, foi observado que a espécie cultivada com a terra vegetal (considerada como testemunho) obteve melhor crescimento, seguida do solo descontaminado e com adição de 30% de lodo e, por último, o solo descontaminado e com adição de 50% de lodo de esgoto.

Também foi possível perceber que, no solo com adição de 10% de lodo e no solo bruto, não houve crescimento de coentro, além de eles se apresentarem compactados, o que se refletiu nas suas propriedades físicas e, consequentemente, interferiu no crescimento das plantas.

O processo de adensamento ou compactação leva à diminuição da porosidade e da permeabilidade, provocando redução da infiltração da água no solo e aumentando o seu escoamento superficial, o que dificulta o crescimento radicular das plantas (impedindo o enraizamento) e reduz a absorção de nutrientes por elas, afetando o rendimento de culturas (FREDDI et al., 2007). Por outro lado, a adição de condicionador ao solo (como o lodo de esgoto), além de deixá-lo mais escuro, reduz o peso específico aparente e consequentemente aumenta a porosidade do solo (JOHNSTONE et al., 1957).

Nos tratamentos com inserção de 30 e 50% de lodo de esgoto, observou-se que o solo reduziu o estado compacto (apresentado pelo tratamento com inserção de 10%), aproximando-se da compacidade fofa, porém com crescimento inferior ao do tratamento com terra vegetal. A compacidade fofa é atribuída à matéria orgânica presente no lodo de esgoto, que proporciona benefícios físicos ao solo, como aumento da porosidade, aeração, capacidade de retenção e infiltração de água, entre outros fatores que já foram vistos e que estimulam o crescimento das plantas no início do ciclo, especialmente do sistema radicular (BORCIONI; MOGOR; PINTO, 2016).

Na Tabela 11 estão os resultados para os testes de refuncionalização do solo realizados com a terra vegetal, o solo pós-tratado com adição de 10, 30 e 50% de lodo de esgoto e com o solo bruto. Em relação ao comprimento de raiz após 15 dias do plantio, verificou-se que na terra vegetal o coentro obteve média de 5,13 cm e o solo com adição de 30% de lodo de esgoto média de 4 cm, resultados não muito distantes, porém no solo com inserção de 50% de lodo o comprimento médio da raiz foi bem menor, com média de 2,5 cm.

Tabela 11 -
Resultado para os testes de refuncionalização do solo.

	Raiz (cm)	Total (cm)	Folhas (quantidade)	Massa (g)
Terra vegetal	5,13	11,63	5,50	0,064
10% de lodo	0,00	0,00	0,00	0,000
30% de lodo	4,00	9,77	4,00	0,045
50% de lodo	2,50	6,83	3,67	0,028
Solo bruto	0,00	0,00	0,00	0,000

Em relação ao tamanho total do coentro, novamente foi observado que, entre os tratamentos com terra vegetal e com inserção de 30% de lodo, a diferença foi menor do que entre os tratamentos com inserção de 30 e 50% de lodo de esgoto. Não foi observado o mesmo comportamento para a quantidade de folhas produzidas, nem para a massa por tratamento do coentro.

Apesar de o lodo de esgoto apresentar concentrações de cobre, zinco, cádmio e chumbo inferiores aos valores de prevenção estabelecidos pela Resolução nº 420/2009 do Conselho Nacional do Meio Ambiente (BRASIL, 2009), nota-se que ele possui elevado valor de concentrações de sódio (Tabela 10) e, como já discutido, o aumento da concentração de sódio no solo reduz o crescimento da planta, retarda a germinação e causa toxicidade. Dessa forma, à medida que se aumenta a proporção de inserção de lodo de esgoto no solo, aumenta-se o risco de retardar o desenvolvimento da planta, como foi observado no tratamento com adição de 50% de lodo de esgoto.

Além dos benefícios físicos provocados pela adição do lodo de esgoto, ele também promove elevada carga de nutrientes de interesse no desenvolvimento das plantas. Entretanto, embora sejam evidentes as vantagens do uso do lodo de esgoto na agricultura, é necessário também avaliar o seu potencial tóxico, uma vez que o lodo pode conter contaminantes que, mesmo nos limites estabelecidos pela legislação, podem interferir no rendimento da cultura.

Ensaio de toxicidade dos solos

Embora o solo contaminado apresente elevado índice de saturação por bases, ele pode conter substâncias altamente tóxicas para culturas, em decorrência de diversos elementos presentes no lixiviado utilizado para contaminar o solo.

Além disso, o solo descontaminado apresentou elevados percentuais de sódio trocável e de saturação por alumínio complexado pela matéria orgânica. Isso indica a necessidade de se avaliar a toxicidade do solo, uma vez que mesmo que o solo apresente alto índice de saturação por bases, indicando alta fertilidade, ele pode ser bastante tóxico para culturas pela presença de outros elementos tóxicos. Assim, foram realizados ensaios de toxicidade utilizando sementes de alface (Lactuca sativa L.) em virtude da sua sensibilidade a elementos fitotóxicos que podem atrasar ou inibir a germinação de sementes e o crescimento de plantas ou provocar efeito adverso sobre elas (SOUZA et al., 2018).

Os resultados apresentados na Tabela 12 comprovam a sensibilidade das sementes de alface à solução de zinco (controle positivo), com a obtenção de baixíssimo índice de germinação e alto percentual de inibição de crescimento. Quanto ao controle negativo (água destilada), foi observado que todas as sementes foram germinadas, chegando ao comprimento médio das raízes de 6,07 cm.

Tabela 12 -
Resultados para ensaio de toxicidade utilizando sementes de alface.

Ensaio	Comprimento médio (cm)	ICR	IG (%)	Inibição (%)
Controle negativo	6,07	1,000	100,000	0,000
Controle positivo	0,36	0,059	0,396	94,066
Solo bruto	3,67	0,605	56,484	39,482
Solo contaminado	1,63	0,268	25,055	73,155
Solo pós-POA sem correção de pH	2,45	0,404	37,692	59,615
Solo pós-POA com correção de pH	4,21	0,695	64,835	30,534
Solo pós-POA com correção de pH e inserção de 10% de lodo	4,89	0,805	80,549	19,451
Solo pós-POA com correção de pH e inserção de 30% de lodo	5,27	0,868	86,813	13,187
Solo pós-POA com correção de pH e inserção de 50% de lodo	4,93	0,812	64,945	18,819

• IG: índice de germinação; POA: processo oxidativo avançado; ICR: inibição de crescimento das raízes.

Em relação ao índice de germinação (IG) das sementes nota-se que, além de o controle positivo apresentar pequeno percentual de germinação, o solo contaminado e o solo pós-tratamento e sem correção de pH apresentaram percentual inferior a 50%. Para o solo com adição de 30% de lodo, o índice de germinação foi acima de 85%, sendo a melhor resposta para a análise.

Quando avaliado o percentual de inibição de crescimento das raízes (ICR), as amostras que utilizaram o extrato de solo contaminado e o extrato de solo descontaminado (pós-POA) sem correção de pH alcançaram percentuais acima de 50%, revelando ser ambientes altamente tóxicos para o plantio. Já os ensaios que empregaram o extrato de solo descontaminado com pH corrigido e inserção de lodo de ETE (10, 30 e 50% em massa seca) apresentaram percentuais de inibição inferiores a 20%, caracterizando amostras não tóxicas para a espécie vegetal utilizada.

Avaliação do solo refuncionalizado

Após a análise de toxicidade foram realizados novos ensaios baseados na rotina prática de fertilidade, com base na avaliação da condição menos tóxica para a espécie vegetal Lactuca sativa L., cujos resultados estão na Tabela 13.

Tabela 13 -
Caracterização do solo refuncionalizado.

pH	COT (g/kg)	Matéria Orgânica (g/kg)	Ca+2 (c.molc/dm3)
7,34	7,00	12,07	13,60
Mg+2 (c.molc/dm3)	Na+ (c.molc/dm3)	K+ (c.molc/dm3)	H+ (c.molc/dm3)
1,60	8,01	0,75	1,10
Al+3 (c.molc/dm3)	Fósforo (mg/dm3)	Nitrogênio (g/dm3)	Ferro (g/dm3)
0,00	3,00	0,60	0,52

• COT: carbono orgânico total.

O impacto da oxidação na remoção de contaminantes e nos parâmetros físicos, químicos e biológicos do solo depende do nível de regente utilizado. Quanto maior a concentração do oxidante maiores serão os prejuízos aos parâmetros, tais como: pH, capacidade de troca catiônica, teor de fósforo, nitrogênio, entre outros, levando à perda de fertilidade e, consequentemente, prejudicando o crescimento das plantas. Dessa forma, maior será o esforço empregado para recuperar as propriedades funcionais do solo (LAURENT et al., 2012).

Como foi visto, após o tratamento o valor do pH do solo reduziu bastante. Com a refuncionalização esse valor se elevou, atingindo 7,3 como consequência da concentração de H⁺ presente no lodo de esgoto. Também houve aumento nos teores de cálcio, magnésio, sódio e potássio, implicando também a elevação da CTC, que desempenha papel fundamental na retenção e suprimento de nutrientes, além de ser uma propriedade química frequentemente utilizada para avaliar a qualidade e a produtividade do solo (WAN et al., 2020).

O valor da saturação por bases foi de 95,61%, parâmetro este que permite indicar o comportamento e a disponibilidade de elementos cruciais para o solo, ou seja, possibilita classificá-lo em relação ao seu estado trófico. Neste caso, indica um solo fértil classificado como eutrófico (KABALA; LABAZ, 2018).

Assim como relatado em outros trabalhos, a incorporação do lodo de esgoto ao solo é largamente utilizada na agricultura pelo alto conteúdo de nutrientes como nitrogênio e fósforo, proporcionando maior disponibilidade deles no solo e, portanto, às plantas (BUNTING, 1963; AYUSO et al., 1992; CUNNINGHAM; KEENEY; RYAN, 1975; ZHANG et al., 2017). Assim, observou-se esse efeito no solo refuncionalizado, a concentração de nitrogênio aumentou cerca de 60% em relação ao solo tratado e dobrou de valor em relação ao solo bruto. O fósforo também apresentou aumento em sua concentração proveniente da adição do lodo de esgoto, o que representou um ganho na para a fertilidade do solo, uma vez que esses nutrientes, absorvidos em grandes quantidades, são de extrema importância para o crescimento e o desenvolvimento das plantas. Além disso, foi observado aumento na concentração de potássio, que é um cátion com importância no estado energético das plantas, especialmente na manutenção da água nos tecidos. Já a saturação por alumínio tendeu a zero, revelando que não há problemas em relação à toxidez por esse elemento.

A terra vegetal utilizada no plantio do coentro apresentou pH de 5,6, CTC de 6,85 e índice de saturação por bases de 88,76%, valores inferiores aos do solo refuncionalizado. Já para os nutrientes nitrogênio e fósforo, a terra vegetal apresentou concentrações maiores que no solo refuncionalizado, como pode ser visto na Tabela 14.

Tabela 14 -
Caracterização da terra vegetal.

Ca+2 (c.molc/dm3)	Mg+2 (c.molc/dm3)	Na+ (c.molc/dm3)	K+ (c.molc/dm3)
4,20	1,50	0,19	0,19
H+ (c.molc/dm3)	Al+3 (c.molc/dm3)	Fósforo (mg/dm3)	Nitrogênio (g/dm3)
0,77	0,00	12,00	0,70

Apesar de a terra vegetal apresentar valores para parâmetros indicativos das condições gerais de fertilidade do solo, como a CTC e o índice de saturação por bases, inferiores aos do solo refuncionalizado, era de se esperar que o desenvolvimento da espécie Coriandrum sativum L. fosse melhor na terra vegetal que no solo refuncionalizado. Isso porque, além de esses parâmetros não serem suficientes para garantir a fertilidade do solo, ainda podem existir outros elementos contidos no lodo que não foram avaliados, como por exemplo a presença de metais pesados, que dificultam o desenvolvimento de espécies (EMBRAPA, 2010; EMAMGOLIZADEH et al., 2015).

Além disso, o nitrogênio e o fósforo são determinantes críticos do crescimento e da produtividade das plantas, e o crescimento e a morfologia das plantas são parâmetros importantes para avaliar os efeitos dos nutrientes fornecidos. A terra vegetal apresentou valores superiores para esses nutrientes em relação ao solo refuncionalizado, com destaque para o fósforo, que é considerado um dos principais parâmetros de caracterização da fertilidade do solo e um elemento importante que afeta o crescimento na vegetação (RAZAQ et al., 2017; XIONG et al., 2020).

Diante disso, foi constatado que, enquanto o tratamento que utilizou solo refuncionalizado com adição de 30% de lodo de esgoto apresentou diferença no crescimento total do coentro de 16% quando comparado ao tratamento que usou terra vegetal, o tratamento com inserção de 50% de lodo de esgoto apresentou diferença de 41% no crescimento total comparado à terra vegetal. Assim, na avaliação dos tratamentos estudados e considerando-se a diferença de 16% no crescimento do coentro quando comparado com a terra vegetal, a técnica adotada na refuncionalização com adição de 30% de lodo de esgoto foi considerada satisfatória.

CONCLUSÃO

Pode-se concluir que o solo, após a contaminação com o lixiviado, adquiriu grande quantidade de carga orgânica.

O solo bruto apresentou permeabilidade à água igual a 3,142. 10^-6 cm/s e, com o lixiviado, apresentou permeabilidade de 3,369. 10^-7 cm/s, o que não representou diferença significativa para os dois fluidos.

O solo bruto apresentou pH ácido, alto percentual de saturação de bases, indicando ser um solo fértil, e baixo percentual de saturação por alumínio, embora isso não seja suficiente para caracterizá-lo quanto a sua fertilidade. Já o solo contaminado apresentou pH básico, alto índice de saturação de base proveniente principalmente do sódio e potássio e baixa saturação por alumínio.

Em relação aos processos Fenton e foto-Fenton para a descontaminação do solo, foi observado que com o uso de luz solar se obteve maior eficiência no processo, chegando a 73,98% de conversão do COT. Também foram verificadas, após a descontaminação, pequenas concentrações de íons inorgânicos, menores que no solo bruto, pH bastante ácido, além de grande toxidez por alumínio e baixo grau de saturação de bases.

O processo de refuncionalização após o tratamento com adição de 30% de lodo de esgoto apresentou o melhor resultado para o crescimento do coentro. Também se notou que o aumento da quantidade de lodo inserido no solo prejudicava o desenvolvimento da cultura por causa do alto teor de sódio presente no próprio lodo, que é capaz de reduzir o crescimento da planta, retardando a germinação e causando toxicidade.

Na avaliação da toxicidade, identificou-se alto percentual de inibição em sementes de alface nas amostras que utilizaram o extrato de solo contaminado e o extrato de solo descontaminado (pós-POA) sem correção de pH. Já para os ensaios que adotaram o extrato de solo descontaminado com pH corrigido e inserção de lodo de ETE, o percentual de inibição foi inferior a 20%, caracterizando amostras não tóxicas para a espécie vegetal.

Finalmente, constatou-se que a inserção do lodo de esgoto aumentou os íons trocáveis, aumentando, assim, a CTC, o índice de saturação de bases e os níveis de nitrogênio e fósforo, e reduziu a saturação por alumínio e sódio, melhorando as condições agronômicas do solo.

REFERÊNCIAS

• ALMEIDA, E.J.; CORSO, C.R. (2014) Comparative study of toxicity of azo dye Procion Red MX-5B following biosorption and biodegradation treatments with the fungi Aspergillus niger and Aspergillus terreus Chemosphere, v. 112, p. 317-322. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2014.04.060
  » https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2014.04.060
• ALVARENGA, A.; SAMPAIO, R.; PINHO, G.; CARDOSO, P.; SOUSA, I.; BARBOSA, M. (2017) Phytoremediation of chlorobenzenes in sewage sludge cultivated with Pennisetum purpureum at different times. Revista Brasileira de Engenharia Agrícola e Ambiental, v. 21, n. 8, p. 573-578. https://doi.org/10.1590/1807-1929/agriambi.v21n8p573-578
  » https://doi.org/https://doi.org/10.1590/1807-1929/agriambi.v21n8p573-578
• ANNABI, C.; ABOU DALLE, A.; FOURCADE, F.; ASSADI, A.A.; SOUTREL, I.; BELLAKHAL, N.; AMRANE, A. (2019) Enoxacin degradation by photo-Fenton process combined with a biological treatment: optimization and improvement of by-products biodegradability. International Journal of Environmental Science and Technology, v. 16, p. 655-666. https://doi.org/10.1007/s13762-018-1701-3
  » https://doi.org/https://doi.org/10.1007/s13762-018-1701-3
• ASSOULINE, S.; RUSSO, D.; SILBER, A.; OR, D. (2015) Balancing water scarcity and quality for sustainable irrigated agriculture. Water Resources Research, v. 51, n. 5, p. 3419-3436. https://doi.org/10.1002/2015WR017071
  » https://doi.org/https://doi.org/10.1002/2015WR017071
• AYUSO, M.; HERNÁNDEZ, T.; GARCIA, C.; COSTA, F. (1992) Utilización de un lodo aerobio como substitutivo de fertilizantes fosforados inorganicos. Suelo y Planta, v. 2, n. 2, p. 271-280.
• BORCIONI, E.; MOGOR, A.F.; PINTO, F. (2016) Influence of the application of fulvic acid on seedling root growth and yield in lettuce. Revista Ciência Agronômica, v. 47, n. 3, p. 509-515. https://doi.org/10.5935/1806-6690.20160061
  » https://doi.org/https://doi.org/10.5935/1806-6690.20160061
• BRASIL. (2009) Conselho Nacional do Meio ambiente (Conama). Resolução nº 420, de 30 de Dezembro de 2009. Dispõe sobre critérios e valores orientadores de qualidade do solo quanto à presença de substâncias químicas e estabelece diretrizes para o gerenciamento ambiental de áreas contaminadas por essas substâncias em decorrência de atividades antrópicas. Diário Oficial da República Federativa do Brasil, Brasília.
• BRASIL. (2010) Lei nº 12.305 - Institui a Política Nacional de Resíduos Sólidos. Diário Oficial [da] República Federativa do Brasil, Poder Executivo, Brasília. Diário Oficial da União
• BUNTING, A.H. (1963) Experiments on organic manures. Journal Agriculture of Science, v. 60, n. 1, p. 121-140. https://doi.org/10.1017/S0021859600015914
  » https://doi.org/https://doi.org/10.1017/S0021859600015914
• CARBAJO, J.; QUINTANILLA, A.; CASAS, J.A. (2018) Assessment of carbon monoxide formation in Fenton oxidation process: the critical role of pollutant nature and operating conditions. Applied Catalysis B: Environmental, v. 232, p. 55-59. https://doi.org/10.1016/j.apcatb.2018.03.030
  » https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.apcatb.2018.03.030
• CHERFOUH, R.; LUCAS, Y.; DERRIDJ, A.; MERDY, P. (2018) Long-term, low technicality sewage sludge amendment and irrigation with treated wastewater under Mediterranean climate: impact on agronomical soil quality. Environmental Science and Pollution Research, v. 25, p. 35571-35581. https://doi.org/10.1007/s11356-018-3463-3
  » https://doi.org/https://doi.org/10.1007/s11356-018-3463-3
• CIOTTA, M.N.; BAYER, C.; FONTOURA, S.M.V.; ERNANI, P.R.; ALBUQUERQUE, J.A. (2003) Matéria orgânica e aumento da capacidade de troca de cátions em solo com argila de atividade baixa sob plantio direto. Ciência Rural, v. 33, n. 6, p. 1161-1164. https://doi.org/10.1590/S0103-84782003000600026
  » https://doi.org/https://doi.org/10.1590/S0103-84782003000600026
• CUNNINGHAM, I.; KEENEY, D.; RYAN, J. (1975) Yield and metal composition of corn and rye grown on sewage sludge-amended soil. Journal of Environmental Quality, v. 4, n. 4, p. 448-454. https://doi.org/10.2134/jeq1975.00472425000400040005x
  » https://doi.org/https://doi.org/10.2134/jeq1975.00472425000400040005x
• ECHART, C.L.; CAVALLI-MOLINA, S. (2001) Aluminum phytotoxicity: effects, tolerance mechanisms and its genetic control. Ciência Rural, v. 31, n. 3, p. 531-541.
• EMAMGOLIZADEH, S.; BATENI, S.M.; SHAHSAVANI, D.; ASHRAFI, T.; GHORBANI, H. (2015) Estimation of soil cátion Exchange capacity using Genetic Expression Programming (GEP) and Multivariate Adaptive Regression Splines (MARS). Journal of Hydrology, v. 529, parte 3, p. 1590-1600. https://doi.org/10.1016/j.jhydrol.2015.08.025
  » https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.jhydrol.2015.08.025
• EMPRESA BRASILEIRA DE PESQUISA AGROPECUÁRIA (EMBRAPA). (2010) Conceito de fertilidade do solo e manejo adequado para regiões tropicais Campinas: Embrapa Monitoramento por Satélite. (Boletim de Pesquisa e Desenvolvimento, 8.)
• EMPRESA BRASILEIRA DE PESQUISA AGROPECUÁRIA (EMBRAPA). (2015) Guia prático para interpretação de resultados de análises de solo Aracaju: Embrapa Tabuleiros Costeiros. Documentos, 206.
• EMPRESA BRASILEIRA DE PESQUISA AGROPECUÁRIA (EMBRAPA). (2017) Manual de métodos de análise de solos 3ª ed. Brasília: EMBRAPA.
• FREDDI, O.S.; CENTURION, J.F.; BEUTLER, A.N.; ARATANI, R.G.; LEONEL, C.L. (2007) Compactação do solo no crescimento radicular e produtividade da cultura do milho. Revista Brasileira de Ciência do Solo, v. 31, n. 4, p. 627-636. http://dx.doi.org/10.1590/S0100-06832007000400003
  » https://doi.org/http://dx.doi.org/10.1590/S0100-06832007000400003
• FREIRE, M.B.G.S.; MIRANDA, M.F.A.; OLIVEIRA, E.E.M.; SILVA, L.E.; PESSOA, L.G.M.; ALMEIDA, B.G. (2014) Agrupamento de solos quanto à salinidade no Perímetro Irrigado de Custódia em função do tempo. Revista Brasileira de Engenharia Agrícola e Ambiental, v. 18, supl., p. 86-91. http://doi.org/10.1590/1807-1929/agriambi.v18nsupps86-s91
  » https://doi.org/http://doi.org/10.1590/1807-1929/agriambi.v18nsupps86-s91
• GUARI, E.B.; ALMEIDA, E.J.; MARTIARENA, M.J.; YAMAGAMI, N.S.; CORSO, C. (2015) Azo due acid blue 29: biosorption and phytotoxicity test. Water, Air & Soil Pollution, v. 226, p. 361-368. http://doi.org/10.13140/RG.2.1.2623.8808
  » https://doi.org/http://doi.org/10.13140/RG.2.1.2623.8808
• HUANG, D.; HU, C.; ZENG, G.; CHENG, M.; XU, P.; GONG, X.; WANG, R.; XUE, W. (2017) Combination of Fenton process and biotreatment for wastewater treatment and soil remediation. Science of the Total Environment, v. 574, p. 1599-1610. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2016.08.199
  » https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2016.08.199
• JOHNSTONE, F.E.; MORRIS, H.D.; HANSON, K.W.; YOUNG, H.W. (1957) The effect of soil conditioners on the yields of sweet potatoes. American Society for Horticultural Science Proceedings, v. 70, p. 403-406.
• KABALA, C.; LABAZ, B. (2018) Relationships between soil pH and base saturation - conclusions for Polish and international soil classifications. Soil Science Annual, v. 69, n. 4, p 206-214. https://doi.org/10.2478/ssa-2018-0021
  » https://doi.org/https://doi.org/10.2478/ssa-2018-0021
• LAURENT, F.; CÉBRON, A.; SCHWARTZ, C.; LEYVAL, C. (2012) Oxidation of a PAH polluted soil using modified Fenton reaction in unsaturated condition affects biological and physico-chemical properties. Chemosphere, v. 86, n. 6, p. 659-664. https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2011.11.018
  » https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.chemosphere.2011.11.018
• MIGUEL, P.S.B.; GOMES, F.T.; ROCHA, W.S.D.; MARTINS, C.E.; CARVALHO, C.A.; OLIVEIRA, A.V. (2010) Efeitos tóxicos do alumínio no crescimento das plantas: mecanismos de tolerância, sintomas, efeitos fisiológicos, bioquímicos e controles genéticos. CES Revista, v. 24, p. 13-29.
• OSAKI, F. (1991) Calagem e adubação 2ª ed. Campinas: Instituto Brasileiro de Ensino Agrícola. 503 p.
• PABLOS, M.V.; MARTINI, F.; FERNÁNDEZ, C.; BABÍN, M.M.; HERRAEZ, I.; MIRANDA, J.; MARTÍNEZ, J.; CARBONELL, G.; SAN-SEGUNDO, L.; GARCÍA-HORTIGUELA, P.; TARAZONA, J.V. (2011) Correlation between physicocheminal and ecotoxicological approaches to estimate landfill leachates toxicity. Waste Management, v. 31, n. 8, p. 1841-1847. https://doi.org/10.1016/j.wasman.2011.03.022
  » https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.wasman.2011.03.022
• PAIXÃO FILHO, J.L.; MIGUEL, M.G. (2017) Long-term characterization of landfill leachate: impacts of the tropical climate on its composition. American Journal of Environmental Sciences, v. 13, n. 2, p. 116-127. https://doi.org/10.3844/ajessp.2017.116.127
  » https://doi.org/https://doi.org/10.3844/ajessp.2017.116.127
• PANCHONI, L.C.; SANTOS, C.A.; KUWANO, B.H.; CARMO, K.B.; CELY, M.V.; OLIVEIRA JUNIOR, A.G.; FAGOTTI, D.S.; CERVANTES, V.N.; ZANGARO, W.; ANDRADE, D.S.; ANDRADE, G.; NOGUEIRA, M.A. (2016) Effect of landfill leachate on ceral nutrition and productivity and on soil properties. Journal of Environmental Quality, v. 45, n. 3, p. 1080-1086. https://doi.org/10.2134/jeq2015.06.0281
  » https://doi.org/https://doi.org/10.2134/jeq2015.06.0281
• PEDROTTI, A.; CHAGAS, R.M.; RAMOS, V.C.; PRATA, A.P.N.; LUCAS, A.A.T.; SANTOS, P.B. (2015) Causas e consequências do processo de salinização dos solos. Revista Eletrônica em Gestão, Educação e Tecnologia Ambiental, v. 19, n. 2, p. 1308-1324. https://doi.org/10.5902/2236117016544
  » https://doi.org/https://doi.org/10.5902/2236117016544
• RAZAQ, M.; ZHANG, P.; SHEN, H.; SALAHUDDIN. (2017) Influence of nitrogen and phosphorus on the growth and root morphology of Acer mono. PLoS One, v. 12, n. 2, e0171321. https://doi.org/10.1371/journal.pone.0171321
  » https://doi.org/https://doi.org/10.1371/journal.pone.0171321
• SANTOS, A.; COSTA, G.S.; PERALTA-ZAMORA, P. (2017) Remediação de solos contaminados por processos Fenton: uma revisão crítica. Química Nova, v. 40, n. 3, p. 327-333. https://doi.org/10.21577/0100-4042.20160187
  » https://doi.org/https://doi.org/10.21577/0100-4042.20160187
• SILVA, L.A.; TEIXEIRA, S.C.; PÉREZ, D.V.; MARQUES, M.R. (2012) Impact of chemical oxidation on Brazilian soils. Journal Bazilian Cheminal Society, v. 23, n. 2, p. 367-371. https://doi.org/10.1590/S0103-50532012000200026
  » https://doi.org/https://doi.org/10.1590/S0103-50532012000200026
• SOBRERO, M.C.; RONCO, A. (2004) Ensayo de toxicidad aguda con semillas de lechuga Lactuca Sativa L In: MORALES, G.C. (org.). Ensayos toxicológicos y métodos de evaluación de calidad de aguas: estandarización, intercalibración, resultados y aplicaciones. México: Instituto Mexicano de Tecnología del Agua. p. 55-67.
• SOUZA, D.T.; BENETTI, C.N.; SAUR, E.; PAULA, V.C.S.; FREITAS, A.M.; TIBURTIUS, E.R.L. (2018) Decontamination of pure and ethanol/gasoline-contaminated soil by Fenton-like process. Water, Air & Soil Pollution, v. 229, n. 105, p. 1-10. https://doi.org/10.1007/s11270-018-3736-y
  » https://doi.org/https://doi.org/10.1007/s11270-018-3736-y
• UNITED STATES SALINITY LABORATORY STAFF (USSL STAFF). (1954) Diagnosis and improvement of saline and alkali soils Estados Unidos: Department of Agriculture. 160 p. (Agricultural Handbook, n. 60.)
• USMAN, M.; HANNA, K.; HADERLEIN, S. (2016) Fenton oxidation to remediate PAHs in contaminated soils: a critical review of major limitations and counter-strategies. Science of Total Environment, v. 569-570, p. 179-190. https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2016.06.135
  » https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.scitotenv.2016.06.135
• WAN, M.; HU, W.; QU, M.; LI, W.; ZHANG, C.; KANG, J.; HONG, Y.; CHEN, Y.; HUANG, B. (2020) Rapid estimation of soil cation exchange capacity through sensor data fusion of portable XRF spectrometry and Vis-NIR spectroscopy. Geoderma, v. 363, 114163. https://doi.org/10.1016/j.geoderma.2019.114163
  » https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.geoderma.2019.114163
• XIONG, J.; LIN, C.; MA, R.; ZHENG, G. (2020) The total P estimation with hyper-spectrum - A novel insight into different P fractions. Catena, v. 187, 104309. https://doi.org/10.1016/j.catena.2019.104309
  » https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.catena.2019.104309
• ZHANG, L.; ZENG, G.; DONG, H.; CHEN, Y.; ZHANG, J.; YAN, M.; ZHU, Y.; YUAN, Y.; XIE, Y.; HUANG, Z. (2017) The impact of silver nanoparticles on the co-composting of sewage sludge and agricultural waste: evolutions of organic matter and nitrogen. Bioresource Technology, v. 230, p. 132-139. https://doi.org/10.1016/j.biortech.2017.01.032
  » https://doi.org/https://doi.org/10.1016/j.biortech.2017.01.032

• 1
  Reg. ABES: 20190108

Datas de Publicação

• Publicação nesta coleção
  20 Nov 2020
• Data do Fascículo
  Sep-Oct 2020

Histórico

• Recebido
  07 Abr 2019
• Aceito
  24 Abr 2020