UNIVERSIDADE FEDERAL DE MATO GROSSO FACULDADE …200.129.241.80/ppgeea/sistema/dissertacoes/256.pdf · Gersina Nobre da R. C. Junior. Co-orientador: Prof. Dr. Aldecy de Almeida Santos

UNIVERSIDADE FEDERAL DE MATO GROSSO

FACULDADE DE ARQUITETURA, ENGENHARIA E TECNOLOGIA

PROGRAMA DE PÓS-GRADUAÇÃO DE ENGENHARIA DE EDIFICAÇÕES E AMBIENTAL

DENISE PONTES DUARTE

AVALIAÇÃO DA BIOESTABILIZAÇÃO DOS RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS EM

LISÍMETRO. ESTUDO DE CASO: CUIABÁ – MATO GROSSO

CUIABÁ-MT

2016

DENISE PONTES DUARTE

AVALIAÇÃO DA BIOESTABILIZAÇÃO DOS RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS EM

LISÍMETRO. ESTUDO DE CASO: CUIABÁ – MATO GROSSO

Dissertação apresentada ao Programa de Pós-graduação

em Engenharia de Edificações e Ambiental da

Universidade Federal de Mato Grosso, em cumprimento às exigências para obtenção do título de Mestre em

Engenharia de Edificações e Ambiental.

Área de Concentração: Gestão de Água e Resíduos.

Orientadora: Prof

a. Dr

a. Gersina Nobre da R. C. Junior.

Co-orientador: Prof. Dr. Aldecy de Almeida Santos.

CUIABÁ-MT

2016

AGRADECIMENTOS

À Deus que na sua infinita bondade me permitiu realizar esse mestrado e ao mesmo tempo usufruir do

convívio familiar.

Aos meus pais que mesmo nas dificuldades sempre estiveram de cabeça erguida me apoiando e me

sustentando.

À minha filha Bruna, minha companheira e ajudadora, pela sua compreensão.

À Professora Dra. Gersina Nobre da Rocha do Carmo Junior pela sua dedicação, paciência e carinho

ao lecionar. Agradeço a sua disposição em me auxiliar e orientar na pesquisa.

Ao professor Dr. Aldecy de Almeida Santos pela sua sincera e manifesta paciência, positividade,

incentivo e disposição em me orientar demonstrando o entusiasmo em ser um pesquisador. Se aqui

cheguei foi em grande parte pelo seu apoio.

Aos professores Dr. Mauricio Alves da Motta Sobrinho, Dra. Eliana Beatriz Nunes Rondon e Dra.

Juzélia Santos da Costa por aceitarem prontamente o convite de participação em minha banca. Muito

me honrou ter as suas contribuições para o melhor desenvolvimento da dissertação.

À todos os professores do programa de mestrado e do Departamento de Engenharia Sanitária e

Ambiental em especial aos Professores Dr. Luiz Airton Gomes, Dr. Welitom Ttatom Pereira da Silva e

MSc. Tadeu José Figueiredo Latorraca, que ajudaram na fase de definição e preparação da pesquisa.

Aos funcionários do Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental, em especial a professora

Amanda e os Técnicos Luana Mênithen, Daniel Santos Filho e Marcio Mecca do Laboratório de

Analises físico-quimicas.

Aos colegas do mestrado pelo encorajamento, parceria e convivência nesses dois anos.

À engenheira civil Daliany Guimarães de Moraes pela iniciativa e força de vontade na construção do

lisímetro.

À Prefeitura Municipal de Cuiabá, nas pessoas do Secretário de Serviços Urbanos José Roberto Stopa

e o Diretor de Resíduos Sólidos José Abel do Nascimento.

Às Empresas Ecopav, Centro de Gerenciamento de Resíduos de Cuiabá (CGR) e Constubos pelas

contribuições e apoios.

À CAPES pela bolsa de estudo.

RESUMO

DUARTE, Denise Pontes. Avaliação da bioestabilização dos resíduos sólidos urbanos em

lisímetro. Estudo de caso: Cuiabá – Mato Grosso. Dissertação (Mestrado em Engenharia

de Edificações e Ambiental) – Faculdade de Arquitetura, Engenharia e Tecnologia.

Universidade Federal de Mato Grosso, Cuiabá, 2016. 127f.

O processo biodegradativo dos resíduos sólidos nos aterros sanitários compreende etapas da

degradação da matéria orgânica, as quais não se apresentam em uma única fase ou em uma

sequência ordenada, mas sim em um conjunto simultâneo de diferentes fases e idades, cujo

desenvolvimento pode variar de acordo com as condições físicas, químicas e biológicas,

associadas às células do aterro. Neste contexto, essa pesquisa visa compreender a

biodegradação e os aspectos geotécnicos (recalque) dos RSU da cidade Cuiabá, em lisímetro

implantado no Centro Experimental da Hidráulica e Saneamento Ambiental da Universidade

Federal de Mato Grosso, a partir do monitoramento de parâmetros de simples execução que

possam auxiliar a execução e operação adequada de aterros de pequeno e médio porte no

Estado de Mato Grosso. Assim, para melhor obtenção de dados, foi construído um lisímetro

em concreto armado, preenchido com resíduos sólidos urbanos da cidade de Cuiabá,

perfazendo um volume total de 6,47m³. A metodologia de pesquisa proposta contemplou o

monitoramento dos dados climatológicos, através do índice pluviométrico, temperatura do ar

e umidade relativa do ar; fração sólida dos RSU do interior do lisímetro, através dos

parâmetros analisados em laboratório: umidade, sólidos voláteis, sólidos não-voláteis,

nitrogênio, fósforo, temperatura e pH; a compressibilidade dos RSU, através do recalque e a

qualidade do lixiviado, através de parâmetros físico-químicos e bacteriológicos. Os resultados

obtidos apresentaram redução ao longo do tempo da maioria dos parâmetros monitorados,

mas com valores inferiores aos considerados adequados por diversos autores para a umidade,

relação carbono/nitrogênio e sólidos voláteis. A condição climática de Cuiabá com altas

temperaturas, picos intensos de chuva e longo período de seca interferiram no processo

biodegradativo, mas de maneira geral a adoção dos parâmetros de umidade, sólidos voláteis e

pH foram adequados para avaliar a cinética degradativa da matéria orgânica na massa de

resíduos no período estudado.

Palavras-chave: Aterro experimental. Processo biodegradativo. Monitoramento.

ABSTRACT

DUARTE, Denise Pontes. Stabilization of the evaluation of municipal solid waste

in lysimeter. Case Study: Cuiabá - Mato Grosso. Dissertation (Masters in Environmental

Engineering and Buildings ), Faculty of Architecture, Engineering and Technology. Federal

University of Mato Grosso, Cuiabá, 2016.127f.

The biodegradation process solid waste landfills comprises steps of degradation of

organic matter, which are not presented in a single stage or in an ordered sequence, but in a

simultaneous number of different stages and ages, the development of which can vary with

the physical, chemical and biological conditions associated with the landfill cells. In this

context, this research aims to understand the biodegradation and geotechnical aspects

(settlement) of MSW of the Cuiabá city lisímetro from monitoring simple execution

parameters that can assist the implementation and proper operation of small and medium-

sized landfills in the state of Mato Grosso. So for better data collection, it has built a lysimeter

reinforced concrete, filled with solid waste from the city of Cuiabá, with a total volume of

6,47m³. The proposed monitoring included the climatological data through rainfall, air

temperature and relative humidity; solid fraction of the inside of the lysimeter MSW through

the parameters analyzed in the laboratory: moisture, volatile solids, non-volatile solids,

nitrogen, phosphorus, temperature and pH; compressibility of MSW through repression and

quality of leached through physical, chemical and bacteriological parameters. It was observed

decrease over time most of the monitored parameters, but with lower values than those

considered suitable by several authors to moisture, carbon / nitrogen and volatile solids. The

climatic condition of Cuiabá with high temperatures, intense peaks of rainfall and long dry

period interfered in the biodegradation process, but in general the adoption of humidity

parameters, volatile and pH solids were adequate to evaluate the degradative kinetics of

organic matter in the mass waste in the period studied.

Keywords: Experimental landfill. Biodegradation process. Monitoring.

LISTA DE FIGURAS

Figura 1 – Mapa conceitual hierárquico da revisão bibliográfica ........................................................15

Figura 2 – Evolução da geração per capita de resíduos e da população no Brasil (2002-2009) ...........19

Figura 3 – Gestão de resíduos sólidos urbanos nos EUA (1960-2013)................................................22

Figura 4 – Disposição final dos RSU coletados no Brasil (2008-2014)...............................................24

Figura 5 – Custos de implantação de aterros sanitários no Brasil .......................................................26

Figura 6 – Custos unitários de operação e manutenção de aterros sanitários no Brasil ........................27

Figura 7 – Emissões por opção de tratamento para uma tonelada de resíduos orgânicos .....................32

Figura 8 – Modelo teórico de degradação dos resíduos em aterros sanitários......................................34

Figura 9 – Processo de decomposição anaeróbia dos RSU nos aterros sanitários ................................35

Figura 10 – Estágios de tempo-recalque típicos para um aterro sob certa carga ..................................40

Figura 11 – Taxas de crescimento relativo de microrganismos psicrófilos, mesófilos e termófilos......44

Figura 12 – Fluxograma de desenvolvimento da pesquisa ..................................................................55

Figura 13 – Localização da área de estudo .........................................................................................56

Figura 14 – Lisímetro implantado no Centro Experimental da Hidráulica e Saneamento Ambiental em

novembro/2014 .................................................................................................................................57

Figura 15 – Planta e corte esquemático do lisímetro e equipamentos de instrumentação do lisímetro .58

Figura 16 – Etapas da construção do lisímetro implantado no Centro Experimental da Hidráulica e

Saneamento Ambiental em novembro/2014.......................................................................................59

Figura 17 – Construção da drenagem no lisímetro implantado no Centro Experimental da Hidráulica e


Figura 18 – Compactação da camada de cobertura intermediária do lisímetro em novembro/2014 .....61

Figura 19 – Instrumentação no lisímetro ............................................................................................62

Figura 20 – Mapa das regiões administrativas na cidade de Cuiabá ....................................................64

Figura 21 – Percurso da coleta regular destinada ao estudo ................................................................64

Figura 22 – Etapas do quarteamento realizado no Centro Experimental da Hidráulica e Saneamento

Ambiental em novembro/2014 ..........................................................................................................66

Figura 23 – Preparação da amostra para realização das analises laboratoriais .....................................67

Figura 24 – Medição da temperatura (abril/2014) ..............................................................................69

Figura 25 – Retirada da amostra (março/2014) ..................................................................................70

Figura 26 – Coleta de lixiviado (maio/2014) ......................................................................................71

Figura 27 – Etapas da medição do recalque .......................................................................................72

Figura 28 – Preenchimento do lisímetro ............................................................................................77

Figura 29 – Vidros ............................................................................................................................77

Figura 30 – Composição gravimétrica implantado no Centro Experimental da Hidráulica e


Figura 31 – Comparativo entre as gravimetrias realizado pela PMC em 2001 e 2014 .........................79

Figura 32 – Precipitação diária acumulada (mm), média da temperatura (°C) e da umidade relativa do

ar (%) na cidade de Cuiabá, no período de novembro de 2014 a janeiro de 2016. ...............................81

Figura 33 – Variação do potencial Hidrogeniônico (pH) no lisímetro no período de dezembro de 2014

a agosto de 2015 ...............................................................................................................................83

Figura 34 – Variação do teor de umidade no lisímetro no período de dezembro de 2014 a agosto de

2015. ................................................................................................................................................85

Figura 35 – Variação do teor de sólidos voláteis no lisímetro no período de dezembro de 2014 a agosto

de 2015. ............................................................................................................................................87

Figura 36 – Variação da temperatura no lisímetro no período de dezembro de 2014 a agosto de 2015.

.........................................................................................................................................................88

Figura 37 – Variação do Nitrogênio e Fósforo no lisímetro no período de dezembro de 2014 a agosto

de 2015. ............................................................................................................................................90

Figura 38 – Relação C:N no lisímetro no período de dezembro de 2014 a agosto de 2015 ..................91

Figura 39 – Vazamento no lisímetro ..................................................................................................93

Figura 40 – Recalque observado no lisímetro nos primeiros 50 dias de monitoramento ......................99

Figura 41 – Recalque observado no lisímetro no período de dez/2014 a jan/2016 ..............................99

Figura 42 – Aspecto visual da camada superior do lisímetro em março de 2015 ............................... 101

Figura 43 – Ajuste da curva de recalque pelo modelo logaritmo ...................................................... 102

Figura 44 – Ajuste da curva de recalque pelo modelo hiperbólico .................................................... 104

Figura 45 – Ajuste da curva de recalque pelo modelo Meruelo ........................................................ 106

LISTA DE QUADROS

Quadro 1 – Instrumentos econômicos para a redução na geração de resíduos sólidos em países

desenvolvidos ...................................................................................................................................16

Quadro 2 – Estratégias de tratamento adotadas em países desenvolvidos ...........................................17

Quadro 3 – Custo das etapas de viabilização de aterro de pequeno porte no Brasil .............................27

Quadro 4 – Principais categorias de resíduos e contaminantes por fonte ............................................29

Quadro 5 – Indicadores de contaminação ambiental do solo ..............................................................31

Quadro 6 – Principais componentes dos gases de aterros ...................................................................39

Quadro 7 – Características dos modelos clássicos e convencionais para recalques .............................42

Quadro 8 – Relação C:N no processo de compostagem .....................................................................46

Quadro 9 – Características dos bairros estudados no mês de novembro/2014 .....................................63

Quadro 10 – Parâmetros de caracterização da amostra .......................................................................67

Quadro 11 – Parâmetros de monitoramento do lisímetro, no período estudado de novembro/2014 a

janeiro/2016 ......................................................................................................................................68

Quadro 12 – Metodologias e equipamentos empregados nas análises do lixiviado gerados no lisímetro

no período estudado de novembro/2014 a janeiro/2016......................................................................71

LISTA DE TABELAS

Tabela 1 – Variações das concentrações de lixiviado com a idade do aterro .......................................37

Tabela 2 – Variação da composição do lixiviado gerado em aterros brasileiros ..................................38

Tabela 3 – Recalques em maciços sanitários ......................................................................................40

Tabela 4 – Efeitos dos metais pesados na digestão anaeróbia .............................................................47

Tabela 5 – Características do solo utilizado para a base e cobertura no lisímetro implantado no Centro

Experimental da Hidráulica e Saneamento Ambiental em novembro/2014 .........................................61

Tabela 6 – Composição gravimétrica dos resíduos utilizados no lisímetro implantado no Centro

Experimental da Hidráulica e Saneamento Ambiental em novembro/2014 .........................................76

Tabela 7 – Comparativo entre a composição gravimétrica de Cuiabá e do Brasil, entre os anos de 2001

e 2014 ...............................................................................................................................................79

Tabela 8 – Variação de metais no lisímetro no período de setembro de 2015 a janeiro de 2016 ..........92

Tabela 9 – Parâmetros do lixiviado produzido no período de estudo ..................................................94

Tabela 10 – Composição Química do Chorume Gerado no Aterro Sanitário de Cuiabá em 2001 ........95

Tabela 11 – Variação de Coliformes no lixiviado no período de estudo .............................................97

Tabela 12 – Parâmetros obtidos para o modelo logaritmo ................................................................ 102

Tabela 13 – Parâmetros obtidos para o modelo hiperbólico.............................................................. 104

Tabela 14 – Parâmetros obtidos para o modelo Meruelo .................................................................. 105

LISTA DE ABREVIATURAS E SIGLAS

ABNT Associação Brasileira de Normas Técnicas

ABRELPE Associação Brasileira das Empresas de Limpeza Pública e Resíduos Especiais

CAPES Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível Superior

CEHISA Centro Experimental da Hidraúlica e Saneamento Ambiental

CEMPRE Compromisso Empresarial para Reciclagem

CONAMA Conselho Nacional de Meio Ambiente

DBO Demanda Bioquímica de Oxigênio

DESA Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental

DQO Demanda Química de Oxigênio

EEA European Environmental Agency

EPA Environmental Protection Agency

EUA Estados Unidos da América

FGV Fundação Getúlio Vargas

GEE Gases de Efeito Estufa

GRS/UFPE Grupo de Resíduos Sólidos da Universidade Federal de Pernambuco

IHMC Institute for Human Machine Cognition

INMET Instituto Nacional de Metrologia

IPEA Instituto de Pesquisa Econômica Aplicada

IPT Instituto de Pesquisas Tecnológicas

MDL Mecanismo de Desenvolvimento Limpo

NKT Nitrogênio Kedjhall Total

PCB Bifenilos Policlorados

PEV Pontos de Entrega Voluntária

pH Potencial Hidrogeniônico

PMSB Plano Municipal de Saneamento Básico

PNRS Política Nacional de Resíduos Sólidos

PRGIRS Plano Regional de Gerenciamento Integrado de Resíduos Sólidos

PROSAB Programa de Pesquisa em Saneamento Básico

PVC Policloreto de Polivinila

RCD Resíduos de Construção e Demolição

RS Resíduos Sólidos

RSU Resíduos Sólidos Urbanos

SNIS Sistema Nacional de Informações em Saneamento

SPSS Statistical Package for the Social Sciences

SVT Sólidos Voláteis Totais

UE União Europeia

UFMT Universidade Federal de Mato Grosso

SUMÁRIO

INTRODUÇÃO...............................................................................................................................11

1 OBJETIVOS ................................................................................................................................14

1.1 Objetivo geral ........................................................................................................................14

1.2 Objetivos específicos .............................................................................................................14

2 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA ................................................................................................15

2.1 Geração de resíduos sólidos ..................................................................................................16

2.2 Alternativas de tratamento e destinação dos resíduos .........................................................20

2.3 Disposição final dos resíduos ................................................................................................21

2.3.1 Aterros sanitários ....................................................................................................................24

2.3.2 Custo da disposição em aterros sanitários no Brasil .................................................................25

2.4 Impactos associados aos resíduos sólidos .............................................................................28

2.5 Processo biodegradativo dos resíduos sólidos ......................................................................33

2.5.1 Degradação Aeróbia ................................................................................................................34

2.5.2 Degradação Anaeróbia ............................................................................................................35

2.5.3 Geração de lixiviado/percolado ...............................................................................................36

2.5.4 Geração de biogás ...................................................................................................................39

2.6 Aspecto geotécnico ................................................................................................................39

2.7 Fatores intervenientes no processo biodegradativo..............................................................43

2.7.1 pH...........................................................................................................................................43

2.7.2 Temperatura ............................................................................................................................44

2.7.3 Teor de umidade .....................................................................................................................45

2.7.4 Teor de sólidos voláteis ...........................................................................................................45

2.7.5 Nutrientes ...............................................................................................................................46

2.7.6 Metais .....................................................................................................................................46

2.8 Monitoramento em escala experimental ...............................................................................48

2.8.1 Lisímetros ou biorreatores .......................................................................................................48

2.8.2 Estudos realizados ...................................................................................................................50

3 MATERIAIS E MÉTODOS....................................................................................................55

3.1 Construção e instrumentação do lisímetro ...........................................................................57

3.1.1 Estrutura do lisímetro ..............................................................................................................59

3.1.2 Drenagem ...............................................................................................................................60

3.1.3 Impermeabilização e cobertura ................................................................................................60

3.1.4 Instrumentação ........................................................................................................................62

3.2 Preenchimento do lisímetro ..................................................................................................63

3.2.1 Definição do material de estudo ..............................................................................................63

3.2.2 Composição gravimétrica ........................................................................................................65

3.2.3 Caracterização da amostra utilizada no lisímetro......................................................................67

3.3 Monitoramento do lisímetro .................................................................................................68

3.3.1 Dados climatológicos ..............................................................................................................68

3.3.2 Temperatura no interior do lisímetro .......................................................................................68

3.3.3 Fração sólida ...........................................................................................................................69

3.3.4 Lixiviado ................................................................................................................................71

3.3.5 Medidas de Recalques .............................................................................................................72

4 RESULTADOS E DISCUSSÃO .............................................................................................75

4.1 Quantidade de RSU utilizado no preenchimento do lisímetro .............................................75

4.2 Composição gravimétrica dos resíduos ................................................................................76

4.3 Dados meteorológicos ............................................................................................................80

4.4 Monitoramento dos resíduos.................................................................................................83

4.4.1 Potencial hidrogeniônico .........................................................................................................83

4.4.2 Teor de umidade .....................................................................................................................84

4.4.3 Sólidos Voláteis ......................................................................................................................86

4.4.4 Temperatura no lisímetro ........................................................................................................88

4.4.5 Nitrogênio e Fósforo ...............................................................................................................90

4.4.6 Concentração de metais ...........................................................................................................91

4.5 Lixiviados ..............................................................................................................................93

4.6 Evolução do recalque ............................................................................................................98

4.6.1 Modelo logaritmo.................................................................................................................. 102

4.6.2 Modelo hiperbólico ............................................................................................................... 103

4.6.3 Modelo de Meruelo ............................................................................................................... 105

5 CONCLUSÃO ....................................................................................................................... 107

5.1 Recomendações e sugestões ................................................................................................. 109

REFERÊNCIAS ............................................................................................................................ 111

11

INTRODUÇÃO

O crescimento das cidades geram novos padrões de consumo que influenciam

diretamente na quantidade e qualidade dos resíduos sólidos gerados, transformando a sua

gestão em um dos problemas mais convincente da degradação ambiental urbana (UNEP,

2009; SANTOS e GONÇALVES-DIAS, 2012).

Mundialmente essa discussão tem compelido ao estabelecimento de regulamentos e

normas legais que priorizem a redução, o uso de tecnologias de tratamento e a diminuição do

volume de resíduos descartados em aterros sanitários (IPCC, 2006).

No Brasil, os dados revelam que o país encontra-se em uma trajetória ascendente na

geração de resíduos sólidos urbanos. Segundo Associação Brasileira das Empresas de

Limpeza Pública e Resíduos Especiais (ABRELPE, 2014), o volume de resíduos produzido

no país vem aumentando a cada ano, apesar dos instrumentos e estratégias de coleta e

destinação adequada terem evoluído discretamente e de forma desigual nas regiões do país.

Essa gestão deficitária, além dos prejuízos econômicos causados, reflete em danos ambientais

com potencial contaminação do solo, das fontes superficiais e subterrâneas de água e da

liberação de gases de forma não controlada no meio ambiente.

Em relação à situação da destinação final dos Resíduos Sólidos Urbanos (RSU)

gerados no Brasil em 2014, 41,6% destes ainda foram destinados de maneira inadequada,

segundo a ABRELPE (2014). Esse quadro pouco evoluiu em relação ao ano anterior de 2013,

que era de 41,7%.

A Política Nacional de Resíduos Sólidos (PNRS) proíbe a disposição dos resíduos em

lixões, objetivando a proteção da saúde pública e da qualidade ambiental. Como alternativa

para a disposição final encontra-se os aterros sanitários, que apesar de serem considerados

uma solução segura geram subprodutos que causam impactos ambientais significativos, tais

como o lixiviado e o biogás, os quais necessitam ser coletados e tratados de forma adequada,

para que não sejam dispostos no meio ambiente trazendo prejuízos ao solo, ar, águas

subterrâneas e superficiais (BRASIL, 2010).

O Estado de Mato Grosso possui menos de 15% de municípios com aterros sanitários

licenciados e em Cuiabá, o atual aterro, mesmo com licença de operação, “não cumpre os

requisitos básicos de um aterro sanitário” segundo Relatório Técnico do Ministério Público

Estadual (CARNEIRO, 2013; SOUZA; OLIVEIRA, 2014, p.16). Essa situação foi

confirmada pelas proposições do Plano Municipal de Saneamento Básico que trata sobre a

12

necessidade de uma série de intervenções para torná-lo ambientalmente seguro e adequado até

2016 (CUIABÁ, 2013).

Segundo o Grupo de Resíduos Sólidos da UFPE (GRS/UFPE, 2014), “a implantação

de aterros representa um caminho natural no processo de erradicação da grande quantidade de

lixões e aterros controlados no país”, sendo indicado para todos os municípios, associados a

tecnologias de tratamento ou, em casos de municípios “geograficamente isolados” e da

dificuldade de mercado da reciclagem (em especial na região Centro-Oeste), como única

alternativa para o descarte em termos de segurança, controle de poluentes e proteção ao meio

ambiente, desde que construídos e monitorados de forma adequada.

Os aterros devem ser executados e operados dentro de padrões ambientais e critérios

técnicos que visem minimizar os impactos ao ambiente e os efeitos à saúde. As

características, físicas, químicas e biológicas, dos resíduos influenciam diretamente no

projeto, operação e manutenção dos aterros sanitários e estas, se modificam em função de

variáveis econômicas, sociais, culturais e geográficas em diversas localidades de um mesmo

país ou região. Essa condição coloca em destaque que os dados não podem ser generalizados

e que há necessidade de estudos específicos e acompanhamento mais frequente que sejam

condizentes com cada local (LEITE, 2008; BARROS, 2012).

O processo biodegradativo dos resíduos sólidos nos aterros sanitários compreende

etapas da degradação da matéria orgânica, as quais não se apresentam em uma única fase ou

em uma sequência ordenada, mas sim em um conjunto simultâneo de diferentes fases e

idades, cujo desenvolvimento pode variar de acordo com as condições físicas, químicas e

biológicas, associadas às células do aterro (SILVA, 2013).

Na prática, os municípios de grande porte tem conseguido avançar no uso da

tecnologia, mas os municípios menores, cujos investimentos em operação e manutenção são

significativos não o conseguem fazer dentro dos padrões estabelecidos. Registre-se, ainda que

a própria coleta e envio de amostras fica comprometido em virtude de grandes distâncias a

serem percorridas até laboratórios credenciados. Portanto, o questionamento que se faz é se o

acompanhamento e avaliação de parâmetros como pH, umidade, sólidos voláteis e recalques,

que requerem menor complexidade para a sua realização, podem ser adotados por municípios

pequenos para viabilizar e sustentar a operação de aterros sanitários e se estes parâmetros

refletem o normalmente descrito na literatura.

Se este questionamento for atendido, o monitoramento de aterros, especialmente em

municípios menores e distantes, poderá abranger a frequência de análises com custos mais

13

simples e regulares associadas a análises mais completas, tornando o monitoramento mais

efetivo e propositivo, não somente como mero atendimento as exigências legais.

Neste contexto, essa pesquisa visa estudar o processo biodegradativo e os aspectos

geotécnicos (recalque) dos RSU da cidade Cuiabá em Lisímetro, observando as variáveis que

interferem no processo e nos parâmetros que podem ser monitorados.

14

1 OBJETIVOS

1.1 Objetivo geral

O objetivo deste estudo é avaliar a cinética biodegradativa de resíduos sólidos urbanos

da cidade de Cuiabá-MT por meio da implantação de lisímetro através da adoção de

parâmetros físico-químico e monitoramento de recalques.

1.2 Objetivos específicos

Monitorar os parâmetros de pH, umidade, sólidos voláteis, temperatura, nitrogênio,

fósforo e metais para avaliar sua influência na cinética degradativa da matéria

orgânica na massa de resíduos;

Caracterizar os parâmetros físico-químicos e biológicos do lixiviado gerado;

Monitorar o recalque do maciço de resíduos e representar através de modelos

matemáticos.

15

2 REVISÃO BIBLIOGRÁFICA

Para embasar o trabalho em questão, a pesquisa foi conduzida em base de dados

bibliográficos, busca eletrônica de produções relevantes ao assunto, publicações impressas e

informações de órgãos oficiais.

A Figura 1 apresenta o Mapa Conceitual Hierárquico elaborado com auxilio do

programa Cmap Tools, versão 6.01, desenvolvido pelo Institute for Human Machine

Cognition (IHMC) da Universidade de West Florida. Segundo Tavares (2007) neste tipo de

mapa “a informação é apresentada numa ordem descendente de importância”, buscando

esclarecer as conexões entre os conceitos sobre determinado tema.

Figura 1 – Mapa conceitual hierárquico da revisão bibliográfica

Fonte: A autora.

16

2.1 Geração de resíduos sólidos

Segundo Miguel e Sobrinho (2013), o referencial da condição econômica da sociedade

moderna está condicionado ao consumo de mercadorias além das suas necessidades

fomentando os avanços tecnológicos pelas indústrias e alterando os processos produtivos que

se utilizam incessantemente dos recursos naturais, gerando assim:

[...] uma junção de desigualdades sociais, consumismo de mercadorias de

forma desenfreada e descontrolada por maior parte dos cidadãos, a

insustentabilidade do planeta, o aquecimento global, as pandemias de grandes proporções, as crises globais e ambientais, a incapacidade de

reciclagem de resíduos sólidos, dentre outras. (MIGUEL; SOBRINHO 2013,

p.142).

Esse modo de vida e o uso acentuado de novas tecnologias modificaram as

características e a quantidade dos resíduos sólidos gerados que passaram a abranger diversos

componentes sintéticos e perigosos dificultando a gestão dos mesmos (GOUVEIA, 2012;

FIGUEIREDO, 2012).

Em relação à geração per capita dos resíduos, seu crescimento exponencial é um

problema mundial cujo esforço para a sua redução, em diversos países desenvolvidos, seguem

critérios rígidos e a adoção de diferentes tipos de tratamento antes da disposição final em

aterros, o qual responde em primeiro lugar no critério de cobrança, conforme Quadro 1

(ANDRADE; FERREIRA, 2011; CAMPOS, 2012).

Quadro 1 – Instrumentos econômicos para a redução na geração de resíduos sólidos em países

desenvolvidos

Tipos

Bel

gic

a

Can

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á

Est

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os

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Rei

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Su

écia

Cobrança pela

disposição em aterro

x x x x x x x x x x x x x x x

Cobrança sobre a geração de resíduos

x x x x x x x x x

Imposto sobre produto

x x x x x x x x

Sistema de depósito - retorno

x x x x x x x x x

Crédito para a reciclagem

x x

Fonte: Campos (2012, p.177).

17

Inversamente aos países desenvolvidos, nos países em desenvolvimento, o custo com a

disposição final é “10 vezes superior ao despendido na coleta”. Segundo Campos (2012, p.

174) “a cobrança de taxa pela prestação dos serviços pode ser identificada como inibidora

para a geração dos resíduos sólidos”.

Os governos e organizações internacionais têm formulado normativas de ordenamento

da utilização dos recursos “com o intuito de adequar as demandas sociais aos limites

naturais”, mas tão somente a elaboração desses instrumentos não representa a efetividade da

proposta (FIGUEIREDO, 2012).

A legislação internacional relativa ao assunto, em especial nos países desenvolvidos,

tem objetivado a redução na geração de resíduos e o aproveitamento energético em

contraponto ao modelo tradicional de gestão baseado na coleta e descarte destes, segundo o

Grupo de Resíduos Sólidos da UFPE (GRS/UFPE, 2014).

O Quadro 2 detalha as principais estratégias utilizadas nos países desenvolvidos.

Quadro 2 – Estratégias de tratamento adotadas em países desenvolvidos

País Instrumentos/enfoques principais da gestão de resíduos

Canadá

Cada localidade possui autonomia para desenvolver sua gestão de resíduos. Há uma ampla difusão de

campanhas de educação ambiental para que a população participe dos programas de coleta seletiva, reciclagem e compostagem de resíduos orgânicos.

Estados Unidos

O Governo Federal criou um indicativo nacional de longo prazo de 35,0% como meta de reciclagem de resíduos urbanos. O objetivo é respaldado pelos programas voluntários de coleta de materiais, entre eles a promoção de desenho inteligente e redução do impacto ambiental dos produtos. Alguns estados promulgaram normas que restringem o descarte e promovem a reciclagem de diversos materiais.

Comunidade Europeia

A política fundamenta-se principalmente no conceito de hierarquia da gestão dos resíduos, priorizando a prevenção e a estratégias de (re) valorização dos resíduos antes do seu tratamento final. Aceita-se o tratamento final através da incineração, caso seja possível a geração de energia através da biomassa.

Alemanha

O país mudou sua gestão baseada inicialmente na coleta e disposição final dos resíduos para uma política de prevenção, onde prevalecem estratégias que evitam a geração ampliada dos resíduos. Ademais, a recuperação e o desenvolvimento de atividades que evitam o tratamento final dos resíduos em aterros sanitários.

Espanha

Desenvolve atualmente o II Plano Nacional de Resíduos Sólidos, o qual ressalta a valorização de produtos que não se pode evitar e que não são nem reutilizáveis nem recicláveis, estabelece índices de geração dos resíduos per capita, diminuição da quantidade de resíduos orgânicos enviados para aterros sanitários.

França

A gestão é de responsabilidade das administrações municipais ou de concessionárias. Tem como objetivos: evitar e/ou diminuir a geração e o poder contaminante dos resíduos; ordenar o transporte dos resíduos e limitá-lo em distância e volume; valorizar os resíduos através da reutilização, reciclagem ou qualquer outra ação para obtenção de energia. Desde 2002 que as plantas de disposição final devem

receber os resíduos sem possibilidades de recuperação.

Holanda Em certas cidades se cobra taxa proporcional à geração de resíduos. Há a obrigatoriedade de acondicionar resíduos em tambores adquiridos nas prefeituras.

Áustria Elevados índices de separação de materiais e um dos maiores índices de compostagem de resíduos orgânicos do mundo (38,0%).

Japão

As diretrizes para a gestão se baseiam na preservação ambiental, proteção à saúde pública, restrições

ao descarte de resíduos, armazenamento, coleta, transporte e destino final Japão ambientalmente adequado. O estado planeja reciclar 24,0% dos resíduos urbanos e limitar a 50,0% o tratamento dos resíduos em aterros sanitários.

Fonte: Figueiredo (2012, p.4).

18

No estudo realizado pela Agência Europeia Ambiental (European Environmental

Agency-EEA), que agrega 32 países, 65% apresentaram aumento na geração per capita entre

os anos de 2001 e 2010, o que indica que a não-geração, considerada como prioridade na

hierarquia de gestão de resíduos, não está sendo atingida na totalidade dos países (EEA,

2013).

Esse mesmo estudo não correlaciona o aumento do percentual de resíduos tratados

(reciclagem e compostagem) com a aplicação de maiores taxas e impostos para a disposição

em aterros, embora na prática a tendência se apresente dessa forma: quanto mais caro dispor

em aterros maior o percentual de resíduos reaproveitados. Mas os custos dos aterros (impostos

e taxas) aplicados de maneira complementar a outras medidas políticas tais como proibições

de resíduos orgânicos nos aterros, coleta seletiva obrigatória ou financiamentos para

indústrias de reciclagem impulsionam uma mudança na hierarquia da gestão de resíduos

(EEA, 2013).

O modelo de gestão nos países desenvolvidos priorizam a eficiência dos serviços e o

uso de tecnologias de tratamento, embora o crescimento exponencial da geração dos resíduos

sólidos o torne ineficiente na perspectiva ambiental. Somado a isto há um elevado custo de

implantação e operação dos sistemas, de capacitações, de educação e informação à sociedade.

Embora os países periféricos sigam estratégias semelhantes, as diferenças entre as localidades

expõem a fragilidade das instituições devido a forma deficitária de execução dos serviços

(ANDRADE; FERREIRA, 2011; FIGUEIREDO, 2012).

A tendência brasileira é a expansão do potencial de consumo, que segundo Campos

(2012) está relacionada à sobreposição de diversos fatores, entre eles o alcance dos programas

sociais, a ampliação de posto de trabalho e a redução do tamanho das famílias, que refletem

em acréscimo na aquisição de produtos e bens de consumo. Somado a isto, a atuação dos

catadores, as ações públicas e as de educação ambiental refletem nos tipos de resíduos

lançados nos lixões e aterros sanitários.

O crescimento vertiginoso na geração per capita de resíduos superior ao próprio

crescimento populacional brasileiro, conforme Figura 2, decorrente da ascensão da renda

familiar e da mudança do consumo, que gera excesso e desperdício, coloca em destaque o

impacto ambiental causado pela disposição inadequada dos resíduos sólidos nos lixões, que

ainda são utilizados em mais da metade do país (GOUVEIA, 2012; MEDEIROS, 2015).

Segundo a Associação Brasileira de Empresas de Limpeza Pública e Resíduos

Especiais (ABRELPE, 2013), na Região Centro-Oeste, a geração de resíduos sólidos teve um

19

aumento de 3,6% de 2012 para 2013, com a quantidade de per capita de 1,110 kg/hab/dia,

valor este superior às demais regiões, com exceção da região Sudeste, com 1,209 kg/hab./dia.

Figura 2 – Evolução da geração per capita de resíduos e da população no Brasil (2002-2009)

Fonte: Fundação Educacional e Cultural Metropolitana – METRO – Belo Horizonte1

O Sistema Nacional de Informações em Saneamento (SNIS) destaca que “a prática da

pesagem rotineira dos resíduos em balança rodoviária” nas regiões Sul e Sudeste tem

favorecido o registro de um valor real em relação às demais regiões do país. Somado a isto, as

composições gravimétricas também são bastante diferentes em cada região (BRASIL, 2015a).

Há de se destacar que os dados oficiais do SNIS, bem como de outras entidades do

setor, partem da informação autodeclarada pelos gestores municipais, através de questionários

aplicados, e são reproduzidos por estas entidades, sem confrontação dos mesmos, os que o

tornam vulneráveis (PUPIN; BORGES, 2015).

No caso do SNIS, mesmo com a prerrogativa de impedimento de acesso aos recursos

públicos, no ano-base de 2013, somente 64,1% dos municípios participaram do diagnóstico,

por diversas razões que “vão desde o desinteresse às dificuldades internas” e “a carência de

pessoal com a qualificação necessária nas administrações municipais” (BRASIL, 2015a;

BRASIL, 2015b).

Em Mato Grosso, alguns estudos foram realizados para a determinação da geração per

capita e da composição gravimétrica dos RSU, os quais apresentaram valores uma geração

abaixo de 0,8 kg/hab.dia, em consonância com a média brasileira da massa coletada de RSU,

per capita em relação à população urbana, que é de 0,96 Kg/hab./dia (BRASIL, 2012).

1 Disponível em: <http://www.metro.org.br/wp-content/uploads/2013/01/tendencia2-500x193.jpg>.

Acesso em mar. 2015.

20

Nos treze municípios integrantes do Consórcio Intermunicipal Nascentes do Pantanal,

o Plano Regional de Gerenciamento Integrado de Resíduos Sólidos (PRGIRS) elaborado

apontou que a geração per capita encontrada, para o consórcio, foi de 0,70 Kg/hab.dia, sendo

que dos RSU gerados, 47% são orgânicos, 34% de recicláveis e 19% de rejeitos (CIDESAT

NASCENTES DO PANTANAL, 2014).

O estudo realizado por Alcântara (2010) no município de Cáceres, cidade na região

noroeste do Estado e com população em torno de 84 mil habitantes, encontrou o per capita

gerado de 0,549 kg/hab./dia. Na composição, 60,45% era matéria orgânica e 28,07%

considerado materiais passíveis de serem reciclados.

Em Colíder, na região norte do Estado, o levantamento realizado pela Secretaria de

Infraestrutura nos anos de 2009 e 2011, obtiveram os per capitas de 0, 596 e 0,592 kg/hab.d.,

respectivamente. Há de se destacar que houve redução da população urbana no período

estudado (COLIDER, 2011).

O Plano Municipal de Saneamento Básico e Plano de Gerenciamento Integrado de

Resíduos Sólidos (PMSB/PGIRS) de Cuiabá apresentou uma geração per capita de 0,73

kg/hab.d, com a composição gravimétrica distribuída em 35,39% de resíduos secos, 42,39%

de resíduos úmidos e 22,2% de rejeitos (CUIABÁ, 2013a).

2.2 Alternativas de tratamento e destinação dos resíduos

Com o advento da Constituição Federal de 1988, os municípios foram reconhecidos

como ente federado com competências para a execução das políticas públicas embora a

ausência de preparação e fortalecimento dos mesmos acentuou as desigualdades locais,

principalmente pela escassez dos recursos financeiros municipais para administrar estas

responsabilidades (ONOFRE, PEREIRA e BOTELHO, 2013). Como consequência

municípios menores ficaram incapacitados quanto à implantação de serviços públicos de

maior complexidade (GARCIA; FLORES, 2010).

Após o advento da Lei dos Consórcios (Lei 11.107 de 06 de abril de 2005), no

momento de acessar as fontes de recursos financeiros do governo federal, as iniciativas

consorciadas são privilegiadas em detrimento das demandas isoladas (BRASIL, 2005).

Segundo Neto e Moreira (2012) o consórcio não só pode ser caracterizado como um

instrumento que viabiliza o planejamento local e regional, na superação de problemas locais,

21

como também possibilita ganhos de escala de produção com racionalização de recursos

financeiros, humanos e tecnológicos.

A Lei Federal 12.305 de 02 de agosto de 2.010, que institui a Política Nacional de

Resíduos Sólidos trata como disposição final ambientalmente adequada a “distribuição

ordenada de rejeitos em aterros, observando normas operacionais específicas de modo a evitar

danos ou riscos à saúde pública e à segurança e a minimizar os impactos ambientais

adversos.” Estes deveriam ser implantados, pelos municípios, em até quatro anos após a data

de publicação da referida lei (BRASIL, 2010).

Assim o estudo realizado pelo GRS/UFPE (2014) propôs essencialmente uma rota

tecnológica para a gestão dos RSU para os municípios brasileiros sendo composta de coleta

de resíduos não recicláveis, de resíduos recicláveis e de resíduos orgânicos de grandes

geradores, transporte e disposição dos resíduos não recicláveis em aterros sanitários. Em

virtude do porte populacional podem ser incorporados a incineração, a digestão anaeróbia e o

aproveitamento energético nos aterros sanitários, embora essa situação demande diversos

fatores para que isso seja possível. A realidade brasileira apresenta 70% dos municípios com

população inferior a 20 mil habitantes e com distâncias significativas entre eles, em especial

na região Norte e Centro-Oeste. Sendo que em Mato Grosso 82% dos municípios apresentam

população abaixo de 20 mil habitantes.

Sem a implantação de financiamento ou adequação do modelo de cobrança para

subsidiar a gestão dos RSU, o panorama para o Brasil é, segundo o GRS/UFPE (2014, p. 148)

a “consolidação da coleta regular indiferenciada, do aterro sanitário e da implantação parcial

da coleta seletiva de recicláveis secos”. As dificuldades econômico-administrativas que

diversos municípios se encontram e a carência de equipe técnica qualificada dificulta o

atendimento à Lei 12305/2010 na sua totalidade e aponta para a formação dos consórcios

municipais.

2.3 Disposição final dos resíduos

A prática histórica de destinação para os resíduos sólidos gerados foi o lançamento a

céu aberto basicamente afastado dos aglomerados populacionais. Essa prática não

representava problemas, pois conforme Neto, Souza e Petter (2014, p. 3811) a “[...]

composição dos resíduos não era tão agressiva ao meio ambiente e sua quantidade era

relativamente pequena”, mas com o aumento na quantidade de produtos e objetos produzidos

22

e descartados, o tratamento de resíduos apresenta uma complexidade muito maior que

somente a disposição final em aterros sanitários (ROLNIK, 2012).

É evidente a necessidade de práticas ambientalmente corretas na disposição final dos

resíduos. Por outro lado a adoção de aterros sanitários implica em custo de operação e em

maiores distâncias a serem percorridas, quando comparadas aos custos da disposição em

lixões. Esse aumento de custo ainda não foi entendido e nem tampouco incorporado pela

maioria dos municípios que ainda dispõem de maneira inadequada os seus resíduos, ou

quando implantam aterros sanitários não o operam corretamente (JACOBI; BENSEN, 2011).

A disposição a céu aberto propicia a poluição do solo, ar e água, bem como a

proliferação de vetores de doenças. Melo (2003) comenta que a destinação final de resíduos

sólidos em locais próprios como aterros sanitários, proporciona a diminuição de áreas para

sua disposição além de permitir uma degradação mais rápida e completa da parcela

biodegradável, pois vários parâmetros são controlados.

Os Estados Unidos da América (EUA), cuja geração de RSU tem crescido

constantemente, tem buscado ampliar a recuperação e reaproveitamento de materiais através

da reciclagem e o aproveitamento enérgico nos incineradores devido à dificuldade de áreas

para aterros sanitários e seus custos (EPA, 2015).

A disposição em aterros sanitários reduziu para de 88,6% em 1980 para 52,8% em

2013 e a reciclagem subiu de 10% em 1980 para 34% em 2013. A Figura 3 apresenta essa

evolução na gestão dos RSU nos EUA.

Figura 3 – Gestão de resíduos sólidos urbanos nos EUA (1960-2013)

Fonte: United States Environmental Protection Agency (2015, p.143)

Compostagem de rejeitos

Reciclagem

Queima com aproveitamento energético

Aterro/outra disposição

23

Nos países integrantes da União Européia (UE) já são adotadas diversas alternativas

tecnológicas no tratamento e destinação dos resíduos que possibilitaram uma mudança no

tratamento dado aos resíduos municipais, nos últimos quinze anos, reduzindo a disposição em

aterros sanitários em favorecimento à incineração com aproveitamento energético, a

reciclagem e a compostagem (EEA, 2011).

Mesmo com a adoção de diversas tecnologias de tratamento a disposição de resíduos

em aterros sanitários continuará a ser uma solução importante em qualquer estratégia de

gestão de resíduos, em especial nos países em desenvolvimento e no Brasil, que mesmo após

findado o prazo para a erradicação dos lixões, essa situação ainda perdura em quase 60% dos

municípios, segundo pesquisa direta aplicada pela ABRELPE (ABRELPE, 2014).

Diversos estudos apresentam que a seleção adequada de áreas para aterros sanitários

gera resultados econômicos positivos e minimiza os riscos para a saúde e o meio ambiente e

que sua escolha requer o atendimento de exigências ambientais e construtivas, que minimizem

os custos econômicos e os impactos negativos sobre o meio socioambiental.

Em um desses estudos, realizado por Vego, Kucar-dragicevic e Koprivanac (2008), na

região da Dalmácia, na Grécia, a gestão de resíduos é um problema devido ao baixo

percentual da população atendida pelos aterros em muitos locais diferentes: são 55 aterros,

dos quais 49 estavam ativos e, somente 16, atendendo às exigências legais.

Na Macedônia, segundo Gorsevski et al. (2012) o uso de aterros inadequados e

despejo a céu aberto é uma das principais preocupações ambientais, embora a instalação de

aterros sanitários tenha sido rejeitada, por oposição pública e disputas políticas, sendo a

seleção de áreas impulsionada por muitas questões tais como disponibilidade de terra,

diversas regulamentações estaduais e regionais, aumento da produção de resíduos e falta de

informação passada à população. Somado a isto, as normas técnicas exigem as melhores

estratégias de gestão, que minimizem os impactos para a saúde pública e meio ambiente.

Em Colíder/MT, segundo Duarte (2014), o grupo de catadores comercializou ao longo

de cinco anos mais de 2.300 toneladas de resíduos que antes eram lançados no lixão trazendo

impactos de ordem sanitária e ambiental. Somente os plásticos, representaram 30% de todo

material desviado do aterro sanitário pela coleta seletiva. De acordo com dados da Secretaria

de Infraestrutura do município, através de amostragens da quantidade coletada pelo serviço de

limpeza urbana, a coleta seletiva teve um incremento de 75% de 2009 para 2011.

Os catadores de materiais recicláveis contribuem, segundo Gouveia (2012, p. 1507),

“para o retorno de diferentes materiais para o ciclo produtivo” e assim reduzindo a quantidade

de material destinado ao aterro com saldo positivo na redução da poluição ambiental e retorno

24

econômico embora não estejam totalmente inseridos nos sistemas de gerenciamento dos

resíduos sólidos.

2.3.1 Aterros sanitários

A NBR 8419(ABNT, 1992) define que aterro sanitário de resíduos sólidos urbanos é a:

Técnica de disposição de resíduos sólidos urbanos no solo, sem causar danos

à saúde pública e à sua segurança, minimizando os impactos ambientais,

método este que utiliza princípios de engenharia para confinar os resíduos sólidos à menor área possível e reduzi-los ao menor volume permissível,

cobrindo-os com uma camada de terra na conclusão de cada jornada de

trabalho, ou a intervalos menores, se necessário (ABNT, 1992, p.1).

A técnica de aterro sanitário é considerada adequada, pois apresenta flexibilidade e

relativa simplicidade de tecnologia. Além desses fatores, possibilita o controle dos efeitos

adversos à saúde humana e ambiental da disposição inadequada no solo, como consequência

do controle dos gases e lixiviados gerados e do limite ao acesso de vetores (CASTILHOS JR,

2003).

O Panorama dos Resíduos Sólidos no Brasil, elaborado pela ABRELPE desde 2003,

consolida os dados referentes a disposição final, os quais são apresentados para o período de

2008-2014 através da Figura 4.

Figura 4 – Disposição final dos RSU coletados no Brasil (2008-2014)

45,2343,18 42,44 41,94 42,02 41,74 41,62

54,77 56,82 57,56 58,06 57,98 58,26 58,38

0%

10%

20%

30%

40%

50%

60%

70%

80%

90%

100%

2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014

Per

cen

tual

de

resí

du

os

inadequada

adequada

Fonte: adaptado de ABRELPE

Embora tenha havido um aumento na quantidade de aterros sanitários implantados, as

alternativas como compostagem, incineração e reciclagem tiveram pouco crescimento e as

25

iniciativas vinculadas à coleta seletiva apresentaram números bem tímidos, na ordem de 17%

do total de municípios brasileiros tendo seus resíduos sólidos coletados seletivamente e

destinados à reciclagem (GOUVEIA, 2012).

Somado a isto, o descarte dos resíduos de acordo com as exigências técnicas e

ambientais e a garantia das condições para a decomposição biológica dos resíduos compõem

as vantagens da adoção do aterro sanitário como técnica para a disposição final dos resíduos

sólidos.

Deve-se ressaltar que a PNRS sugere a adoção de aterros sanitários em conjunto com

outras estratégias de gestão que priorizem a redução dos resíduos, a reciclagem e a

compostagem (BRASIL, 2010).

A seleção adequada de áreas para aterros sanitários gera resultados econômicos

positivos e minimiza os riscos para a saúde e o meio ambiente, embora a decisão pela

implantação dessas áreas vem sendo fortemente influenciada por aspectos políticos, condições

socioculturais e limitação de recursos financeiros (GEMITZI et al., 2007).

A escolha de um local adequado requer a avaliação de diversos critérios e alternativas

que identifiquem a localização ótima disponível, atendendo exigências ambientais e

construtivas, minimizando os custos econômicos e os impactos negativos sobre o meio

socioambiental (EFFAT; HEGAZY, 2012; GORSEVSKI et al., 2012).

2.3.2 Custo da disposição em aterros sanitários no Brasil

Nos municípios de pequeno porte as limitações técnicas e restrições financeiras, entre

outros fatores, interferem para a gestão adequada dos RSU de maneira condizente com a

necessidade. Países na Europa e os Estados Unidos tem buscado o desenvolvimento de

grandes aterros regionais em parceria com o setor privado e associados a outras tecnologias de

tratamento (OAKLEY e JIMENEZ, 2012).

Londono, Muñoz e Ospino (2010) trabalharam com uma metodologia para a

determinação de áreas potenciais para a implantação de projetos regionais de gestão de

resíduos sólidos, analisando critérios econômicos, sociais e ambientais, com base em

componentes abióticos, bióticos e socioeconômicos, para a região da Antioquia, na Colômbia.

Como resultado, os autores identificaram que tratar os resíduos de forma regional é mais

viável, sendo necessário integrar as populações vizinhas com a implementação de planos de

gestão social e ambiental.

26

Diversas literaturas internacionais abordam o uso de tecnologias de grande escala,

mecanizada ou equipamentos automatizados e com menos atenção as técnicas relacionadas a

pequenas cidades e com poucos estudos de caso publicados. No Brasil o Programa de

Pesquisas em Saneamento Básico (PROSAB) lançou uma coletanea de trabalhos voltados a

pequenos munícipios, com experiências bem sucedidas (CASTILHOS JUNIOR et al., 2002;

OAKLEY e JIMENEZ, 2012).

Em relação ao custo da disposição em aterros, estes são compostos pelos custos de

implantação (aquisição de área, estudos preliminares, elaboração de projetos, equipamentos,

obras civis) e custos de operação (despesas com água e energia, equipe mínima,

monitoramento). Há de se destacar que os custos com a implantação são variáveis de acordo

com o porte, o tipo e as características geológicas e especificidades da região (GRS/UFPE,

2014).

A Figura 5 apresenta as estimativas de custo de implantação para aterros de diferentes

portes, em função da população e das etpas construtivas. Em aterros para até 10 mil habitantes

o investimento é o componente mais representativo, embora o custo total de implantação

(investimento, obras civis e equipamentos) seja quase o dobro para um aterro que atenda uma

faixa de população de 30 mil a 250 mil habitantes e três vezes para população acima de 1

milhão de habitantes. (BRASIL, 2010; GRS/UFPE, 2014).

Figura 5 – Custos de implantação de aterros sanitários no Brasil

Fonte: Grupo de Resíduos Sólidos da Universidade Federal de Pernambuco (2014, p.127)

Da mesma forma a operação e manutenção nesses aterros supera em muitos os que

atendem maiores populações, conforme Figura 6. Esse comparativo justifica a indicação de

27

aterros consorciados e sua priorização no acesso aos recursos públicos (BRASIL, 2010;

GRS/UFPE, 2014).

Figura 6 – Custos unitários de operação e manutenção de aterros sanitários no Brasil

Fonte: Grupo de Resíduos Sólidos da Universidade Federal de Pernambuco (2014, p.127)

O estudo realizado pela Fundação Getúlio Vargas (FGV) estimou o custo das diversas

etapas na disposição final, conforme Quadro 3, para aterros com capacidade de recebimento

de 100 toneladas por dia e denominados de pequeno porte no estudo em questão, pois a

Resolução CONAMA 404/2008, define que aterros sanitários de pequeno porte “são aqueles

que recebem disposição diária de até 20 t (vinte toneladas) de resíduos sólidos urbanos” em

solução individual (FGV, 2008; BRASIL, 2008).

Quadro 3 – Custo das etapas de viabilização de aterro de pequeno porte no Brasil

Etapas Participação sobre o total

Pré-implantação e implantação 6,24%

Operação 86,70%

Encerramento e pós encerramento 7,06%

Fonte: Fundação Getúlio Vargas/ Associação Brasileira de Empresas de Tratamento de Resíduos

(2008, p.11).

Nesse mesmo estudo da FGV o comparativo entre as receitas médias de equilíbrio, que

representam a rentabilidade do empreendimento, para um aterro de grande porte necessitaria

ser de R$45,8, para o aterro de médio porte de R$52,86 e para o aterro de pequeno porte de

R$98,88, o que denota o comprometimento da receita para viabilidade de tal empreendimento.

(FGV, 2008).

28

2.4 Impactos associados aos resíduos sólidos

A gestão adequada dos resíduos sólidos, parte da eliminação dos “impactos negativos

no ambiente e na saúde da população”, e mesmo quando dispostos em aterros sanitários ainda

geram demandas como o esgotamento das áreas, o monitoramento adequado, a necessidade de

longos deslocamentos e o esgotamento dos serviços ecossistêmicos no complexo processo

biodegradativo dos resíduos (GOUVEIA, 2012).

Por outro lado, a ausência ou a forma inadequada do gerenciamento ocasiona

“prejuízos à saúde humana, perdas econômicas, perda de valores estéticos e danos à

biodiversidade e aos ecossistemas”, sendo a poluição causada pelo descarte de resíduos no

meio ambiente uma séria ameaça a sustentabilidade global colocando a gestão adequada dos

resíduos como essencial para o desenvolvimento sustentável (HINGA; BATCHELOR, 2005;

SEIDEL, 2010).

É imperioso destacar que os centros urbanos abrigam mais da metade da população

mundial e que a capacidade de adaptação às necessidades humanas depende: (1) da qualidade

da prestação dos serviços públicos, da capacidade de investimento e gestão do uso da terra e o

do atendimento as normas de saúde e segurança das habitações; (2) da capacidade dos

governos locais de colocar em prática o desenvolvimento de planos e políticas de

investimentos em infraestrutura e regulação do uso do solo e atividades (REVI et al., 2014).

Segundo Hinga e Batchelor (2005) os prejuízos causados pelos resíduos podem estar

relacionados diretamente a saúde humana, as perdas econômicas e as da biodiversidade

quando relacionadas ao meio ambiente.

A gestão inadequada dos resíduos tem reflexo sobre a saúde da população, uma vez

que favorece a proliferação, servem de criadouro e esconderijos de vetores e roedores. Mesmo

sem a comprovação de que os resíduos sólidos sejam causadores diretos de doenças,

historicamente diversos eventos foram relacionados a condições inadequadas de saneamento,

como a peste bubônica no século XIV e a dengue mais recentemente. Com o crescimento das

cidades, a disposição inadequada dos resíduos propiciou, entre outros agravantes, o

soterramento de pessoas em antigos lixões e a contaminação do solo e das águas subterrâneas

e superficiais (BRASIL, 2006; BARROS, 2012).

A complexidade dos tipos de resíduos descartados pela atividade humana vão

determinar os efeitos sobre o meio ambiente e a magnitude dos danos causados de acordo com

a capacidade de resiliência desse ecossistema. O Quadro 4 apresenta os principais tipos de

residuos por atividade, a caracteristica da fonte de contaminação e o alcance do impacto.

29

Embora não englobe todas as categorias, pois milhares de novos compostos estão sendo

sintetizados e fabricados a todo ano e a mistura de diferentes resíduos originam novos

subprodutos. Reforça-se, assim, a importância de gestão adequada de resíduos para o bem

estar humano e do meio ambiente (HINGA; BATCHELOR, 2005).

Quadro 4 – Principais categorias de resíduos e contaminantes por fonte

Categoria Tipos de resíduos Característica da

Fonte

Alcance do

impacto

Fontes industriais

Produtores de energia, Carvão, petróleo e gás, produção do carvão de coque, usinas nucleares

Metais, PAH, nitrogênio fixado, calor residual, cinzas, CO2 Fonte pontual

Local ao regional e ao global

Manufatura e resíduos químicos produtos químicos sintéticos, solventes, e/ou metais Fonte pontual

Local ao regional

Mineração Água e solos contaminados com metais,

água acidificada Fonte pontual

Local ao

regional

Acidentes de transporte Derramamentos de óleo e vazamentos químicos Fonte pontual

Local ao regional

Incineração de resíduos Partículas, PAH, dioxinas, nitrogênio fixado, ftalatos Fonte pontual

Local ao regional

Origem agrícola

Sistemas de produção animal Patógenos - bactérias/vírus, orgânicos, nutrientes, sais; produtos farmacêuticos, incluindo antibióticos Fonte não-pontual

Local ao regional

Sistemas de cultivo Herbicidas, fungicidas, inseticidas e;

materiais de planta, nitrogênio, fósforo

Fontes pontuais e

não pontuais Local

Preparação da terra e gestão das pastagens PAH, partículas (queimadas)

Fontes pontuais e não pontuais

Local ao regional

Fontes de habitação humana

Esgoto Patógenos, fertilizantes, matéria orgânica, residual, produtos farmacêuticos

Fontes pontuais e / ou não pontuais

Local ao regional

Emissões de fontes de aquecimento PAH, partículas Fonte não-pontual

Local ao regional

Materiais perigosos de consumo

Produtos de limpeza, tintas, fluidos

automotivos, pesticidas, fertilizantes, baterias, pilhas

Fontes pontuais e / ou não pontuais Local

Resíduos Produtos orgânicos, lixiviados contendo nutrientes, sais, metais, plásticos, vidro

Fontes pontuais e / ou não pontuais Local

Transporte, incluindo o transporte, aviação e fontes automotivas

PAH, nitrogênio reativo, óleos lubrificantes, refrigerantes, chumbo Fonte não-pontual Regional

Fonte: Adaptado de Hinga e Batchelor (2005, p.417).

Registre-se, ainda que o descarte dos resíduos de construção e demolição (RCD),

mesmo reconhecidos como não perigosos, causam sérios problemas ambientais, devido ao

acúmulo significativo, aos resíduos com substâncias cancerígenas e tóxicas como amianto e

bifenilos policlorados (PCBs) e aos produtos recentemente desenvolvidos e não estudados.

Segundo Duan, Wang e Huang (2015) mesmo com a proibição do uso do amianto com vistas

a proteção da saúde pública e ocupacional, a China continua a produzir e utilizar “por causa

de seu baixo preço, alto desempenho e a abundância de minas de amianto”.

30

Mesmo os RCD, contendo resíduos relativamente inertes, podem contaminar o meio

ambiente. Um estudo desenvolvido pela Agência de Proteção Ambiental dos EUA

(Environmental Protection Agency - EPA) indicou no monitoramento da água subterrânea a

presença de poluentes inorgânicos como ferro, manganês, sólidos totais dissolvidos e chumbo

acima dos limites permitidos (DUAN; WANG; HUANG, 2015).

Assim como os rejeitos oriundos dos RSU, nos RCD há uma categoria de resíduos

“considerados nobres” como metal, cobre, sucata de alumínio, madeira e plástico, que são

vendidos e reutilizados e/ou reciclados. A reciclagem desses materiais depende de vários

fatores, como “a maturidade da indústria de reciclagem local, aterros sanitários e reciclagem

com liberação de taxas, proibições de deposição em aterro e custos de matéria prima” que

acaba por encarecer todo o processo e incentiva o simples descarte, quando não há incentivos

governamentais (DUAN; WANG; HUANG, 2015).

No Brasil, segundo dados do SNIS, foram cadastradas 97 unidades destinadas ao

processamento de resíduos de construção civil em 2013. Destas, somente três na região

Centro Oeste. A média estimada como geração per capita é de 520 quilos anuais e em termos

de proporção podem representar de 54 a 70% dos RSU (BRASIL, 2015a).

Em Cuiabá, mesmo com a existência do Plano de Gerenciamento Integrado de

Resíduos da C. Civil e Volumosos, de local para triagem e destinação dos RCD (via

concessão) e de Núcleo Permanente de Gestão, as ações de educação e de fiscalização são

insuficientes e a população ainda dispõe os resíduos em locais inadequados, pela inexistência

de pontos de entrega voluntária (PEV) para pequenos volumes. Apenas 25% do material

gerado no município têm sido destinados na unidade tratamento licenciada (CUIABÁ, 2013a).

Diversos estudos apontam que a exposição aos contaminantes presentes nos resíduos

sólidos ocasionam efeitos graves para a saúde com registros históricos, como a presença de

níveis elevados de compostos orgânicos e metais pesados no sangue, o risco aumentado a

alguns tipos de câncer, anomalias congênitas, alterações na função pulmonar, contaminação

bacteriológica do sistema respiratório de trabalhadores, de populações vizinhas aos locais de

tratamento/destinação e da exposição à agua e alimentos contaminados (HINGA E

BATCHELOR, 2005; GOUVEIA, 2012).

De acordo com Silva et al. (2002, p. 1405) “diferentes microrganismos patogênicos

apresentam capacidade de persistência ambiental” e se associados ao gerenciamento

inadequado dos resíduos de serviços de saúde geram potencial impacto à saúde humana e

ambiental. O Quadro 5 apresenta a avaliação de indicadores e sua importância na

contaminação do solo.

31

Quadro 5 – Indicadores de contaminação ambiental do solo

Indicador Descrição dos critérios avaliados (importância) Peso do

critério

Hepatite B

Patógeno primário: ausência na microbiota normal humana

20

Contaminação ambiental

Estado inerte no ambiente e resistência em qualquer superfície

Solo contaminado

Mecanismo de penetração no hospedeiro: pele não integra (principal)

Escherichia coli

Patógeno secundário: presença na mocrobiota normal humana

18


Resistência à dessecação na presença de proteínas derivadas de fluidos corpóreos

Solo contaminado

Mecanismo de penetração no hospedeiro: pele não integra (possível)

Enterococos


18


Formato de “coccus” – resistência à dessecação e maior tolerância às condições ambientais

Solo contaminado


Staphylococcus aureus


16


Resistência à dessecação rápida

Solo contaminado


Pseudomonas aeruginosa


18

Capacidade de respirar anaerobicamente por utilizar o nitrato como receptor de elétrons (anaeróbio facultativo)

Solo contaminado

Mecanismo de penetração no hospedeiro: pele não integra (principal)

Fonte: Adaptado de Silva et al. (2002, p.1406)

A contaminação dos corpos d‟água em níveis acima da capacidade de autodepuração

impede seu uso para a atividade produtiva e até mesmo as necessidades essenciais. O

lançamento de resíduos, de forma programada ou acidental, tem registrado diversos prejuízos

econômicos inclusive com a diminuição da capacidade laborativa do trabalhador (HINGA E

BATCHELOR, 2005).

Altos níveis de contaminação podem expor organismos a mortandade em massa,

resultado de descargas industriais ou escoamento de pesticidas agrícolas e afetar os

ecossistemas com a alteração de sua composição (HINGA E BATCHELOR, 2005).

A evolução do processo industrial com incremento nas indústrias pelo mundo todo e a

divulgação de diversos estudos científicos discorrendo sobre as interferências humanas na

mudança do clima fizeram com que quase todos os países aderissem a tratados internacionais

32

como a Convenção-Quadro das Nações Unidas sobre Mudanças Climáticas e o Protocolo de

Kyoto (ETHOS, 2012; ABRELPE, 2013).

No Brasil, após a assinatura desses tratados, a emissão de Gases de Efeito Estufa

(GEE) nas principais atividades econômicas passou a ser quantificado e já está em discussão

limites e metas de redução para emissão gerada nos aterros sanitários (ETHOS, 2012;

ABRELPE, 2013).

Segundo ABRELPE (2013) no ano de 2012 havia 5.511 projetos de Mecanismos de

Desenvolvimento Limpo (MDL) registrados no mundo. A China é a campeã (48,9%) e o

Brasil conta com 4,74% dos projetos registrados. O setor de gestão e destinação de resíduos

sólidos que engloba projetos de aterros, aproveitamento de resíduos (compostagem,

incineração, gaseificação), manejo de esterco e águas residuais, ainda representa 13,02% do

total de projetos MDL. Nesta categoria não há nenhum projeto na região Centro-Oeste.

O estudo elaborado pela Agência Européia Ambiental (European Environment

Agency- EEA) apresentou que a destinação/tratamento dos resíduos orgânicos tem influência

importante sobre o impacto global dos resíduos sobre o clima. A adoção da digestão anaeróbia

e da compostagem geram resultados positivos na redução dos GEE na medida em que produz

fonte de energia (biogás) e condicionador de solo, respectivamente. A Figura 7 apresenta as

emissões de gases de efeito estufa por toneladas de resíduos biológicos submetidos a

diferentes tratamentos (EEA, 2011).

De acordo com a Figura 7, a incineração, a compostagem doméstica e a digestão

anaeróbia não apresentam representatividade na emissão de metano. Para a incineração, o

estudo relata que o CO2 emitido é de origem biogênica e que não contribui para o

aquecimento global. Na compostagem doméstica, muito pouco metano é emitido, se realizada

de maneira correta.

Figura 7 – Emissões por opção de tratamento para uma tonelada de resíduos orgânicos

Fonte: Adaptado de EEA (2011)

33

O metano (CH4) produzido em locais de disposição de resíduos sólidos tem

contribuído com cerca de 3 a 4 % das emissões antrópicas de GEE. Muitos países têm

priorizado a minimização e reutilização dos resíduos, a redução do uso dos aterros sanitários e

a recuperação do gás como alternativa para reduzir o impacto ambiental da gestão dos

resíduos sólidos (IPCC, 2006).

Verifica-se também que as emissões de GEE nos aterros sanitários são decorrentes da

disposição dos resíduos urbanos biodegradáveis, reforçando que a compostagem e a

reciclagem gera benefícios ambientais (EEA, 2011). O IPEA (2012, p.60) destaca a

necessidade de uma “política de destinação otimizada de resíduos sólidos” visando à

recuperação de gás, geração de energia e produção de bens a partir dos resíduos.

2.5 Processo biodegradativo dos resíduos sólidos

O conhecimento das características e a classificação dos resíduos sólidos,

normatizados pela NBR 10004 (ABNT, 2004), beneficia a adoção de gerenciamento mais

viável, observando a complexidade destes.

A matéria orgânica representa mais de 50% na composição dos RSU no Brasil

(BRASIL, 2012) e as condições ambientais existentes permitem que vários microrganismos

decompositores, como fungos e bactérias, aeróbios e/ou anaeróbios, sejam os metabolizadores

dessa parcela biológica (HINGA e BATCHELOR, 2005).

Esse processo metabólico, denominado de mineralização, consome os diferentes tipos

de resíduos orgânicos procedendo à desagregação de um produto químico orgânico em seus

componentes básicos. É altamente variável, pois depende do tipo e número de

microorganismos degradadores de resíduos existentes (principalmente bactérias e fungos)

(HINGA e BATCHELOR, 2005).

A biodegradação necessita de um conjunto complexo de fatores que somente através

de experimentação é possível a obtenção de dados confiáveis para compreender esse processo

embora o ponto da completa degradação dos resíduos ainda não estão claramente definidos

(HINGA; BATCHELOR, 2005; KELLY et al., 2006).

Tchobanoglous et al. (1993 apud LIU, CHEN E CHEN, 2006) e Castilhos Jr et al.

(2002) destacam que o processo de decomposição da matéria orgânica é realizado

essencialmente em dois estágios: aeróbio e anaeróbio (Figura 8). A decomposição aeróbia é

34

relativamente curta, pois depende da presença de oxigênio, que após se esgotar, dá inicio ao

estágio anaeróbio, que é o principal mecanismo de biodegradação nos aterros sanitários.

Figura 8 – Modelo teórico de degradação dos resíduos em aterros sanitários

Fonte: Castilhos Jr et al. (2003)

Os estudos realizados por Kelly et al. (2006), Shalini, Karthikeyan e Joseph (2010) e

por Benbelkacem et al. (2010) apontaram que a umidade e o teor de matéria orgânica presente

são parâmetros importantes que influenciam na estabilidade dos resíduos, embora não sejam

os únicos. A variação dos parâmetros entre diferentes aterros é alta porque cada aterro,

formado de resíduos heterogêneos, tem umidade que pode variar temporal e espacialmente

criando ambientes exclusivos de biodegradabilidade.

A presença de contaminantes em grande quantidade nos RSU pode limitar o

crescimento microbiano reduzindo a degradação da matéria orgânica, ou limitando a mesma a

alguns “setores” ou “camadas” na massa de resíduos e retardando a estabilização do aterro

como um todo (HINGA; BATCHELOR, 2005).

2.5.1 Degradação Aeróbia

No estágio aeróbico a decomposição do resíduo orgânico natural ocorre por oxidação

na camada mais superficial do aterro formado por resíduos pouco compactados e com

disponibilidade de água (oriunda das chuvas) e oxigênio disponível, favorecendo o

35

desenvolvimento de microrganismos que se desenvolvem na presença de oxigênio como as

bactérias, leveduras e fungos (HINGA e BATCHELOR, 2005).

A temperatura encontrada é superior a do ambiente e acontece a conversão da matéria

orgânica recalcitrante como carbono em gás carbônico (CO2), hidrogênio em água (H2O),

nitrogênio em óxido nitroso (NO3-), fósforo em fosfato (PO4

3-) e o enxofre em (SO4

-2)

(CHRISTENSEN et al., 2001).

Castilhos Jr. et al. (2003) descreve que a degradação aeróbia é relativamente curta, em

torno de um mês e o ocorre grande liberação de calor, aumento da temperatura interna acima

ao do ambiente e altas concentraçãos de sais de alta solubilidade dissolvidos no lixiviado.

Na rotina de gestão dos RSU, esse estágio está situado entre o tempo de coleta, a

deposição e a cobertura dos resíduos no aterro sanitário, até a redução significativa do

oxigênio existente (CASTILHOS JUNIOR et al., 2003).

2.5.2 Degradação Anaeróbia

Durante esse processo, diversas fases podem ser distinguidas em função da natureza

dos microrganismos, das características das diferentes reações químicas e seus produtos. Em

aterros sanitários, cinco fases distintas são identificadas e descritas na Figura 9, as quais

podem ser acompanhadas pela qualidade e quantidade de lixiviado e biogás produzido

(POHLAND e HARPER, 1985; BARROS, 2012).

Figura 9 – Processo de decomposição anaeróbia dos RSU nos aterros sanitários

Fonte: Adaptado de Gomes et al. (2006) e Barros (2012)

36

Nesse estágio anaeróbio, devido a escassez de oxigênio, há intensa atividade

microbiana convertendo compostos orgânicos complexos e insolúveis em compostos

orgânicos solúveis como etanol, acetato e butirato. A matéria orgânica é transformada em

compostos mais simples de alta solubilidade e há aumento na produção de lixiviado com

elevada demanda biológica de oxigênio (DBO) e demanda química de oxigênio (DQO)

(POHLAND; HARPER, 1985).

Os compostos e ácidos voláteis produzidos beneficiam a estabilização do pH próximo

a neutralidade favorecendo o desenvolvimento de bactérias do tipo metanogênicas, ou seja,

que produzem metano a partir da redução do gás carbônico (CO2) existente devido a

abundância de matéria orgânica sob condições anaeróbicas (POHLAND; HARPER, 1985).

Esse processo de decomposição em fases gera dois subprodutos: o lixiviado e o

biogás, os quais são impactantes ao ambiente, e que possuem características variáveis em

função das concentrações dos gases, ácidos voláteis e carbono ao longo do tempo (LANGE et

al., 2006).

2.5.3 Geração de lixiviado/percolado

O lixiviado pode ser caracterizado como uma solução à base de água e poluentes

gerados nos processos de decomposição da matéria orgânica presente nos resíduos sólidos. A

sua composição varia em função do tipo e idade dos resíduos e da técnica adotada de

disposição e pode conter substâncias tóxicas e perigosas (CHRISTENSEN et al., 2001). A

definição da NBR 8419 ainda acrescenta que o lixiviado apresenta cor escura, mau cheiro e

elevada Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO) (ABNT, 1992).

Uma vez que o lixiviado é o resultado do processo de biodegradação da parcela

orgânica dos RSU, o seu volume depende do líquido proveniente da própria umidade da

massa de resíduos, de fontes externas e daqueles resultantes da degradação biológica. As

fontes externas são em grande parte, acarretado pelas águas pluviais infiltradas (CUNHA,

2009; LANGE; AMARAL, 2009).

Essa solução ou lixiviado, segundo Christensen et al., (2001) pode ter sua composição

detalhada em quatro grupos de poluentes, sendo o primeiro formado pela matéria orgânica

dissolvida, metano (CH4), ácidos graxos voláteis e compostos recalcitrantes. O segundo grupo

são os macrocomponentes inorgânicos como cálcio, manganês, ferro e cloretos, entre outros.

O terceiro grupo compreende os metais pesados como cádmio, cromo, cobalto e chumbo e o

37

quarto grupo os compostos orgânicos xenóbicos, oriundos de produtos químicos domésticos e

industriais.

A heterogeneidade dos resíduos sólidos urbanos e a dificuldade de quantificar o

lixiviado gerado está relacionado a extensa gama de contaminantes presentes que durante seu

contato com o solo e a água se tornam altamente variável e afetam estes meios de forma

diferentes. Os metais pesados não constituem um problema de poluição das águas

subterrâneas em aterros porque o lixiviado dos aterros geralmente contêm concentrações de

metais pesados modestos e estes estão sujeitos a forte atenuação por absorção e precipitação

(CHRISTENSEN et al., 2001).

A determinação da composição gravimétrica dos resíduos se torna essencial para a

tomada de decisão do tipo de tratamento ou destinação a ser aplicado nos RSU. É através da

sua informação que se conhece os diferentes componentes presentes e a sua equivalência com

a quantidade total de resíduos, os quais são variáveis em função de aspectos sociais,

econômicos, culturais, geográficos e climáticos e irão influenciar diretamente na geração e

tratamento de lixiviados (ZANTA; FERREIRA, 2003; GOMES; MARTINS, 2003).

Após a produção do lixiviado, nos aterros sanitários, diversos fatores como camada de

cobertura, grau de compactação, profundidade de aterramento, condições climáticas locais e

variações do nível freático interferem na qualidade e quantidade produzida e vários

parâmetros sofrem alterações significativas durante o processo de estabilização do aterro

(POHLAND; HARPER, 1985; LANGE et al., 2006; LANGE; AMARAL, 2009).

Essas características, que refletem o processo biodegradativo que ocorre na massa de

resíduos, alcançam um limite depois de aproximadamente dois ou três anos e a composição

físico-química do lixiviado indicam a idade do aterro, conforme Tabela 1 (GOMES et al.,

2006).

Tabela 1 – Variações das concentrações de lixiviado com a idade do aterro

Parâmetro

(valores expressos em

mg/l)

Idade do resíduo

0-5 anos 5-10 anos 10-20 anos >20 anos

DBO 10.000-25.000 1.000-4.000 50-100 <50

DQO 15.000-40.000 10.000-20.000 1.000-5.000 <1.000

Nitrogênio Amoniacal 500-1.500 300-500 50-200 <30

STD 10.000-25.000 5.000-10.000 2.000-5.000 >1.000

pH 5-6 6-7 7-7,5 7,5

Cloreto 1.000-3.000 500-2.000 100-500 <100

Sulfato 500-2.000 200-1.000 50-200 <50

Fosforo 100-300 10-100 <10

Fonte: Adaptado de Farquhar In El Fadel et al. (2002 apud Lange e Amaral, 2009)

38

O número de bactérias encontradas em aquíferos contaminados por lixiviado é

relativamente elevado em comparação com o número de bactérias normalmente encontradas

em aquíferos sem contaminação, embora não seja constante pois pode ser afetado pelo pH e

pela presença de metais (CHRISTENSEN et al., 2001).

Souto e Povinelli (2007) apresentaram a composição do lixiviado para os principais

aterros brasileiros, conforme Tabela 2. Esses valores são indicativos das possíveis variações

encontradas no Brasil e elaboradas com base em 40 aterros pesquisados.

Tabela 2 – Variação da composição do lixiviado gerado em aterros brasileiros

Variável Faixa máxima Faixa mais provável FVMP(%)

pH 5,7 – 8,6 7,2 – 8,6 78

Alcalinidade total (mg/l de CacCo3) 750 – 11.400 750 – 7.100 69

Condutividade (µS/cm) 2.950 – 2.500 2.950 – 17.660 77

DBO (mg/l de O2) <20 – 30.000 <20 – 8.600 75

DQO (mg/l de O2) 190 – 80.000 190 – 22.300 83

NTK (mg/l de N) 80 – 3.100 Não há -

N- amoniacal (mg/l de N) 0,4 – 3.000 0,4 – 1.800 72

Cloreto (mg/l) 500 – 5.200 500 – 3.000 72

P total (mg/l) 0,1 – 40 0,1 – 15 63

Sólidos suspensos totais (mg/l) 5 – 2.800 5 – 700 68

Sólidos suspensos voláteis (mg/l) 5 – 530 5 – 200 62

FVMP: Frequência de ocorrência dos valores mais prováveis

Fonte: Souto e Povinelli (2007)

A Demanda Química de Oxigênio (DQO) representa um dos principais parâmetros

para quantificação de contaminantes nos líquidos percolados, indicando a carga de matéria

orgânica transportada e a quantidade de oxigênio necessária para sua estabilização

(MONTEIRO, 2003; MEIRA, 2009; ARAUJO, 2011).

A composição do lixiviado varia significativamente entre os aterros, pois depende da

composição e idade dos resíduos e tecnologias de deposição em aterro. Assim, as faixas de

concentração dos parâmetros são mais altas em aterros mais novos do que nos aterros antigos.

Somado a isto métodos de amostragem de lixiviado e rotinas de manipulação de amostras

também podem influenciar a qualidade do lixiviado medido (CHRISTENSEN et al., 2001;

KJELDSEN et al., 2002; LANGE; AMARAL, 2009).

39

2.5.4 Geração de biogás

Assim como o lixiviado, o biogás também é subproduto da decomposição da matéria

orgânica e diversos fatores interferem na sua produção, entre eles a composição dos RS,

temperatura, umidade e o procedimento operacional adotado no aterro. As emissões de

metano são mais altas nos primeiros anos de deposição e vão decaindo gradualmente ao longo

das décadas seguintes com o consumo da matéria orgânica pelos microorganismos (IPCC,

2006; TCHOBANOGLUS, 2002 apud BARROS, 2012).

A geração de gases no processo anaeróbio inicia-se na fase III (metanogênica instável)

e a produção do metano é intensificada na fase IV em decorrência da predominância de

bactérias metanogênicas que convertem a matéria orgânica biodegradável em metano (CH4) e

gás carbônico (CO2), “totalizando pelo menos 95% dos voláteis emitidos por um aterro

sanitário”. O Quadro 6 apresenta os principais componentes típicos de gases de aterros de RS

(BARROS, 2012).

Quadro 6 – Principais componentes dos gases de aterros

Gases de aterro de RS (%) base volume seco

Metano 45-60

Dióxido de carbono 40-60

Nitrogênio 2-5

Oxigênio 0,1-1,0

Amônia 0,1-1,0

Fonte: Adaptado de Barros (2012)

Entre as diversas finalidades do monitoramento do gás em aterros sanitários pode-se

destacar que “serve para avaliar o processo de decomposição da matéria orgânica em

conjunção com os demais parâmetros monitorados” (GOMES et al., 2006).

2.6 Aspecto geotécnico

As características e composição dos RSU influenciam as propriedades geomecânicas

do maçiço, em especial a matéria orgânica, parcela esta sujeita a decomposição com geração

de chorume e gás. Essa caracteristica varia entre as regiões e também ao longo do tempo, com

40

redução da parcela orgânica e aparecimento de outros componentes antes pouco expressivos,

como isopor, pilhas e plásticos (BOSCOV, 2008).

Portanto, o monitoramento geoambiental permite detectar problemas ou avaliar o

desempenho da massa de resíduos com base em dados reais obtidos comparados com

previsões baseadas em cenários (BOSCOV, 2008).

A Tabela 3 apresenta alguns valores de recalque em relação a espessura total inicial

dos aterros sanitários.

Tabela 3 – Recalques em maciços sanitários

Autor Recalque relativo à espessura inicial

Sowers (1973) Da ordem de 30%

Wall e Zeiss (1995) Entre 25% e 50%

Van Meerten et al. (1995) Entre 10% e 25%

Coumoulos e Koryalos (1997) Entre 20% e 25%

Abreu (2000) Entre 10% e 30%

Fonte: Boscov (2008).

Grisolia & Napoleoni (1995 apud LIU, CHEN, CHEN, 2006) representou a variação

do recalque em função do tempo de aterramento sob determinada carga, conforme Figura 10.

A evolução do recalque, classificado em cinco etapas, pode ser atribuída tanto à compressão

mecânica (curto prazo) quanto a decomposição biológica dos resíduos (longo prazo).

Figura 10 – Estágios de tempo-recalque típicos para um aterro sob certa carga

Fonte: Liu, Chen e Chen (2006 apud Catapreta, 2008)

41

Na fase I, o recalque inicial está relacionado com a compressão mecânica devido a

deformação dos resíduos; na Fase II, o recalque primário esta relacionado com a compressão e

o ajuste dos resíduos nos poros e vazios existentes; na fase III, o recalque secundário, está

relacionado a movimentação dos resíduos e ao inicio da degradação orgânica, a fase IV, a

decomposição primária da matéria orgânica e a fase V, com a deformação residual mecânica e

biológica (LIU, CHEN e CHEN, 2006; CATAPRETA, 2008).

O recalque secundário que acontece por processos de deformação lenta dos

componentes dos resíduos com o tempo, degradação biológica da matéria orgânica,

fenômenos físico-químicos e compressão mecânica. Este tipo de recalque se prolonga com o

tempo e está relacionado com o decaimento biológico e progressivo reacomodamento do

esqueleto (MOREDA, 2000).

Entretanto, os recalques primários e secundários podem ocorrer juntamente, o primário

com maior expressão nos primeiros 30 dias e os recalques secundários de forma muito

discreta (SOWERS, 1973).

A peculiaridade de que aterros sanitários não são considerados iguais, embora seu

projeto e implantação sigam a mesma normativa, coloca em destaque a necessidade de se

estudar os aspectos geotécnicos do maciço e das características dos resíduos aterrados ao

longo dos anos. Os modelos matemáticos utilizados se baseiam na informação das

configurações e características dos solos e no caso dos aterros sanitários torna-se necessário

que as informações e dados específicos permitam acompanhar esse comportamento, em

especial na fase operacional, para a garantia da estabilidade do mesmo (BENVENUTO,

2011).

Segundo Tapahuasco (2005) e Boscov (2008) a modelagem matemática e estimativa

de recalques em aterros sanitários vem sendo proposta desde 1970, pois os recalques de

maciços sanitários são muito elevados quando comparados com os maciços de solos.

Assim, quantificar as propriedades geomecânicas em RSU é difícil em razão da

heterogeneidade, da dificuldade de obtenção de amostras representativas e das alterações

sofridas ao longo do tempo, o que implica no conhecimento de uma série de dados reais para

seu ajuste posterior (CUNHA, 2008).

De acordo com Boscov (2008), para reduzir essa dificuldade busca-se “melhorar a

estimativa dos parâmetros geotécnicos dos RSU e modelos de comportamento mais

adequados”, em especial aqueles que utilizam dados experimentais.

As modelagens existentes podem ser organizadas em duas linhas: as clássicas ou

tradicionais que são predominantemente empíricas sem correlacionar as propriedades

42

mecânicas e os fatores intervenientes e as convencionais ou biológicas que consideram os

principais parâmetros que interferem no processo biodegradativo (TAPAHUASCO, 2005).

O Quadro 7 apresenta as características e as fases de compressão adotadas por alguns

desses modelos.

Quadro 7 – Características dos modelos clássicos e convencionais para recalques

Modelo Autor -

ano Características

Fases de

compressão

Clássico

Sowers - 1973

- predominante empírico; - simplicidade de dados disponíveis; - dificuldade de estabelecer a espessura inicial do maciço; - função logarítmica;

- possibilidade de estimativa a longo prazo; - desconsidera os fenômenos de biodegradação.

- primários -secundários

Bjarngard e Edgers - 1990

- os critérios para adoção do tempo inicial não são claramente definidos; - função logarítmica; - sua aplicação prática é limitada a dados reais - a compressão secundária de longo prazo, apresenta taxas de recalque mais elevadas devido a biodegradação.

- primários - intermediário - longo prazo

Ling et al. - 1998

- função hiperbólica; - incorpora em uma única equação os recalques primários e secundários, sendo o tempo inicial (t0) correspondente ao início das medidas de recalque

- secundários

Yen e Scalon -

1975

- função logarítmica - necessita de ajustes com dados de campo; - apresenta o recalque como uma relação linear decrescente; - as taxas de recalque se tornam nulas para períodos superiores a 200/300

meses; - tendência de aumento das taxas de recalque com o aumento da altura dos aterros.

- secundários

Convencionais

Meruelo -1994

- função exponencial - assentamentos secundários se devem essencialmente à decomposição anaeróbia da matéria orgânica biodegradável; - leva em consideração a idade dos resíduos, o ritmo de construção do

aterro, a quantidade de matéria orgânica biodegradável e a umidade dos resíduos; - a partir do registo de assentamentos de um aterro sanitário pode, por

retro-análise, estimar-se o valor de α e aferir o de kh‟.

- secundários -biológicos

Park e Lee

- 1997

- funções logarítmica e exponencial; - compressão total passível de ocorrer por biodegradação dos resíduos e depende da quantidade de matéria biodegradável presente nos resíduos

-secundários (mecânicos) - biológicos

Edgers et

al. - 1992

- função exponencial - compressão primaria e secundária em uma mesma equação;

- os assentamentos devidos aos processos de biodegradação são diretamente proporcionais à variação do número de bactérias existente,

-secundários (mecânicos) - biológicos

Simões - 2000

- funções logarítmica e exponencial - adaptação da formulação de Sowers para o recalque mecânico; - permite que a previsão seja feita considerando a construção do aterro camada a camada.

- Primários + secundários (mecânico e biológico)

Fonte: Adaptado de Marques, 2001;Tapahuasco, 2005; Gomes, 2008.

Os modelos matemáticos buscam representar de forma mais adequada os recalques no

maciço de resíduos em um cenário futuro a partir da análise de seu comportamento atual. São

métodos empíricos bastante utilizados pois sua estimativa pode garantir a estabilidade dos

aterros, embora não possa ser aplicado na fase de projeto (GOMES, 2008).

43

Entre os modelos clássicos, o proposto por Ling et al. (1998) adota a função

hiperbólica pela flexibilidade de poder ser aplicada em momento de interesse e em mudanças

de condições de carga.

Palma (1995 apud TAPAHUASCO 2005) destaca que no modelo Meruelo apenas o

recalque devido a biodegradação dos RSU é observada, em especial na fase anaeróbia na qual

os recalques ocorrem em longo prazo e estão condicionados a fase hidrolítica, a qual é

limitante da velocidade do processo global quando o resíduo é constituído predominantemente

de matéria orgânica não dissolvida.

2.7 Fatores intervenientes no processo biodegradativo

O processo biodegradativo nos aterros sanitários ocorre “pela superposição de

mecanismos biológicos e físico-químicos” em presença de água e condições mínimas para o

desenvolvimento de microorganismos aeróbios e anaeróbios, responsáveis pela metabolização

dos compostos orgânicos e inorgânicos existentes nos resíduos. Fatores como fontes de

nutrientes, oxigênio, pH, umidade e temperatura ideais são essenciais no desenvolvimento

bacteriano assim como as características físico-químicas do meio interferem na solubilização

dos elementos minerais presentes nos resíduos (MELO, 2003; GOMES et al., 2006).

Entre os principais fatores ambientais que interferem no crescimento microbiano e do

mesmo modo no processo biodegradativo dos resíduos em aterros sanitários, podemos citar o

pH, a temperatura e a umidade.

2.7.1 pH

O pH pode ser determinante na atividade microbiana pois é um fator-chave para a

dissolução de certos elementos minerais e sua variação afeta a célula bacteriana, danificando-

a ou auxiliando em seu crescimento. O intervalo de pH entre 6,5-7,5 é considerado o mais

adequado para o crescimento da grande maioria das bactérias e para o processo de digestão

anaeróbia (CHRISTENSEN et al., 2001; GOMES et al., 2006).

Na fase acidogênica o pH apresenta valores mais baixos seguido de valores mais

elevados na fase acetogênica e valores próximos a neutralidade na fase metanogênica, no

entanto existe uma faixa limite de pH adaptável as diferentes espécies de microrganismos,

portanto, o pH tem papel fundamental na digestão dos resíduos, pois suas variações podem

44

alterar o processo de biodegradação. Entre os microrganismos as bactérias metanogênicas são

as mais sensíveis a essa variação de pH, se adaptando melhor entre 6,5 a 7,6 (CASSINI et al.,

2003; CUNHA, 2009; SILVA, 2013).

2.7.2 Temperatura

Assim como o pH, a temperatura interfere no desenvolvimento microbiano e como

consequência nos processos biológicos, reações químicas e bioquímicas. Todos os

microrganismos apresentam uma faixa de temperatura ideal para seu desenvolvimento e fora

dessa faixa o processo metabólico realizado pode ter menor eficiência ou provocar morte

celular (MONTEIRO, 2003; MEIRA, 2009).

Existem faixas de temperaturas para diferentes microrganismos, conforme Figura 11.

Figura 11 – Taxas de crescimento relativo de microrganismos psicrófilos, mesófilos e termófilos.

Fonte: Lettinga, Rebac e Zemman (2001).

As baixas temperaturas, em especial após uma variação brusca, afeta

consideravelmente as propriedades físicas e químicas das águas residuárias aumentando a

solubilidade dos compostos gasosos e a viscosidade e diminuindo a separação solido-liquido,

o que interfere no tratamento do efluente (LETTINGA; REBAC; ZEEMAN, 2001).

De acordo com Alcântara (2007) a temperatura fornece informações indiretas sobre o

desempenho da biodegradação, tornando importante o seu monitoramento, o qual é realizado

diretamente através de medições in situ.

Nos aterros sanitários, a temperatura interfere na atividade microbiana durante o

processo de decomposição da matéria orgânica presente nos RSU, afetando diretamente o

metabolismo, a manutenção e o crescimento dos microrganismos. Temperaturas mais

45

elevadas aceleram o processo de biodegradação desde que estejam dentro da faixa de valores

consideradas ótimas para os microrganismos, em especial os metanogênicas (ALCANTARA,

2007).

A decomposição aeróbia dura aproximadamente um mês, consumindo rapidamente a

quantidade limitada de oxigênio presente e liberando calor. Nessa situação, a temperatura do

aterro sobe acima daquela encontrada no ambiente e pode ocasionar a formação de sais

contendo metais, conforme Castilhos Jr. et al. (2003).

2.7.3 Teor de umidade

O teor de umidade presente nos resíduos sólidos favorece o desenvolvimento

microbiano e o processo de decomposição, na medida em que a água “possibilita o transporte

de enzimas e outros metabólicos importantes” sendo essencial na fase inicial do crescimento

bacteriano. Os dados brasileiros apontam a umidade nos RSU acima de 50% (LEITE et al.,

2003).

Para Palmizano e Barlaz (1996) a faixa ótima de umidade para a degradação biológica

deverá ser entre 20 – 40%, com valores fora desta faixa podem desestabilizar a célula de

resíduos sólidos, com a inexistência de produção de gás e ausência de metabolismo pelos

microrganismos.

Não só os teores baixos de umidade interferem. Da mesma forma uma umidade

elevada, próxima a saturação, também inibe a degradação, pois afeta a atividade microbiana

em um meio aquoso.

A presença de água é importante não só para o primeiro passo da degradação

anaeróbia (hidrólise), como também facilita a distribuição de microrganismos, nutrientes e

promove a diluição de agentes inibidores na massa de RSU. A aceleração da hidrólise pode,

contudo, levar à inibição da metanogênese, em função do aumento da concentração de ácidos

orgânicos, com consequente diminuição do pH para faixas tóxicas às arquéias metanogênicas

(LEITE, 2008).

2.7.4 Teor de sólidos voláteis

O teor de sólidos voláteis, expresso como porcentagem, é utilizado normalmente com

uma medida indireta de biodegradabilidade da fração orgânica de RSU, quanto maior o teor

46

de sólidos voláteis, maior a quantidade de matéria orgânica a ser decomposta

(ALCANTARA, 2007).

As concentrações de sólidos totais (ST) em lixiviados de aterro sanitário podem variar

entre 2.000 mg/L e 60.000 mg/L e elevados valores de sólidos voláteis indicam uma fase

inicial de decomposição (SILVA, 2013).

A determinação do teor de sólidos voláteis permite identificar a quantidade de matéria

orgânica existente nos resíduos sólidos e assim indicar a fase de degradabilidade na massa de

resíduos, conforme Melo (2003) e Silva (2013).

2.7.5 Nutrientes

Diversos microrganismos, principalmente fungos e bactérias (aeróbias e anaeróbias)

utilizam nutrientes específicos durante seu processo metabólico, que podem ser de origem

orgânica e inorgânica, que nesta última inclui o nitrogênio, carbono e o fósforo.

A relação Carbono:Nitrogênio (C:N) indica o processo de mineralização do resíduo

orgânico no solo. Os microrganismos presentes na massa de resíduos absorvem o carbono e o

nitrogênio na relação 30:1. O Quadro 8 apresenta as faixas de valores para esta relação e o

grau de maturamento do composto orgânico.

Quadro 8 – Relação C:N no processo de compostagem

Relação C:N Etapa da compostagem

35:1 - 25:1 Relação adequada inicial

18:1 Semicura ou bioestabilização

10:1 Composto humificado

Fonte: Matos (2015).

2.7.6 Metais

As alterações no estilo de vida vêm favorecendo o aumento de metais pesados nos

resíduos sólidos e como consequência contaminação nos recursos hídricos e no solo, com

posterior risco a saúde humana após serem transferidos para a cadeia alimentar. Mohee e

Soobhany (2014) corroboram os estudos realizados em diversos países que alertam para o

risco de utilização de húmus a partir da compostagem e vermicompostagem de RSU com

presença de metais como cádmio, cobalto, manganês, níquel, chumbo e zinco, mesmo que em

47

limites inferiores aos estabelecidos oficialmente. O pH do solo e o teor de matéria orgânica

favorecem a acumulação de metais em algumas espécies de minhoca, em especial o Chumbo

(Pb) e o Cádmio (Cd). Ajah, Ademiluyi e Nnaji (2015) alertam para a situação de

aproveitamento de depósitos abandonados de lixo para a produção agrícola sobretudo nos

países em desenvolvimento.

O Cromo é utilizado em uma ampla variedade de produtos de atividades industriais

como fertilizantes, metalúrgicas, fundições, curtimento e acabamento de couro, entre outros.

Produtos com cádmio, como baterias, galvanoplastia, pigmentos, tintas, anti-corrosivos,

cigarros, corantes, PVC, jornais, fertilizantes, normalmente são descartados nos RSU e podem

ser absorvidos pelas plantas (TCHOUNWOU et al., 2012; NAZARENO; BUOT JR., 2015).

Christensen et al. (2001) relatam que as concentrações de metais pesados em

lixiviados de aterros sanitários apresentam grande variações, com valores baixos na ordem de

0,06 mg/l para Cádmio (Cd); 0,67 mg/l para Zinco (Zn) e 0,08 mg/l para Cromo (Cr), entre

outros. O comportamento destes e a sua interação com a matéria orgânica é controlado por

processos de sorção, precipitação e complexação gerando um sistema complexo quando em

contato com os corpos hídricos através dos íons metálicos livres.

Desses processos acima citados, as reações de complexação são as mais

representativas nas modificações ocorridas em ecossistemas aquáticos “pois afetam

profundamente a geoquímica dos íons metálicos, modificando a sua solubilidade, carga e

potencial redox” e apresentam uma relação direta com o aumento de teores de matéria

orgânica dissolvida (MOD) e carbono orgânico dissolvido (COD), conforme Bezerra et al.

(2009).

Os metais afetam todas as fases do processo de degradação da matéria orgânica, com

grande relevância na fase acetogênica, cuja concentração é favorecida acentuando sua

periculosidade ao meio ambiente e comprometendo o crescimento bacteriano, nas

concentrações apresentadas na Tabela 4 (MELO, 2003).

Tabela 4 – Efeitos dos metais pesados na digestão anaeróbia

Cátions Concentração inibitória (mg/l)

Ferro - Fe++ 1 – 10

Zinco - Zn++ 4 – 10

Cádmio - Cd++ 7 – 10

Cobre - Cu+ 10 – 12

Cobre Cu++ 10 – 16

Fonte: Lima & Nunes (1994, apud MELO, 2003).

48

2.8 Monitoramento em escala experimental

Diversos estudos relacionando os métodos empíricos e dados reais verificaram que a

aplicação da metodologia teórica não tem apresentado bom desempenho, o que se deve

provavelmente à dificuldade de reproduzir matematicamente as condições de campo e as

diversas interferências que podem afetar os aterros em escala real, basicamente devido à

grande heterogeneidade dos resíduos, à existência de trincas, à variação das propriedades dos

resíduos ao longo do tempo e à eficiência do sistema de drenagem (KELLY et al., 2006;

SHALINI, KARTHIKEYAN; JOSEPH, 2010; BENBELKACEM et al., 2010).

A gestão de resíduos envolve diversas variáveis que vão desde as mudanças de

consumo a adoção de tecnologias apropriadas, respeitando as particularidades e as

características dos resíduos gerados em cada localidade, que devem ser reais e confiáveis,

embora extremamente difíceis de serem obtidos (Wilson et al., 2012).

Embora os órgãos governamentais trabalhem na consolidação de dados que

apresentam o panorama dos resíduos em âmbito municipal, regional ou nacional, as

instituições de ensino têm como tarefa encontrar tecnologias mais limpas, mais adequadas

para o tratamento dos resíduos e novos caminhos para o melhor aproveitamento destes (UNEP

e GEAS, 2014).

No Brasil, diversos estudos em aterros sanitários e em escala experimental vem sendo

desenvolvidos e apresentados resultados relativos a realidade brasileira. O Programa de

Pesquisas em Saneamento Básico - PROSAB - tem subsidiado pesquisas de aperfeiçoamento

de tecnologias na área de resíduos sólidos em diversas regiões do país (PROSAB, 2015).

2.8.1 Lisímetros ou biorreatores

Pode ser definido como qualquer dispositivo, contendo solo e exposto a condições

naturais, usado para estudar a velocidade, a quantidade e composição de água de percolação

através de um meio poroso, segundo Aboukhalad et al. (1982 apud PEÑALVER, 2013).

A utilização de lisímetros para a mensuração da percolação de líquido em meio poroso

remonta a mais de trezentos anos com significativo avanço aplicativo, em especial após a

década de 60 com o conhecimento da física em relação à hidráulica do solo e do fluxo de

água, o que favoreceu a sua aplicabilidade em diversas áreas e estudos, sendo especialmente

utilizados para estudos de evapotranspiração e calibração de fórmulas empíricas

(FLUMIGNAN, 2011; KIM; JABRO e EVANS, 2011; PEÑALVER, 2013).

49

Farquhar (1989) relata que diversos estudos foram realizados desde 1960, em especial

para o monitoramento da concentração de contaminantes nos lixiviados de RSU em aterros

reais e na grande maioria em lisímetros, por serem considerados pelos pesquisadores como

mais fáceis de controlar as condições e fazer medições do processo de lixiviação quando

comparado com um aterro em larga escala. Para o autor os lisímetros vão desde escala de

bancada, considerados pequenos e com volume menor que 1m³ até grandes unidades de

campo com volume maior que 10 m³.

Santos (2012) destaca o uso do lisímetro na quantificação real do volume de lixiviado

e no comparativo com fórmulas empíricas de balanço hídrico.

Segundo Lange et al. (2006) e Alcântara (2007), a utilização de lisímetros para o

desenvolvimento de pesquisas, tem se tornado favorável, em especial para o monitoramento

de aterros sanitários, que em escala real apresenta diversos fatores intervenientes que

“inviabiliza a obtenção sistemática de dados”. Os lisímetros vêm sendo utilizados para

“aprimorar técnicas e tornar as metodologias cada vez mais eficientes” de acordo com Sousa

et al (2015).

Silva et al. (2015) pondera que as células experimentais permitem o monitoramento

dos fatores que interferem no processo biodegradativo e a compreensão das suas inter-

relações pois apresentam semelhanças com aterros reais, sob condições climáticas locais.

Somado a isto a escala reduzida apresenta baixo custo.

Sua aplicação é extensa: simulação das condições ambientais locais, simulação de

sistemas de cobertura, drenagem de lixiviados e gases, balanço hídrico e biodregadação dos

resíduos, etc. Monteiro et al. (2006) acrescenta que a “facilidade do conhecimento e do

controle das condições internas e de contorno” dos lisímetros justifica seu uso.

Assim como sua finalidade, sua forma e material construtivo são variáveis, sugerindo

sua categorização em experimentos de campos e experimentos de laboratório, que variam em

função do tamanho construtivo, da operacionalização real ou controlada, em condições

artificiais ou simuladas (LANGE et al., 2006; ALCANTARA, 2007).

Swati e Joseph (2008) utilizaram cinco lisímetros de grandes dimensões (3,00m de

altura e diâmetro de 1,30m), por considerarem que nessa configuração a simulação das

condições reais de um aterro é razoável e confiável, “resultando em padrões de lixiviação

semelhantes às condições de campo”. Os autores destacam a necessidade de um controle

operacional adequado e acompanhamento da estrutura física para garantir a utilização dos

lisímetros.

50

2.8.2 Estudos realizados

Alguns estudos sobre monitoramento de aterros sanitários em escala experimental no

Brasil serviram de subsídios do trabalho em questão.

O estudo realizado em uma célula com cinco anos de funcionamento no aterro da

Muribeca por Melo (2003) verificou a evolução do recalque associado à degradação biológica

e as condições climáticas locais, apontando que nos meses de maiores precipitações houve

redução na velocidade dos recalques secundários, que estão relacionados à degradação

microbiana. Logo, variações bruscas de temperatura que são corriqueiras durante o período

chuvoso, afetam as bactérias anaeróbias e como consequência, os recalques. Os recalques

superficiais e em profundidade observados durante três anos apresentaram desempenho

análogo nesse período e indicaram que os recalques mais elevados ocorreram em espessuras

maiores.

Melo et al. (2014) identificou que a temperatura externa tende a interferir na

temperatura no interior da célula principalmente nos lisímetros com configurações de área

superficial maior que volumétrica, o que favorece “as trocas de energia e de matéria com o

ambiente”. Em lisímetros, o processo de biodegradação é acelerado em relação a aterros em

escala real influenciando nos recalques ocorridos. As condições ambientais também

interferem nos recalques superficiais ou em camadas superiores.

Monteiro et al. (2006) avaliaram o processo biodegradativo dos resíduos em célula

experimental construída em alvenaria e com volume aproximado de 11 m³. Esta foi

implantada no Aterro da Muribeca na Região Metropolitana do Recife (RMR). Foram

analisados parâmetros geotécnicos, microbiológicos, físico-químicos e climáticos. O estudo

apontou que a temperatura variou de acordo com as fases da biodegradação, se apresentando

alta no inicio do processo em virtude de um ambiente aeróbio e com redução na fase

anaeróbia, ou seja, com o crescimento dos microrganismos anaeróbios. A variação do

recalque ao longo da pesquisa mostrou que estes ocorreram de forma brusca e contínua,

seguidos de recalques zeros, os quais os autores consideram como “período de intensa

atividade metabólica com aumento dos vazios do lixo”.

Em um estudo anterior, Monteiro (2003) encontrou que os maiores valores de recalque

coincidiram com as maiores espessuras de resíduos, relacionando com uma taxa de

degradação mais expressiva em função de maior quantidade de matéria orgânica. Fatores

como precipitação e temperatura da região estudada favoreceram o processo biodegradativo e

os valores de recalque obtidos.

51

Alcântara (2007) construiu dois lisímetros cilíndricos com volume de 8 m³ de RSU da

cidade de Recife-PE para avaliar a influência das variantes climáticas e dos RSU na

degradação anaeróbia através do monitoramento dos parâmetros físico-químicos,

microbiológicos, geotécnicos, gravimétricos, produção de biogás e lixiviado. Os resultados

apontaram que as variações do teor de umidade ocasionada pela condição climática local,

sofreram redução e ocasionaram fissuras na camada de cobertura com danos ao sistema de

drenagem superficial, aumento da infiltração de água no lisímetro e interferência no processo

biodegradativo.

O estudo contemplou a medição dos recalques e o ajuste dos dados aos modelos

matemáticos de Sowers, Bjarngard & Edgers, Meruelo, Gandolla et al.,Edgers & Noble. A

instrumentação utilizada foi através de placas de recalque e disco magnético, as quais

apresentaram resultados semelhantes. As curvas de recalques se assemelharam as curvas

típicas para aterros sanitários, com maior deformação no lisímetro com maior percentual de

matéria orgânica. Entre os modelos estudados o de Bjarngard & Edgers e o de Meruelo

apresentaram melhores correlações e ajuste aos dados de campo. Os modelos biológicos se

ajustaram melhor no lisímetro com maior percentual de MO, indicando que a biodegradação

interfere no recalque, embora não tenha sido comprovada a relação com o crescimento

microbiano (ALCANTARA, 2007).

Os resultados obtidos através do monitoramento do lixiviado realizado por Alcântara

(2007) apontam que as condições climáticas influenciam na produção do mesmo, o qual não

ocorreu nos primeiros 214 dias em um lisímetro e outro, cuja operação iniciou no período

chuvoso, teve sua produção nos primeiros 44 dias. Ao longo do tempo houve decréscimo nas

concentrações de DBO, DQO e sólidos voláteis em decorrência da redução de carga orgânica.

Os valores de pH se mantiveram na faixa entre 5,5 e 8,0 favorecendo a atividade biológica.

Leite (2008) estudou o comportamento dos RSU da cidade de Campina Grande-PB

através da construção de um lisímetro cilíndrico em alvenaria com volume aproximado de

1,7m³ e a quantificação dos recalques e sua correlação com os parâmetros físico-químicos e

microbiológicos no processo degradativo em aterros sanitários. Os resultados apontam que a

temperatura apresentou-se típica a cada fase. As intensas precipitações contribuem para os

períodos de recalque zero, devido a presença de líquidos no interior do lisímetro que

interferem no adensamento, em especial nas camadas mais profundas. Como conclusão, a

autora destaca que há uma relação direta entre os aspectos mecânicos, biodegradativos e

climáticos.

52

Nos estudos realizado por Alcântara (2007), Leite (2008) e Melo et al. (2014) os

maiores valores de recalque aconteceram no início da pesquisa, denominado recalque

primário, em decorrência da compressão mecânica do próprio residuo. Após esse período o

recalque pode estar relacionado ao crescimento dos microorganismos e o consumo da matéria

orgânica com formação de lixiviados e gases. Nessa fase diversos fatores como umidade,

composição, compactação, idade da massa de resíduos vao interferir na velocidade de

recalque ate a sua estabilização (MELO, 2003).

O estudo de Catapreta (2008) contemplou a implantação de um aterro sanitário

experimental de aproximadamente 5 mil m², monitorando o comportamento mecânico e

hidráulico, a evolução dos parâmetros físico-químicos do lixiviado e a aplicação de modelos

matemáticos de previsão de recalques e correlações entre os parâmetros. Esse estudo levou

em consideração a prática operacional de um aterro sanitário e as características dos RSU.

Como resultado foi verificado que as condições climáticas influenciaram o comportamento do

Aterro Sanitário Experimental, em especial na produção de lixiviados e suas características

com cargas mais elevadas nos períodos de maiores precipitações em decorrência da

ineficiência da cobertura como barreira impeditiva.

Os recalques sofridos nesse aterro experimental foram monitorados durante seis anos e

o conjunto de dados gerados subsidiaram a aplicação em três modelos matemáticos:

reológico, hiperbólico e compósito, sendo que este último apresentou os melhores ajustes com

os dados reais de campo (SIMÕES; CATAPRETA, 2013).

O monitoramento do lixiviado gerado no aterro experimental contemplou 120

campanhas em oito anos. Entre os parâmetros analisados estão os ácidos graxos voláteis,

alcalinidade, cloretos, DBO, DQO, pH e sólidos. O estudo demonstrou que para os

parâmetros de DQO e DBO, no primeiro ano de monitoramento, houve uma redução

significativa em suas concentrações para posteriormente, manter uma faixa constante de

variação. Em relação ao parâmetro alcalinidade, este sofreu grande variação com tendência de

crescimento, podendo ser decorrente da presença de resíduos de construção e demolição, tanto

no maciço quanto na proteção mecânica e cobertura do aterro. Na série de sólidos, os sólidos

voláteis totais (STV) se apresentou elevado nos primeiros meses do monitoramento, com

posterior redução e consolidação em uma faixa de valores, indicando a presença de sólidos

voláteis refratários (CATAPRETA et al., 2015a; 2015b).

Swati e Joseph (2008) estudaram a correlação do recalque e a biodegradação, com

matéria orgânica fresca e parcialmente estabilizada distribuídas em cinco lisímetros de grande

porte, sendo dois funcionando como aterros controlados convencionais, dois com a

53

recirculação do lixiviado (biorreator) e o último com a adição de água para simular a

retrolavagem de um biorreator. Os resultados apontaram que os recalques primários e o índice

de compressão primária foram menores nos lisímetros onde ocorreu a recirculação em

comparação com o lisímetro com aterro convencional e o com adição de água que pode ter

ocorrido pelo preenchimento dos espaços vazios pela água ou chorume. Em relação aos

recalques secundários, a situação foi inversa, com maior índice nos lisímetros com

recirculação ou adição de água em relação aos convencionais. Assim, os recalques totais e a

qualidade do lixiviado final apresentaram-se semelhantes, independente da operação adotada.

Meira (2009) construiu um lisímetro em concreto armado com volume de 1,7 m³ em

formato circular e preenchido com RSU da cidade de Campina Grande–PB para a avaliação

da biodegradação a partir do monitoramento dos parâmetros físico-químicos e biológicos. O

monitoramento foi realizado por doze meses e apresentou que tanto a temperatura e a

umidade se mantiveram na faixa favorável para o desenvolvimento de microrganismos. O teor

de sólidos voláteis, DQO, DBO e NMP de coliformes nas analises indicaram redução na carga

orgânica ao longo do tempo e o estudo apresentou correlação positiva entre a biodegradação,

a temperatura, a umidade e a presença de microrganismos aeróbios e fungos.

Araújo (2011) em seu estudo sobre o comportamento das bactérias aeróbias e

anaeróbias e suas interações no processo biodegradativo construiu um lisímetro com altura de

3,0m e diâmetro interno de 2,0m, dotado de sistemas de drenagem de líquidos e gases,

medição de nível dos líquidos, placas de recalque e medidores de temperatura. O

monitoramento realizado em dez meses contemplou a coleta das amostras de resíduos

posicionados ao longo de sua profundidade. Como resultados obteve que a composição

gravimétrica apresentou MOP aproximada de 66%, com per capita de 540 g/hab.d. Em

relação ao comportamento das bactérias aeróbias totais foi verificado que houve decréscimo

na contagem na ordem de 109 a 10

7 que pode estar relacionado com a redução da matéria

orgânica em função da biodegradação sofrida.

O monitoramento realizado por Silva et al. (2015) em uma célula experimental com

9m³ contemplou a retirada de amostras em três níveis de profundidade para a avaliação da

toxicidade dos RSU da cidade de Campina Grande-PB, através dos parâmetros nitrogênio

amoniacal, pH, metais, fitotoxicidade e teste de lixiviação. Nos primeiros dias houve uma

tendência ao aumento da temperatura e sendo acentuados na profundidade intermediária do

lisímetro, com temperaturas máximas em torno de 45°C, nos 95 dias iniciais. O teor de

sólidos voláteis apresentou decaimento, com valores oscilando entre 50% e 10%.

54

No estudo de Araújo (2011) e Silva et al. (2015) o pH apresentou aumento a partir de

60 dias, ficando próximos ou superiores a 7,0, o que pode estar relacionado ao rápido

metabolismo das bactérias aeróbias.

Silva (2013) encontrou variações de recalque diferentes em sua pesquisa realizada

com três lisímetros com preenchimentos diferentes. O lisímetro L3 preenchido em sua

totalidade com matéria orgânica apresentou maior recalque, seguido por L2 que foi

preenchido com 50% de matéria orgânica e com o menor rebaixamento o que foi preenchido

com resíduos na forma que chegam ao aterro sanitário (L1). Esse mesmo lisímetro (L1), em

virtude de maior quantidade de resíduos inorgânicos, teve a coleta da massa de resíduos

prejudicada.

Sousa et al. (2015) comparou os recalques ocorridos em duas camadas diferentes de

RSU (antigo e novo) em um lisímetro construído em alvenaria com volume de 11 m³ e

utilizando solo de baixa permeabilidade como material de cobertura e de base. O recalque

primário encontrado na camada inferior, preenchida com resíduos antigos, foi maior que o na

camada superior, cujo resíduos eram novos. Em relação ao teor de sólidos voláteis, este

diminuiu nas duas camadas em virtude da decomposição da matéria orgânica, mas sem

associação direta com o recalque sofrido.

55

3 MATERIAIS E MÉTODOS

Trata-se de pesquisa quali-quantitativa descritiva que utilizou do estudo de caso para a

realização da pesquisa de campo. De acordo com Marconi e Lakatos (2003) a pesquisa de

campo consiste na “observação de fatos e fenômenos tal como ocorrem espontaneamente, na

coleta de dados a eles referentes e no registro de variáveis que se presumem relevantes [...]” .

A amostra, dos resíduos sólidos urbanos (RSU), estudada foi selecionada de maneira a obter

uma amostragem representativa da cidade de Cuiabá e para a apresentação dos dados será

utilizado planilhas do Excel para dar suporte à elaboração de cálculos estatísticos, tabelas,

quadros e gráficos. A Figura 12 detalha as etapas do desenvolvimento da pesquisa.

Figura 12 – Fluxograma de desenvolvimento da pesquisa

Fonte: Elaborado pela autora.

56

A pesquisa realizada teve como base o monitoramento de um lisímetro preenchido

com resíduos sólidos urbanos da cidade de Cuiabá, construído na área do Centro

Experimental da Hidráulica e Saneamento Ambiental (CEHISA) da Universidade Federal de

Mato Grosso (UFMT).

O CEHISA está localizado entre a latitude 15°36‟33” sul e longitude 56°04‟03” oeste,

a 171 metros de altitude e compreende a estação de tratamento de esgotos do campus,

laboratórios em implantação e área disponível para a prática experimental.

A Figura 13 apresenta a localização da cidade de Cuiabá, da UFMT e do CEHISA.

Figura 13 – Localização da área de estudo

Fonte: A autora.

Na fase inicial de desenvolvimento da pesquisa foi elaborado o projeto, a

quantificação dos materiais e detalhes construtivos para posterior construção e preenchimento

do lisímetro. Foram realizados contatos com a prefeitura e empresas parceiras bem como as

análises do solo e dos resíduos sólidos nos laboratórios de solo e de físico-químico da UFMT.

57

Essa primeira fase foi realizada pelo grupo de pesquisa formado por alunos de graduação da

Engenharia Civil e Engenharia Sanitária e Ambiental e pós-graduação de Engenharia de

Edificações e Ambiental da Faculdade de Tecnologia (FAET-UFMT).

O local escolhido para a implantação do lisímetro facilitou a coleta do lixiviado em

função do desnível já existente. A Figura 14 apresenta o lisímetro finalizado.

Figura 14 – Lisímetro implantado no Centro Experimental da Hidráulica e Saneamento

Ambiental em novembro/2014

Fonte: A autora.

3.1 Construção e instrumentação do lisímetro

O lisímetro consiste em uma célula experimental preenchida com resíduos sólidos

urbanos e dotada de sistemas de drenagem de líquidos e gases, medição de nível dos líquidos,

placas de recalque e pontos de coleta das amostras situados na sua altura média.

A representação gráfica dos drenos de gases, piezômetros, placas de recalque (R1 a

R4), pontos de coleta de sólidos (P1 a P6) e pontos de medição de temperatura (T1 a T10)

instalados no lisímetro podem ser observadas na Figura 15a e 15b, através da planta e corte do

mesmo, respectivamente.

58

Figura 15 – Planta e corte esquemático do lisímetro e equipamentos de instrumentação do

lisímetro


a) Planta

b) Corte

59

3.1.1 Estrutura do lisímetro

Para a construção foram reaproveitadas duas aduelas de concreto armado com

dimensões externas de 3,00m x 3,00m x 1,00m e volume interno útil de 6,47 m³. As paredes

possuem espessura de 0,12m (Figura 16a).

A base da estrutura foi preparada em concreto com traço de cimento/areia/brita nº1

(1:2,5:5) com 0,15m de espessura e inclinação de 1% na direção laterais/centro para posterior

instalação da drenagem tipo espinha de peixe. As juntas foram preenchidas com argamassa

(Figura 16b, 16c e 16d).

Nas laterais foram instalados seis pontos para a coleta de amostra de resíduos, com a

colocação de tubo de PVC 50 mm com 0,25m de comprimento, nivelados à parede interior do

lisímetro e com sobra na parede exterior (Figura 16d). Para o fechamento do tubo foi adotado

o uso da colocação de Cap em PVC.

Figura 16 – Etapas da construção do lisímetro implantado no Centro Experimental da

Hidráulica e Saneamento Ambiental em novembro/2014

a)Aduelas de concreto; b) Preparação da base; c)Selagem e acabamento; d) pontos de coleta e dreno;

Fonte: A autora.

a) b)

c) d)

60

3.1.2 Drenagem

Na preparação do sistema de drenagem de lixiviado (Figura 17a) foi utilizado solo

compactado com soquete manual em camadas de 0,07m adotando a configuração tipo espinha

de peixe.

Para o dreno central foi utilizado tubo de PVC com diâmetro nominal de 65mm

possuindo pequenas ranhuras espaçadas de cinco centímetros intercaladas na posição superior

e inferior em todo extensão do tubo. Como material filtrante foi utilizado uma camada de brita

n°1, com altura média de cinco centímetros, acima do tubo perfurado.

Os drenos secundários foram montados somente com pedra brita n°1 (dreno cego). A

camada de drenagem perfez 0,12 m de altura. Para a coleta do lixiviado foi adotado o uso de

um registro de esfera (Figura 17b).

A escolha da brita 1 foi favorecida pela possibilidade de sua utilização tanto na

confecção do concreto bem como no sistema de drenagem.

Figura 17 – Construção da drenagem no lisímetro implantado no Centro Experimental da

Hidráulica e Saneamento Ambiental em novembro/2014

a) Drenagem de fundo b) Saída do lixiviado com registro

Fonte: A autora.

3.1.3 Impermeabilização e cobertura

O solo adotado para o sistema de drenagem e para a camada de cobertura foi

proveniente do Aterro Industrial de Cuiabá e teve sua escolha definida em decorrência de se

tratar de solo com característica argilosa. A empresa forneceu uma carga de 2,5 m³, a qual

teve seu ensaio de caracterização realizado no Laboratório de Solos da UFMT. As

características deste solo estão descritas na Tabela 5.

61

Tabela 5 – Características do solo utilizado para a base e cobertura no lisímetro implantado no

Centro Experimental da Hidráulica e Saneamento Ambiental em novembro/2014

Ensaio Resultado

Teor de umidade com secagem estufa (h) 5,75%

Análise granulométrica * Argila( < 0,05mm) Silte (0,005 – 0,05mm) Areia fina (0,05 – 0,42mm)

Areia média (0,42 – 2,0mm) Areia grossa (2,0 – 4,8mm) Pedregulho (4,8 – 75mm)

11% 75% 7%

3% 3% 1%

Limite de Plasticidade (LP) 23,84%

Limite de Liquidez (LL) 31,10%

Índice de Plasticidade (IP) 7,6%

Massa específica aparente seca máxima 1620 Kg/m3

Teor de umidade ótima 26,32%

Coeficiente de permeabilidade 4,22 x 10-8m/s

Fonte: Moraes (2015)

Assim como na base, o solo utilizado para as camadas de cobertura intermediária e

final foi compactado com soquete manual, atingindo uma camada de 0,10m e 0,12m,

respectivamente, conforme Figura 18.

Figura 18 – Compactação da camada de cobertura intermediária do lisímetro em

novembro/2014

Fonte: A autora.

A cobertura final adotada nos primeiros 90 dias foi somente o solo argiloso. Após esse

período de rebaixamento inicial, (no dia 96) foi feito a recomposição do talude superior e o

plantio de grama. Para o plantio foram utilizados 2,54 m² de grama do tipo esmeralda, em

placas que foram colocadas sobre o solo argiloso sem adubação. Durante quarenta dias foi

feita a irrigação da gramínea, sempre no período matutino e tendo o cuidado de não encharcar

62

o solo e interferir na umidade da massa de resíduos, mas garantir a enraização da grama.

Após o período de 90 dias, que se encerrou em 20 de abril de 2015, não foi realizado

nenhuma ação na camada de cobertura como reposição, rega, poda ou controle biológico. Em

novembro de 2015, com o início do período chuvoso, foi necessária a substituição da

gramínea em mais de 60% pois fatores externos como a baixa umidade e calor intenso

provocaram a queima/morte da mesma.

3.1.4 Instrumentação

A instrumentação do lisímetro consistiu na preparação de estruturas para o

monitoramento dos gases e do nível de água através da instalação de quatro tubos de PVC de

40 mm de diâmetro. Dois tubos foram perfurados e utilizados como drenos de gases

instalados acima do dreno central de lixiviado. Esses tubos foram envoltos em tela de nylon a

fim de evitar obstrução dos furos.

A Figura 19a e 19b, respectivamente, apresenta a placa de recalque e o termômetro

utilizado na instrumentação.

Figura 19 – Instrumentação no lisímetro

a) Detalhe das placas de recalques b) Termômetro Digital Tipo Espeto

Fonte: Moraes, 2015

Para o monitoramento das temperaturas no interior e cobertura do lisímetro foi

utilizado termômetro digital do tipo espeto, a prova d‟água, com escala de medição de -

50+300ºC, resolução de 1ºC, precisão de ±1ºC e haste em aço inox de 15 cm.

Para monitoramento do recalque foram instalados quatro placas (R1 a R4) de

recalques quadradas com 0,15m de lado, confeccionadas em aço e revestidas de película anti-

63

corrosiva. As placas de recalque foram instaladas sobre a massa de resíduos e sobre a camada

de cobertura. Foi utilizado tubo de PVC de 20 mm como proteção da placa de recalque.

3.2 Preenchimento do lisímetro

No preenchimento do lisímetro, tentou-se representar a prática do serviço realizado em

Cuiabá, ou seja, coleta com caminhão compactador e despejo em aterro, sem rompimento

planejado dos sacos e volumes coletados, obedecendo a sequência abaixo descrita:

a) Preenchimento com os RSU das pilhas (amostras opostas) a partir do quarteamento;

b) Compactação manual com o uso de soquete diretamente e uniformemente na massa de

resíduos em camadas de 50 cm de altura, até o preenchimento do lisímetro;

c) Recobrimento e compactação de camada intermediária de 10 cm de solo;

d) Colocação das placas de recalque denominadas inferiores;

e) Colocação de RSU e placas de recalque denominadas superiores acima da camada

intermediária de solo;

f) Regularização do topo da massa de resíduos e execução da camada de cobertura final.

3.2.1 Definição do material de estudo

Para o preenchimento do lisímetro foram utilizados resíduos sólidos urbanos

disponibilizados à coleta regular na cidade de Cuiabá. A escolha do setor foi discutida

previamente com a diretoria de resíduos da Prefeitura Municipal de Cuiabá, de maneira a

obter uma amostragem representativa da cidade. Assim, a rota de coleta escolhida atende

cinco localidades distintas inseridas em dois bairros da região norte. O Quadro 9 apresenta as

características dessas localidades.

Quadro 9 – Características dos bairros estudados no mês de novembro/2014

Bairro Localidade Situação Classe de renda

Morada da Serra

CPA I Núcleo habitacional Médio-baixa

CPA II

Centro América Desmembramento regul. parcialmente Baixa

Morada do Ouro

Coophas Núcleo habitacional Médio-alta

Morada do Ouro II

Fonte: PMC/IPDU (2007; 2010).

64

A Figura 20 apresenta a localização da região norte e da rota escolhida.

Figura 20 – Mapa das regiões administrativas na cidade de Cuiabá

Fonte: Instituto de Planejamento e Desenvolvimento Urbano, 2007.

A rota de coleta adotada neste estudo está representada na Figura 21.

Figura 21 – Percurso da coleta regular destinada ao estudo

Fonte: Adaptado de Ecopav Soluções Ambientais (2014)

Região norte

Rota escolhida

65

Os resíduos sólidos urbanos utilizados no preenchimento do lisímetro foram coletados

pela empresa Ecopav, responsável pela coleta regular seguindo o roteiro pré-existente (Figura

10). A coleta nesses bairros acontece todas segundas, quartas e sextas, totalizando em torno de

60 toneladas semanais.

A parcela destinada ao estudo foi coletada em uma única viagem, no período matutino,

sendo transportada em seguida para a área de amostragem na CEHISA. O veículo utilizado na

coleta foi o caminhão compactador marca Ford modelo 1723 com capacidade de carga de 12

toneladas.

3.2.2 Composição gravimétrica

A caracterização gravimétrica consistiu na determinação das frações percentuais de

diferentes tipos de resíduos produzidos nos bairros, de acordo com componentes como papel,

papelão, plástico, pet, trapo, metais (ferrosos e não ferrosos), alumínio, vidros, madeira,

couro, borracha, entulhos, embalagens cartonadas (tetrapak), pilhas, baterias, material de

jardinagem, matéria orgânica e outros.

O procedimento para a gravimetria seguiu o estabelecido na metodologia descrita no

IPT/CEMPRE (2002), utilizando os seguintes materiais:

Balança, com capacidade de 200 kg;

Balança semi-analítica capacidade máxima de 3200g e mínima de 0,5g;

Enxadas, pás, garfos e facas para rasgar, separar e revolver os resíduos, formar os montes

e coletar as amostras;

Lona plástica (20 m²), para recobrimento do solo;

Tambores, duas unidades com capacidade de 200 litros, para coleta das amostras;

Equipamentos de proteção individual, (máscaras, luvas, botas), para garantir a segurança

dos trabalhadores;

Retroescavadeira para revolver a pilha de resíduos.

Os valores foram expressos em porcentagem, obtidos através do peso de cada tipo

resíduo na totalidade da amostra, sendo expressa em porcentagem, conforme equação 1.

x100)amostra(kgdatotalPeso

g)material(kdofraçãodaPeso(%)Material (1)

Sendo:

66

Peso da fração = peso total do componente encontrado na gravimetria;

Peso da amostra = peso total da amostra utilizada na gravimetria.

As etapas do quarteamento contemplaram:

a. O descarregamento do caminhão coletor/compactador sobre o local pré-selecionado;

b. O rompimento dos invólucros e a homogeneização dos resíduos, com o apoio da

retroescavadeira;

c. A divisão dos resíduos em quatro partes iguais, retirando duas amostras de posições

diametralmente opostas;

d. A obtenção da amostra final para preenchimento do lisímetro e sua caracterização física,

química e microbiológica.

A Figura 22 apresenta as etapas (a), (b), (c) e (d), respectivamente, ocorridas durante o

processo de quarteamento dos resíduos amostrados.

Figura 22 – Etapas do quarteamento realizado no Centro Experimental da Hidráulica e

Saneamento Ambiental em novembro/2014

a) Descarregamento do caminhão b) Homogeneização dos resíduos

c) Amostras opostas; d) Amostra final no lisímetro.

Fonte: A autora.

67

3.2.3 Caracterização da amostra utilizada no lisímetro

Os parâmetros e metodologias utilizadas para a massa de sólidos, tanto no

preenchimento como no monitoramento do lisímetro, estão transcritos no Quadro 10.

Quadro 10 – Parâmetros de caracterização da amostra

Parâmetros Método/autor Equação

Peso específico Lima 2004 ostra(m³)Volumedaam

stra(kg)Massadaamo(Kg/m³)PeficoPesoespeci

pH Potenciométrico

Umidade Gravimetria x100WiA

WfAWiAU(%)

Onde (%); WiA = peso inicial da amostra (g); WfA = peso final da amostra (g).

Sólidos Totais Voláteis

Gravimetria x100WiA¹

WfA¹WiA¹STV(%)

Sólidos Totais Fixos

Gravimetria U100STF(%)

Nitrogênio (Kjeldahl)

Fenato WiA

0,05)L)870,035((S(%)KjeldhalNitrogenio

S=equivalente de ácido sulfúrico (0,05 N) no receptor; L=equivalente de hidróxido de sódio (0,05 N) usado na titulação; WiA = peso inicial da amostra.

Fósforo total Acido ascórbico

Cromo e Cádmio

3120B/MWW22nd³

Carbono Empírico SV*B(%)CcarbonodeTeor

Onde: C=Carbono da amostra (%); B=razão entre C/SV; SV=Sólidos Voláteis (%)

Fonte: elaborado pela autora

Para a caracterização dos resíduos, utilizados no preenchimento do lisímetro, foram

utilizados de 3 a 5 kg de amostra composta enviada ao laboratório do Departamento de

Engenharia Sanitária e Ambiental da UFMT, sendo previamente homogeneizada e picada

(Figura 23).

Figura 23 – Preparação da amostra para realização das analises laboratoriais

Fonte: A autora.

68

A coleta e amostragem de resíduos seguiu o procedimento recomendado pela Norma

10.007 (ABNT, 2004), trabalhando com amostra representativa através do processo de

quarteamento (Figura 11) para a determinação de composição gravimétrica e dos parâmetros

físicos e físico-químicos. A obtenção de extrato solubilizado foi baseada na metodologia

adaptada por Leite (2008).

3.3 Monitoramento do lisímetro

O Quadro 11 apresenta o consolidado adotado para o monitoramento do lisímetro.

Quadro 11 – Parâmetros de monitoramento do lisímetro, no período estudado de

novembro/2014 a janeiro/2016

Parâmetro Aspecto Observado Período monitorado

Dados climatológicos Índice pluviométrico, temperatura do ar e umidade relativa do ar.

(diária) 27/11/14 a 31/01/2016

Fração sólida dos RSU do interior do lisímetro

Umidade, sólidos Voláteis, sólidos Não-Voláteis, temperatura e pH.

Quinzenal (27/11/14 a 07/01/15) Mensal (01/03/15 a 06/08/15)

Nitrogênio e Fósforo 26/02; 30/03; 01/06; 02/07 (2015)

Íons metálicos 12/09/15; 15/11/15; 15/01/16

Qualidade do lixiviado

pH, condutividade elétrica, DQO, SST, SSV, Alcalinidade total, Cloreto, Nitrogênio Total, Fósforo

03/03; 30/03; 05/05; 30/10; 18/12 (2015)

Coliformes totais coliformes termotolerantes 03/03/15; 30/03/15; 05/05/15

Compressibilidade dos RSU Recalque. Mensal (03/12/14 a 03/01/16)


3.3.1 Dados climatológicos

Os dados climatológicos, como temperatura Máxima e Mínima do ar, umidade relativa

do ar e precipitação foram obtidos através do site do INMET adotando dados da Estação

convencional Cuiabá - MT (OMM: 83361) (INMET, 2015).

O período de estudo compreendeu 27 de novembro de 2014 a 27 de janeiro de 2016.

3.3.2 Temperatura no interior do lisímetro

O monitoramento da temperatura no interior do lisímetro foi realizado diariamente nos

primeiros noventa dias de operação. Após, passou a ser realizado na frequência de três vezes

por semana nos pontos de leitura distribuídos no sistema de cobertura e interior. O período de

monitoramento foi de novembro de 2014 a agosto de 2015.

69

Foram adotados dez pontos para a leitura da temperatura, sendo seis (T1 a T6) no

interior do lisímetro através dos pontos de coleta instalados e quatro pontos (T7 a T10) na

cobertura, conforme Figura 4b.

A Figura 24 mostra as medições realizadas na cobertura.

Figura 24 – Medição da temperatura (abril/2014)

Fonte: A autora.

Nos primeiros três meses, o termômetro era preso por um cordão de poliéster e

inserido diretamente no ponto de coleta e mantido por pelo menos dois minutos para

estabilização e correta leitura da temperatura. Com o decorrer da pesquisa e a retirada

constante de frações de resíduos para as analises laboratoriais, foi necessário providenciar um

suporte em PVC no qual o termômetro passou a ser preso e assim garantir seu correto uso e o

contato com a massa de resíduos.

As leituras eram realizadas entre 6:30h e 9:00 h, com a frequência diária nos primeiros

noventa dias e posteriormente alternada, seguindo assim, até o término do monitoramento, de

modo a garantir a frequência de três leituras por semana.

3.3.3 Fração sólida

A retirada das amostras simples da fração sólida foi obtida nos pontos de coleta da

base do lisímetro, com a utilização de amostrador de cravação manual. Foram instalados seis

pontos de coleta (P1 a P6) distribuídos no perímetro do lisímetro conforme Figura 4b.

Inicialmente foram realizadas coletas quinzenais de sólidos, perfazendo quatro

amostragens. A partir desses dados iniciais, a frequência da coleta passou a ser mensal,

70

incluindo a coleta e análise do lixiviado. O período de monitoramento da massa de resíduos

foi de dezembro de 2014 a agosto de 2015.

A determinação dos parâmetros de pH, umidade, sólidos voláteis e não voláteis, foram

analisadas a partir do solubilizado obtido de amostras simples coletadas em cada um dos seis

pontos (P1 a P6). Para os parâmetros de Nitrogênio Total, Fósforo Total e íons metálicos foi

utilizado amostra única a partir da mistura do solubilizado obtido das seis amostras simples. A

metodologia adotada está descrita no Quadro 2.

A fração sólida obtida foi retirada, primeiramente, por um amostrador do tipo tubo de

aço o qual foi substituído por um trado do tipo helicoidal, pois a massa de resíduos ficou

estabilizada, necessitando de maior esforço para a coleta de amostras siginificativas. As

amostras foram acondicionadas em recipientes estéreis com tampa, contendo a identificação

correta do local de retirada da amostra (Figura 25).

Figura 25 – Retirada da amostra (março/2014)

Fonte: A autora.

A relação C:N (Carbono:Nitrogênio) foi calculada a partir de dados empíricos de

Carbono obtidos pela equação 2.

SV*B%carbono(C)deTeor (2)

Onde:

C = Carbono da amostra (%);

B = razão entre C/SV, sendo adotado o valor de 0,5 (Lima, 2004).

SV = Sólidos Voláteis (%)

71

3.3.4 Lixiviado

As amostras foram coletadas diretamente no tubo de drenagem de base através da

abertura de um registro de esfera e armazenadas em recipiente plástico e de vidro esterilizados

com envio imediato aos laboratórios.

A análise de parâmetros físico-químico e microbiológicos do lixiviado foi realizada

após a coleta mensal e envio ao laboratório da UFMT e Control Análises de Água e Efluentes

Ltda.

A Figura 26 mostra o momento da coleta de amostra do lixiviado.

Figura 26 – Coleta de lixiviado (maio/2014)

Fonte: A autora.

O Quadro 12 apresenta os parâmetros para as análises físico-químicas e

microbiológicas, a metodologia adotada e os equipamentos utilizados.

Quadro 12 – Metodologias e equipamentos empregados nas análises do lixiviado gerados

no lisímetro no período estudado de novembro/2014 a janeiro/2016.

Parâmetros Metodologia Equipamentos

pH Potenciometrico pHmeter Tec-2, marca Tecnal

Alcalinidade Titulométrico Bureta multi-dosimat 645

Cor (mgPtCo/L) Colorimétrico espectrofotômetro DR 2700 Hach

Turbidez (UNT) Turbidimétro Turbidimetro TB 1000

DQO (mg/L) Titulométrico – Refluxo fechado Digestor COD Reactor Hach

Fósforo (mg/L) Ácido ascórbico Autoclave, balança analítica, placa agitadora magnética, espectrofotômetro DR 2700 Hach

Nitrogênio total (mg/L) Semi-micro Kjedahl Digestor Buchi modelo 426; destilador Buchi modelo B324, placa agitadora magnética

Coliformes Totais e Termotolerantes (NMP/100mL)

Colilert – (ONPG/MUG) Estufa, luz ultravioleta

Fonte: APHA/AWWA/WEF (2012)

72

3.3.5 Medidas de Recalques

O monitoramento dos recalques foi realizado nas quatro placas compreendendo

dezembro de 2014 a janeiro de 2016.

As placas R1 e R3 foram instaladas no centro do lisímetro na camada de cobertura, na

altura de 965 cm. As placas R2 e R4 foram instaladas acima da massa de resíduos e

localizadas próximas as laterais em posições opostas entre si e na altura de 635 cm, conforme

Figura 4b.

Nos primeiros 46 dias a leitura foi realizada a cada três dias, para melhor

acompanhamento do recalque inicial e posteriormente passou a ser realizada em um intervalo

de 29-32 dias.

A medição foi feita utilizando um extensor dentro do tubo e posteriormente medido

com trena, conforme Figura 27.

Figura 27 – Etapas da medição do recalque

Fonte: A autora.

A deformação específica máxima foi obtida através da equação 3 conforme descrito

em Melo (2003).

x100altura

máximorecalque(%)específicaDeformação (3)

Sendo:

Recalque máximo = recalque superficial máximo

Altura = altura de lixo deformável

73

Para a determinação da evolução do recalque no lisímetro e confrontação com os

dados reais, foi realizada uma análise comparativa entre três modelos: logaritmo de Yen &

Scanlon (1975), hiperbólico de Ling et al. (1998) e biológico de Meruelo (Ibarra, 1994 e

Gonzalez, 1995).

O modelo logaritmo de Yen & Scanlon (1975 apud GOMES, 2008), elaborado a partir

da altura e do tempo de construção do aterro utiliza a equação 4 e 5 :

log(t)*bat

ΔHm

(4)

2

tctt1 (5)

Sendo:

m = taxa ou velocidade de recalque;

H = recalques medidos;

∂t = intervalo de tempo entre as medidas;

tc = tempo de construção do aterro (dias);

t1 = idade média do aterro;

a; b = constantes do modelo.

O modelo hiperbólico de Ling et al. (1998), agrupa em uma única equação os

recalques primários e secundários, através da equação 6:

ultΔH

t

ρ0

1

tΔH

(6)

Sendo:

t = diferença entre o tempo de interesse e o inicio da medição (t=ti-t0);

H = recalque medido entre o tempo ti e t0;

0 = taxa de recalque inicial (H/t);

Hult = recalque último esperado (tempo infinito).

74

O Modelo de Meruelo, segundo Gomes (2008), relaciona a decomposição da matéria

orgânica biodegradável, em um determinado tempo, com o recalque produzido, através da

seguinte expressão:

0hhch

ch

.tK.tK.TKee.e1

.TK

α.H.COD ΔH

(7)

Onde:

H = recalque (mm);

= coeficiente de perda de massa transformada em recalques;

H = espessura do aterro (mm);

COD = conteúdo de matéria orgânica biodegradável;

Tc = tempo de construção do aterro (dias);

Kh = coeficiente de hidrólise (dias-1

);

t = tempo ao qual se quer estimar o recalque (dias).

Para a verificação do desvio obtido entre o recalque medido e o previsto em cada

modelo matemático aplicado nesta pesquisa, foi utilizada a Equação 8 proposta por Marques

(2001).

x100ΔH

)ΔHH(D

jobs,

jobs,j)calc(i,ji,

(8)

Onde:

Di,j = desvio de recalques no tempo j, baseado nas leituras do período i, em %.

∆calc (i,j) = recalque calculado no tempo j, baseado nas leituras do período i.

∆obs,j = recalque observado no tempo j.

75

4 RESULTADOS E DISCUSSÃO

A seguir serão apresentados os resultados e discussão do monitoramento do lisímetro

instalado no Centro Experimental da Hidráulica e Saneamento Ambiental da UFMT referente

ao intervalo de tempo de dezembro de 2014 a janeiro de 2016, verificando o comportamento

dos resíduos sólidos urbanos provenientes de localidades da região norte da cidade de Cuiabá.

A apresentação dos resultados abrange inicialmente informações referentes ao

preenchimento do lisímetro, como a quantidade da amostra utilizada e sua composição

gravimétrica.

Os dados meteorológicos contemplaram os dados oficiais disponibilizados pelo

Instituto Nacional de Metrologia (IMET) para os parâmetros de precipitação diária

acumulada, média da temperatura e da umidade relativa do ar no período estudado.

Conhecida essas variáveis construtivas e climatológicas, os resultados descrevem o

comportamento da massa de resíduos no interior do lisímetro, através do monitoramento dos

parâmetros de pH, teor de umidade, sólidos voláteis, temperatura, nitrogênio, fósforo e

metais. Para auxiliar o conhecimento da cinética biodegradativa dos RSU, foram

caracterizados os parâmetros físico-químicos e biológicos do lixiviado gerado no lisímetro.

Complementarmente ao monitoramento de parâmetros físico-químicos na massa de

resíduos, a evolução do recalque do maciço de resíduos foi monitorado e representado através

de modelos matemáticos.

4.1 Quantidade de RSU utilizado no preenchimento do lisímetro

A quantidade total de resíduo utilizado no lisímetro foi de 3.060 kg, sendo 2.512 kg na

parte inferior e 548 kg na superior. Os valores dos pesos específicos compactados na parte

inferior e superior foram de 519 kg/m3 e 498 kg/m

3, respectivamente. O peso específico

aparente encontrado foi de 101,75 kg/m³.

Portanto, os valores de pesos específicos obtidos estão dentro da faixa de 400 a 700

kg/m3 considerado fracamente compactado de acordo com ROCCA et al. (1993) e LIMA

(2004). Silveira (2004) descreve que diversos autores obtiveram valores de peso específico na

faixa de 102 a 300 kg/m³ e de 350 a 630 kg/m³, para resíduos soltos e fracamente

compactados, respectivamente. Segundo Yuen, McMahon e Styles (2000) o peso específico

76

de 550 kg/m3 é considerado razoavelmente compactado em célula experimental de resíduos

sólidos urbanos.

A compactação dos resíduos proporciona, além de redução de volume, maior

resistência e menor recalque que resultam na integridade dos sistemas de drenagem e

recobrimento e como consequência um maciço mais estável (MARQUES, 2001).

A esse respeito Araújo (2011 apud Melo, 2011) cita que uma compactação muito

pequena pode interferir na estabilidade mecânica em aterros decorrentes da presença de

vazios em quantidade maior e que podem acumular líquido durante as chuvas, impedindo o

recalque e também criando passagens direcionais para os lixiviados.

4.2 Composição gravimétrica dos resíduos

A composição gravimétrica dos resíduos sólidos estudados apresentou os componentes

que tiveram maior representação e que foram: a matéria orgânica com 45,80%, papel 17,36%

e plásticos 17,15% dos resíduos.

A somatória de todos os componentes passíveis de reciclagem, plásticos, papel, metal

e vidro representam 43,17% da composição mássica total que somados a parcela orgânica de

45,80%, apresentam que 88,97% dos resíduos gerados possui potencialidade de

reciclagem/compostagem, sendo a matéria orgânica a parcela mais representativa nesse

percentual. A

Tabela 6 detalha o percentual do componente encontrado na gravimetria.

Tabela 6 – Composição gravimétrica dos resíduos utilizados no lisímetro implantado no Centro

Experimental da Hidráulica e Saneamento Ambiental em novembro/2014

Componente % Componente %

matéria orgânica 45,8 vidros não coloridos 0,95

papel 8,5 madeira 1,33

papelão 6,93 couro 0,3

plástico filme 7,9 borracha 0,74

plástico rígido 6,17 tetrapak 1,93

PET 3,08 resíduos tecnológicos 0,01

tecido 0,5 fraldas e rejeitos 4,06

metais 4,4 outros 4,1

alumínio 1,9 Total 100%

vidros coloridos 1,4

Fonte: A autora.

77

O percentual de resíduos do grupo “papel” contemplou o papel, o papelão e

embalagens cartonadas e para os plásticos, utilizou a somatória do plástico filme, do plástico

rígido e do PET, de modo que, o plástico e o papel representam 34,51% da massa residual

total e ocupam, em termos de volume, quase a totalidade do lisímetro, conforme Figura 28.

Figura 28 – Preenchimento do lisímetro Figura 29 – Vidros

Fonte: A autora. Fonte: A autora.

Os vidros foram encontrados coloridos (1,4%) e não coloridos (0,95%), inteiros e

quebrados, na maioria de bebidas não retornáveis, conforme Figura 29. Em termos

percentuais, o seu quantitativo foi pequeno, e no caso da amostragem nesse estudo está em

conformidade com a média nacional de 2,4% embora apenas metade dos recipientes

produzidos no Brasil sejam retornáveis, segundo o Compromisso Empresarial para a

Reciclagem (CEMPRE, 2015). O seu descarte junto aos RSU ocasiona risco de acidentes aos

trabalhadores (coletores e catadores) e problemas na operacionalização do aterro sanitário,

uma vez que este não é biodegradável.

A categoria Outros foi criada para agrupar diversos resíduos encontrados com

representatividade pequena na pesagem, entre eles madeira, borracha, tecidos, resíduos

tecnológicos, isopor e couro. Neste estudo essa categoria teve uma representação de 4,1%.

O percentual representativo de materiais passíveis de reciclagem demonstra a

deficiência/ausência na segregação e coleta seletiva, sendo que esta deveria ocorrer conforme

a Lei n° 12.305/2010. Apenas 1,33% dos resíduos secos recicláveis em Cuiabá são

reaproveitados por cooperativas/associações de catadores (Cuiabá, 2013a).

A adoção, pelos municípios, da simples separação em “lixo seco e lixo úmido” vem

favorecendo a implantação da coleta seletiva na medida em que simplifica o serviço público

ofertado e garante uma condição melhor de trabalho aos catadores quando comparado com a

78

ausência do serviço. Assim, os PGIRS tem buscado sintetizar essa informação na

apresentação da composição gravimétrica dos resíduos destacando apenas o potencial de

aproveitamento destes.

De igual forma também ocorreu em Cuiabá, cujos estudos realizados em 2001 e 2014

foram apresentados nesse formato. A Figura 30 apresenta o resultado obtido na gravimetria

realizada no formato “resíduos secos e resíduos úmidos”.

Figura 30 – Composição gravimétrica implantado no Centro Experimental da Hidráulica e

Saneamento Ambiental em novembro/2014

resíduos úmidos

46%

residuos secos43%

rejeitos11%

Fonte: A autora.

O Plano Municipal de Saneamento Básico e Plano de Gerenciamento Integrado de

Resíduos Sólidos (PMSB/PGIRS) de Cuiabá apresentou uma geração per capita de 0,73

kg/hab.d, com a composição gravimétrica distribuída em 35,39% de resíduos secos, 42,39%

de resíduos úmidos e 22,2% de rejeitos, utilizando como base os estudos realizados em 2001.

Para o processo de contratação de parceria público-privada em andamento, foram atualizados

os dados da composição gravimétrica, no qual os componentes papel/papelão e plásticos

foram os mais gerados na categoria resíduos secos, com 12,37% e 16,42%, respectivamente

(CUIABÁ, 2016).

A Tabela 7 apresenta um comparativo da composição gravimétrica realizada em

Cuiabá, pela prefeitura municipal, nos respectivos anos de 2001 e 2014, o resultado neste

estudo e o apresentado na versão preliminar do Plano Nacional de Resíduos Sólidos (PNRS-

vp, 2012).

79

Tabela 7 – Comparativo entre a composição gravimétrica de Cuiabá e do Brasil, entre os anos

de 2001 e 2014

Composição P.M.C 2001 P.M.C 2014 Lisímetro estudado

(nov/2014)

Brasil

(PNRS-vp)

Resíduos secos 35,59% 41,86% 41,23% 31,9%

Resíduos úmidos 42,39% 34,20% 45,8% 51,4%

Rejeitos 22,22% 23,93% 12,97% 16,7%


Convém evidenciar que o percentual de resíduos secos obtido na gravimetria de 2001

esteve mais próximo ao apresentado pela PNRS e ambos se apresentaram inferiores ao

encontrado neste estudo. Em contrapartida, o percentual de resíduos úmidos apresentou

pequena variação entre os anos de 2001 e 2014 se mantendo inferior à média nacional. Há que

se destacar que para o preenchimento do lisímetro foi utilizado resíduos oriundos de cinco

localidades da capital e que se apresentavam, na sua maioria, renda média alta e média baixa.

Nesse comparativo simplificado entre as gravimetrias de 2001 e 2014 verifica-se uma

inversão entre os percentuais nos resíduos secos e os resíduos úmidos apresentados na

composição dos resíduos em Cuiabá em um intervalo de 13 anos entre as amostragens (Tabela

7).

Figura 31 – Comparativo entre as gravimetrias realizado pela PMC em 2001 e 2014

42,39

12,13

15,37

10,78

2,61

2,61

11,54

2,57

24,4

4,22

5,58

10,78

7,89

8,54

4,24

23,93

4,52

3,44

1,59

0,87

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45

materia organica

trapos e panos

entulho

papel e papelão

plástico mole

plástico duro

couro e borracha

diversos

metal

vidro

embalagens longa vida

isopor

madeira

Percentual (%)

Co

mp

on

en

tes

2014 2001

Fonte: Prefeitura Municipal de Cuiabá (2016).

Se confrontarmos todos os componentes analisados no estudo gravimétrico realizado

80

pela PMC em 2001 e 2014, observa-se pela Figura 31 que o componente „matéria orgânica‟

foi o responsável por essa inversão, pois passou de um percentual de 42,39 em 2001 para

24,40% em 2014.

Para os componentes „plástico duro‟ e „plástico mole‟ as gravimetrias realizadas em

2014 pela PMC e a desse estudo, se apresentaram semelhantes com valores respectivos de

8,54 e 9,25% no primeiro componente e de 7,89% e de 7,9% no segundo componente. Da

mesma forma, as embalagens longa vida (tetrapak) apresentaram valores semelhantes de

1,59% e 1,93%, respectivamente e o componente „metal‟ variou de 4,52% para 4,4%.

Os dados oficiais divulgados pela Prefeitura de Cuiabá não apresentaram a

metodologia utilizada nos levantamentos de 2001 e 2014 e não adotaram o mesmo

detalhamento para todos os componentes. Como resultado o componente „diversos‟

apresentou um incremento de 107% na gravimetria de 2014, sugerindo que na gravimetria de

2001 uma parcela deste, ou a totalidade, pode ter sido adotada como matéria orgânica.

Dessa forma, embora Barros (2012) alerte que “[..] podem ocorrer variações

significativas entre distintos momentos e metodologias de análise” a amostragem adotada

nesse estudo contemplando bairros em três faixas econômicas, conseguiu caracterizar a cidade

de Cuiabá quanto ao grupo de resíduos secos e se aproximar ao grupo resíduos úmidos,

conforme percentuais apresentados na Tabela 6.

Uma vez que existem diversas variáveis que influenciam a produção dos resíduos em

localidades de um mesmo país ou região, torna-se apropriado um acompanhamento mais

frequente dessa composição.

4.3 Dados meteorológicos

A cidade de Cuiabá, local onde foi desenvolvida esta pesquisa, tem seu clima

caracterizado como tropical úmido com temperaturas elevadas e precipitação média em torno

de 1.300 milímetros anuais com intensidade nos meses de janeiro, fevereiro e março,

marcando uma estação chuvosa “com violentas tempestades entremeadas por períodos de

transição sob o calor do sol intenso”.

A Figura 32 apresenta a variação ocorrida no período de 426 dias para a precipitação

diária acumulada, temperatura média e umidade média relativa do ar, conforme dados do

INMET (2016).

81

Figura 32 – Precipitação diária acumulada (mm), média da temperatura (°C) e da umidade

relativa do ar (%) na cidade de Cuiabá, no período de novembro de 2014 a janeiro de 2016.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

1 26 51 76 101 126 151 176 201 226 251 276 301 326 351 376 401 426

Pre

cip

ita

çã

o a

cum

ula

da

diá

ria

(m

m)

Dias julianos/ano

20162014 2015

10

15

20

25

30

35

40

45

0 25 50 75 100 125 150 175 200 225 250 275 300 325 350 375 400 425 450

Te

mp

era

tura

do

ar

(°C

)

Dias julianos/ano

TempMáxima

TempCompensadaMédia

TempMínima

2014 2015 2016

30

40

50

60

70

80

90

100

0 25 50 75 100 125 150 175 200 225 250 275 300 325 350 375 400 425 450

Um

ida

de

re

lati

va

mé

dia

do

ar

(%)

Dias julianos/ano

2015 20162014

a) Precipitação; b) Temperatura; c) Umidade relativa do ar.

Fonte: Instituto Nacional de Metrologia (2016)

A temperatura média do ar sofreu oscilações durante o período estudado variando na

faixa de 25° a 35°C. O estudo de Xavier et al. (2009) corrobora essas dados, cuja frequência

de temperaturas médias diárias encontradas variou entre 28ºC e 30ºC na região do

Coxipó/UFMT.

Entre os dias 191(05/06) e 262 (17/08) foram verificadas as menores temperaturas

para o período estudado com mínimas abaixo de 20°C e temperatura máxima não excedendo

os 35°C. Por meio da Figura 5a é possível visualizar a ausência de chuvas e a umidade

relativa do ar atingindo valores inferiores a 40%. Após o dia 262, observa-se também um

período com temperaturas elevadas acima dos 35°C chegando a atingir a máxima diária de

41,1°C nos dias 278 e 279, 02 e 03 de setembro, respectivamente. Essa temperatura elevada

c)

b)

a)

82

perdurou até o término do período estudado.

As maiores médias diárias da temperatura do ar foram observadas tanto no período

chuvoso (1-32 dias) quanto no período seco (275-314 dias) antecedendo o início das chuvas.

Segundo Maitelli et al. (2004), nos meses de outubro e novembro a temperatura máxima

mensal em Cuiabá pode chegar aos 40°C com umidade relativa de 18% e nos meses mais

frios (junho e julho) a mínima mensal cai a 16,6°C.

A umidade relativa média do ar se manteve, no período estudado, superior a 70% em

quase sua totalidade, apresentando valor médio de 74,18%, sendo a menor registrada de

38,75% em 14/08. Durante o período seco também foram atingidos valores abaixo de 50%

nos meses de agosto e setembro conforme Figura 5c.

Maitelli et al. (2004) destaca que a variação da temperatura pode atingir até 1.5ºC nos

dias chuvosos e até 3.0ºC em dias sem chuva com taxas de umidade relativa em torno de 88%

pela manhã, 57% à tarde e 95% à noite, apresentando uma relação inversamente proporcional

entre si.

Os meses estudados contemplaram o período chuvoso/seco/chuvoso apresentando

chuvas de baixa intensidade, cujas precipitações máximas ocorreram em janeiro a março de

2015, superando os meses de novembro e dezembro de 2015 e janeiro de 2016. Os picos de

chuva mais significativos aconteceram nos dias 85 (20/02) e 105 (13/03), sendo de 93,2mm e

88,2mm, respectivamente. Nesses picos verifica-se também maior umidade relativa do ar. O

acumulado de chuvas para o período estudado (426 dias) foi de 1.766,7mm.

Entre os dias 173 (20/05) e 322 (19/10) a precipitação foi praticamente nula com

exceção de alguns dias com chuvas inferiores a 10 mm. Nesse período não foi verificado a

presença de lixiviado no registro de saída, indicando que a precipitação influenciou na

geração deste.

De acordo com Oliveira et al. (2013) a amplitude térmica em Cuiabá varia na faixa de

7,3°C – 10,6°C com menores valores de temperatura do ar e de umidade relativa no período

seco. Melo et al. (2014) relata que “as temperaturas externas influenciam o meio interno” em

especial em lisímetros que apresentem configuração de área superficial maior que

volumétrica. Essas oscilações climáticas, características da cidade de Cuiabá, interferem nas

propriedades físico-químicas e biológicas da massa de resíduos afetando o desenvolvimento

de microrganismos e acelerando o processo de biodegradação (MONTEIRO, 2003; SANTOS,

2012).

O estudo realizado por Monteiro (2003) comprovou que as condições climáticas

interferem na cinética degradativa em aterros de resíduos sólidos. Portanto, a observação das

83

condições do clima no local pode auxiliar no planejamento e desenvolvimento de técnicas que

melhorem o desempenho de um aterro sanitário.

4.4 Monitoramento dos resíduos

Na apresentação dos resultados obtidos no monitoramento da massa de resíduos

buscou-se representar, através de gráficos, o comportamento temporal de cada um dos

parâmetros estudados.

4.4.1 Potencial hidrogeniônico

O pH inicial dos resíduos foi de 4,5, ou seja apresentando características ácidas,

normalmente condizente com a fase de adaptação dos microrganismos na transição entre as

fases aeróbia e anaeróbia estabelecida entre o tempo decorrido da geração dos resíduos e a sua

chegada ao local de descarregamento e também, em decorrência da presença de bactérias

fermentadoras de ácidos, assim como ocorreu no trabalho de Alcântara (2007).

A Figura 33 apresenta a variação do pH nos seis pontos de coleta de resíduos no

interior do lisímetro durante o período de 252 dias.

A faixa de pH inferior a 5,0 (Figura 33) se manteve até a terceira amostragem,

coincidente com 41 dias de fechamento, ficando bem caracterizado o estabelecimento da fase

ácida de degradação de RSU aterrados, na qual ocorre um aumento da atividade microbiana

com produção de quantidades significativas de ácido orgânicos conforme Alcântara (2007).

Figura 33 – Variação do potencial Hidrogeniônico (pH) no lisímetro no período de dezembro de

2014 a agosto de 2015

0,0

1,0

2,0

3,0

4,0

5,0

6,0

7,0

8,0

9,0

10,0

14 32 41 91 123 160 186 217 252

pH

Período (dias)

P1

P2

P3

P4

P5

P6


Fase acidogênica Fase acetogênica Fase metanogênica

pH inicial

84

A partir do dia 42, houve dificuldade para a coleta nos seis pontos do lisímetro. Isso

pode ser explicado pela rápida degradabilidade e recalque sofrido pela massa de resíduos, que

movimentou materiais rígidos em encontro com o ponto de coleta, impedindo a retirada de

amostra. Deste modo, o ponto P2 não foi analisado em quatro amostragens seguidas.

No intervalo de 41 a 91 dias de monitoramento, as amostras obtidas apresentaram

valores na faixa entre 5,0 e 6,0, em decorrência da fase de degradação anaeróbia com

característica de comportamento ácido. Conforme Meira (2009) o metabolismo anaeróbio foi

mais lento tornando essa fase demorada.

Nas leituras dos dias 91 e 160 o pH se manteve na faixa entre 6,0 e 7,0, tendendo a

neutralidade e na leitura realizada no dia 186 assumiu valores acima de 7,0, já na fase

alcalina. Castilhos Jr. et al. (2003) e Cassini et al. (2003) destacam que as bactérias

metanogênicas desenvolvem em valores de pH próximos da neutralidade, na faixa de 6,8 a

7,4, e consomem o ácido produzido nas fases I e II.

No monitoramento realizado por Cunha (2009) durante oito meses, o pH do lixiviado

produzido em lisímetro manteve-se em uma faixa estreita de 7,1 a 7,7, sem nenhuma alteração

nas medições.

A Figura 33 mostra as três fases de acordo com a variação do pH: sendo a fase

acidogênica até o 41° dia, com valores entre 4,4 – 5,2; a fase acetogênica entre os dias 91 e

160, com valores entre 4,6 – 7,3 e a fase metanogênica entre os dias 186 e 252 com valores

entre 7,1 – 8,7. Esses valores se assemelharam aos de Alcântara (2007) cujos valores de pH

estiveram em torno de 6,0 para as fases I e II (acidogênica), entre de 6,0 e 7,0 para a fase III

(acetogênica) e entre 7,0 e 8,0 na fase IV (metanogênica).

Na fase metanogênica, o P6 apresentou valores de 6,6 e 5,4 nas amostragens do dia

217 e 252, respectivamente. Esses valores são restritos a condição da amostra coletada, não

representando o processo ocorrido naquele ponto.

Em relação a variação do pH durante o monitoramento realizado, verificou-se que este

parametro esteve em consonância com a literatura técnica disponível sendo possível distinguir

as fases degradativas mesmo sem a correlação com os demais parâmetros que interferem no

processo biodegradativo.

4.4.2 Teor de umidade

Na amostra inicial de caracterização dos resíduos utilizados no preenchimento do

lisímetro foi obtido o teor de umidade de 46%. Este valor se apresentou inferior ao proposto

85

por Lima (1995) para resíduos sólidos domiciliares que seria de 60%.

A amostra utilizada foi coletada em caminhão compactador e transportada ao

CEHISA, localizado a 8km da rota escolhida. Convém ponderar que durante a coleta o

caminhão compactador realiza ciclos de compactação e transportação dos resíduos para o

interior da caixa de carga com encaminhamento do chorume para uma caixa coletora. Essa

situação somada a distância de deslocamento pode ter interferido no teor de umidade obtido,

mesmo se tratando do período chuvoso (novembro/2014). Durante o período de

monitoramento os teores de umidade dos pontos de amostragens apresentaram valores numa

faixa que variaram de 21% a 48% conforme Figura 34.

Figura 34 – Variação do teor de umidade no lisímetro no período de dezembro de 2014 a agosto

de 2015.

0

10

20

30

40

50

60

14 32 41 91 123 160 186 217 252

Teor

de

umid

ade

(%)

Período (dias)

P1

P2

P3

P4

P5

P6


Nos primeiros catorze dias houve uma redução significativa na umidade do lisímetro

em relação a umidade inicial da amostra, que passou de 46% para 30% no P4. Após essa

primeira leitura, houve um acréscimo no teor de umidade na leitura do 32° dia, o que pode ter

ocorrido em virtude dos picos e constância de chuvas que ocorreram no período estudado

favorecendo o aumento do teor de umidade até o 160°dia, em especial nos pontos P2 e P3, os

quais também apresentaram maior temperatura. Nesse período a massa de resíduos sofreu o

recalque primário que ocasionou fissuras na camada de cobertura, a qual ainda estava somente

conformada com solo e conforme Leite (2008) pode ter ocorrido um período de adaptação.

Durante o período seco (dias 160-252) houve a redução no teor de umidade em cinco

pontos no lisímetro assim como na umidade relativa do ar que chegou a índices inferiores a

60%. Somente o ponto P3 apresentou no dia 160, percentual acima de 40%. Essa diferença

encontrada no ponto P3 pode ter sido ocasionada pela presença de um invólucro com sobras

alimentícias que no decorrer da coleta da amostra foi rompida pelo amostrador e umedeceu a

massa de resíduos naquele ponto.

Faixa ótima

86

No estudo de Tapahuasco (2009) o teor de umidade, em lisímetro com 46,3% de

matéria orgânica, sofreu redução a partir dos 150 dias, sendo que o autor passou a injetar água

para manter a umidade acima dos 70% até os 456 dias no monitoramento.

Kjeldsen et al. (2002) observaram que o teor de umidade interfere na cinética

biodegradativa, o que pode ser comprovado pela decomposição mais lenta em aterros

localizados em regiões de clima árido. Assim, para auxiliar esse processo de decomposição,

os autores relatam que a recirculação do lixiviado favorece o aumento da umidade com

melhor distribuição de nutrientes, substratos, e bactérias.

Os pontos P1 e P6 foram os que apresentaram menores teores de umidade nas

amostragens. Esses pontos se localizam próximos, representando um mesmo quadrante do

lisímetro, o que pode justificar a semelhança encontrada nos valores do teor de umidade ao

longo das amostragens. Os pontos P3 e P4 foram os que mantiveram mesma variação na

umidade, com valores acima de 30% em todas as amostragens. Estes também formam um

quadrante no lisímetro.

Em razão da configuração e dimensão do lisímetro, foi verificado que o teor de

umidade variou entre os pontos nas diferentes amostragens, que de acordo com Alcântara

(2007) pode estar relacionado aos materiais que compõem cada amostra coletada e a

ocorrência de chuvas anteriores à coleta.

Leite (2008) destaca que a umidade favorece a biodegradação e se correlaciona

positivamente com o teor de sólidos voláteis e com o conteúdo orgânico. O estudo por ela

realizado apresentou queda do teor de umidade nos primeiros trinta dias com posterior

manutenção na faixa de 40% a 60% até o término de 140 dias monitorado, valores estes

próximos a umidade inicial.

Diversos pontos apresentaram valores inferior a faixa ideal para degradação

microbiana entre 40% e 60% de acordo com Coumoulos et al.(1995); Bidone e Povinelli

(1999). Somente na amostragem realizada no dia 32 (29/12/14) foi encontrado o teor de

umidade ideal em todos os pontos, o que pode ter influenciado o comportamento da

biodegradação e do recalque na massa de resíduos.

4.4.3 Sólidos Voláteis

Os resultados obtidos de sólidos voláteis apresentou uma faixa de variação extensa de

20% a 79% (Figura 35). O teor de sólidos voláteis inicial foi obtido da amostra total do

lisímetro, sendo encontrado o percentual de 85,5%.

87

Figura 35 – Variação do teor de sólidos voláteis no lisímetro no período de dezembro de 2014 a

agosto de 2015.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

14 41 123 160 186 252

Teo

r d

e Só

lido

s V

olá

teis

(%

)

Período (dias)

P1

P2

P3

P4

P5

P6

média

Fonte: Elaborada pela autora.

Observa-se também na Figura 35 que ocorreu uma redução pouco significativa nos

valores entre a primeira e segunda amostragem (dias 14 e 41), permanecendo na faixa de 72 a

79%. No estudo de Alcântara (2007) são encontrados valores da ordem de 78,2%, no estudo

de Leite (2008) uma faixa de 70 a 80% e no estudo de Tapahuasco (2009) valores acima de

50% em todo o monitoramento.

Segundo Barros (2004), elevado teor de sólidos voláteis confirma a fase inicial de

decomposição e aponta para uma grande quantidade de matéria orgânica, identificando um

aterro novo. Assim, menor teor de sólidos voláteis é indicativo que a matéria orgânica está

sendo estabilizada. Neste estudo o componente „matéria orgânica‟ representou 45,8% da

totalidade dos RSU.

Após a leitura do dia 160 o teor de sólidos voláteis reduziu consideravelmente, com

valores inferiores a 40% e atingindo um valor de 20% no ponto P1 na leitura do dia 252.

Nessas leituras (dias 186 e 252) o teor de umidade se apresentou com valores inferiores a

30%.

Essas oscilações podem estar relacionadas: a) às dimensões do lisímetro; b)

heterogeneidade dos resíduos e c) a pequena quantidade de amostras. Esta última ocorreu pela

dificuldade de coleta em virtude do recalque ao longo do tempo e que arrastou resíduos

rígidos na entrada do ponto de coleta limitando assim, a quantidade e qualidade do material

amostrado.

De acordo com Leite (2008) o uso do parâmetro Sólidos Voláteis pode conduzir a

erros de interpretação, tendo em vista que alguns materiais orgânicos altamente voláteis, a

exemplo de papéis e tecidos vegetais, podem apresentar baixa biodegradabilidade e Sousa et

SV inicial

88

al. (2015) concluiu, através de monitoramento em lisímetro, que a redução de SV não

influenciou diretamente no recalque do maciço de resíduos.

Por outro lado, Kelly et al. (2006) destaca que a simplicidade de obtenção de SV

permite sua utilização na caracterização da bioestabilização de aterros, contanto que sejam

adotadas alternativas para reduzir a interferência causada pela presença de plásticos e lignina

nos resíduos. Uma dessas alternativas seria a retirada total dos plásticos das amostras a serem

analisadas.

4.4.4 Temperatura no lisímetro

A Figura 36 apresenta os 252 dias de monitoramento, os quais apresentaram maior

variação na temperatura, em especial entre os dias 6 e 21, tanto no interior quanto na

cobertura do lisímetro. Após o dia 29 a temperatura oscilou somente na faixa de 26°C e 35°C

no interior do lisímetro (Figura 36a) enquanto que a cobertura apresentou temperaturas

menores, na faixa de 23°C a 30°C (Figura 36b). Verifica-se, também, que as temperaturas

mais altas coincidiram com o período chuvoso.

Figura 36 – Variação da temperatura no lisímetro no período de dezembro de 2014 a agosto de

2015.

20

23

25

28

30

33

35

38

40

43

45

1 11 21 31 41 51 93 110

128

151

174

197

221

244

Tem

pera

tura

(°C)

Período (dias)

T7

T8

T9

T10

24

26

28

30

32

34

36

38

40

42

44

1 11 21 31 41 51 95 112

130

153

176

200

223

249

Tem

pera

tura

(°C)

Período (dias)

T1 T2 T3

T4 T5 T6

a) camada de cobertura do lisímetro; b) Interior do lisímetro.

Fonte: A autora.

a)

b)

89

Nos primeiros cinco dias a temperatura se manteve na faixa dos 26°C aos 34°C, para a

totalidade dos pontos medidos, tanto internos quanto na cobertura. No ponto T4 foram

encontrados os menores valores para a temperatura, todos abaixo de 30°C. Esses valores

podem estar associados a uma acomodação dos resíduos e da camada de solo, coincidindo

com chuvas diárias.

Do dia 5 ao dia 20 verificou-se um aumento na temperatura, tanto na camada de

cobertura como no interior do lisímetro. Nesse período as temperaturas oscilaram na faixa de

35°C a 43°C. Meira (2009) encontrou valores iniciais para a temperatura na faixa de 40°C.

Alcântara (2007) encontrou valores de temperatura superiores a 55°C no início do

monitoramento, para qual situação o autor justificou a presença de ar atmosférico que adentra

junto com os resíduos durante o processo de preenchimento dos aterros e que favorece nesse

primeiro estágio, a cinética degradativa basicamente aeróbia que tem como consequência a

liberação de grandes quantidades de calor.

Entre o dia 21 e 22 (18 e 19/12/2014) ocorreu um decréscimo na temperatura tanto na

cobertura como no interior do lisímetro, com maior significância na medição interna na qual a

variação chegou a atingir 10°C nos T3 e T6 e 12°C nos T1, T2 e T4, indicando a presença de

microrganismos anaeróbios que atuam no processo de biodegradação da massa de resíduos

(CUNHA, 2009). Meira (2009) também observou um decréscimo na temperatura no seu

experimento entre os dias 13 e 28 e associou essa queda ao fato dos “microrganismos

anaeróbios gerarem menos calor durante o processo de degradação”.

No interior do lisímetro a temperatura se manteve sempre superior aos 25°C, inclusive

no período seco e em alguns pontos esta se apresentou mais elevada (+- 35°C) que os demais.

Os pontos no interior (T2 e T3) e o ponto na cobertura (T10) foram o que apresentaram maior

temperatura na totalidade das medições a partir do 195° dia (10/06/15). Essa temperatura mais

elevada nesses pontos pode estar relacionada a uma maior concentração do lixiviado, pois sua

saída era regulada por um registro e desta forma havia um acúmulo deste líquido nos

extremos ocasionado pela declividade adotada no sistema de drenagem de fundo.

No período de seca, entre os dias 202 (17/06/2015) e 246 (31/07/2015), foram

encontrados os menores valores de temperatura na cobertura, sendo esta na faixa de 22°C a

25°C. De acordo com Araújo et al. (2010), essa faixa menor de temperatura pode estar

relacionado ao fluxo da água e entrada de oxigênio pela cobertura e que favorece a troca de

calor na massa de resíduos.

De acordo com Araújo (2011) a temperatura ambiente pode influenciar a temperatura

interna até 2,5 m de profundidade. Tomando-se por base essas considerações e recordando

90

que a altura final do lisímetro foi de 1,35m é possível descrever que a variação da temperatura

no interior foi influenciada pela temperatura do ambiente.

O termômetro adotado mostrou-se satisfatório, considerando a simplicidade, a

resistência e o custo deste. As dificuldades encontradas foram decorrentes do pequeno

diâmetro do ponto de coleta e da estabilização da massa de resíduos ao longo do tempo, que

não permitiu um monitoramento em um ponto específico no interior do lisímetro.

Nesse estudo a faixa de variação da temperatura no interior do lisímetro demonstra

que a condição térmica para o desenvolvimento de bactérias metanogênicas e da geração de

gás não foi plenamente atendido, uma vez que as condições ótimas são obtidas nas faixas

mesofilica (20°-40°C) e termofílica (50°-60°C) segundo Meira (2009). A massa de resíduos

permaneceu com temperatura na faixa adequada para os microrganismos mesofílicos.

Levando-se em conta o que foi observado do comportamento da temperatura no lisímetro,

pode-se concluir que a degradação completa não foi atingida no período monitorado de 252

dias.

4.4.5 Nitrogênio e Fósforo

A amostragem do parâmetro Nitrogênio Total foi realizada com a intenção de verificar

a presença de nutrientes na massa de resíduos em quantidade favorável ao processo de

decomposição por microrganismos (Monteiro, 2003). Em relação ao parâmetro Fósforo Total,

este começou a ser monitorado a partir do 91° dia.

A Figura 37 apresenta os valores obtidos nas amostragens dos dias 1, 91, 123,160, 186

e 252 para os parâmetros Nitrogênio e Fósforo.

Figura 37 – Variação do Nitrogênio e Fósforo no lisímetro no período de dezembro de 2014 a

agosto de 2015.

0

0,5

1

1,5

2

2,5

3

3,5

1 41 91 123 160 186 252

NT;

FT

(mg/

l)

Período (dias)

Nitrogênio total

Fósforo total


91

A partir da Figura 37 verifica-se que houve uma redução, ao longo das coletas de

sólidos, para os dois parâmetros estudados com um pico na amostragem do dia 252

(06/08/2015).

A Figura 38 apresenta a relação C:N obtida no monitoramento, os quais se

apresentaram na faixa de valores de 14:1, 15:1 e 5:1.

Figura 38 – Relação C:N no lisímetro no período de dezembro de 2014 a agosto de 2015

0

2

4

6

8

10

12

14

16

18

0 41 123 160 186 252

Rela

ção

C/N

Período (dias)

Fonte: elaborado pela autora

O carbono foi determinado empiricamente a partir do teor de sólidos voláteis, cujo

valor inicial encontrado foi de 86%, o que indica a fase inicial de decomposição com grande

presença de matéria orgânica, conforme relatado por Leite (2008), cujo trabalho desenvolvido

apresentou teor de sólidos voláteis inicial de 71,60% e uma relação Carbono/Nitrogênio (C:N)

de 29/1 para os resíduos.

A faixa dos valores para a relação C:N encontrada neste trabalho esteve abaixo do

recomendado para a biodegradação conforme Leite (2008) e Matos (2015) que descreve que a

relação ótima de C:N para a realização da compostagem seria de 25:1 no início do processo e

que valores inferiores o nitrogênio pode ocasionar odores.

4.4.6 Concentração de metais

Cádmio e Cromo estão presentes em diversas atividades e tem apresentado um

aumento exponencial de sua utilização em várias aplicações industriais, agrícolas e

tecnológicas. Metais representam risco a saúde e ao ambiente por serem tóxicos, apresentarem

biodisponibilidade e desempenharem papéis importantes em várias reações de oxi-redução,

adsorção/dessorção e precipitação/dissolução. O Cromo quando liberado no ambiente em

decorrência das atividades antrópicas se apresenta na forma hexavalente, sendo classificado

92

como cancerígeno. Pode causar doenças no fígado e rins, irritação nas mucosas, úlcera e

inflamação da pele. O uso comercial do Cádmio nos países desenvolvidos tem apresentado

redução em decorrência dos limites ambientais propostos, embora ele seja encontrado mais

facilmente na parcela não biodegradável nos RSU e pode provocar desordem gastrointestinal

grave, bronquite, efizema, anemia e cálculo renal. Os autores citam que 30% da quantidade

total de metais pesados presente nos resíduos sólidos urbanos apresentam-se reativos

(FERNANDO; SILVA, 1999; TCHOUNWOU et al., 2012; NAZARENO, BUOT JR., 2015).

No monitoramento da massa de resíduos foi realizada a determinação da concentração

de metais cujos resultados estão descritos na Tabela 8 que apresenta os resultados das análises

do cádmio e cromo em três amostragens realizadas com base no extrato solubilizado.

Tabela 8 – Variação de metais no lisímetro no período de setembro de 2015 a janeiro de

2016

Metais Unidade set/15 nov/15 jan/16

Cadmio (Cd) mg/l <0,02 <0,02 0,07

Cromo (Cr) mg/l 0,04 0,05 <0,01

Fonte: Laboratório Agro análise Ltda.

O limite máximo de concentração de metais em extratos solubilizados de resíduos é

estipulado pela norma NBR 10.004/2004, a qual apresenta o valor de 0,05 mg/l para o cromo

total e de 0,005 mg/l para o cádmio. Nessas condições a amostragem realizada apresentou

valores elevados para o Cádmio e na faixa limite para o Cromo em duas coletas. Esses valores

podem ter sido interferidos pela presença de colóides que aumenta a concentração de metais

na parcela aquosa do extrato (KJELDSEN et al., 2002).

Ajah, Ademiluyi e Nnaji (2015) realizaram a amostragem de metais pesados no solo

em torno de um lixão na Nigéria e observaram que o cobalto, cádmio, níquel e cromo foram

os metais que mais se apresentaram persistentes no solo, em especial na estação seca. O

monitoramento realizado para dez metais apresentou a seguinte ordem de abundância:

Pb > Fe > As > Zn > Cu > Co > Ni > Cd > Cr > Mn. Autores anteriores também encontraram

concentrações mais elevadas de ferro e de chumbo no solo. A capacidade de armazenamento

de metais pelo solo, a interferência sobre microrganismos e a biodisponibilidade para a cadeia

alimentar torna importante a investigação das concentrações destes (FERNANDO; SILVA,

1999).

93

4.5 Lixiviados

A primeira produção de lixiviado ocorreu no final de fevereiro e a quantidade

produzida permitiu três coletas mensais. A segunda produção ocorreu em novembro com os

inícios das chuvas permitindo duas novas coletas.

Essa produção do lixiviado no lisímetro coincidindo com o período chuvoso está em

conformidade com o exposto por Lange e Amaral (2009) que descreve que a “geração do

lixiviado acontece quando o teor de umidade dos resíduos excede sua capacidade de campo” e

que diversos fatores, entre eles os climáticos, a camada de cobertura e o grau de compactação

dos resíduos influenciam na quantidade gerada. No lisímetro estudado cuja compactação é

considerada fraca, o método suíço estima que a quantidade produzida de lixiviado possa ser

de 25% a 50% da área.

A produção de lixiviado persiste mesmo após o encerramento de um aterro, podendo

estar estabilizada ou receber novas quantidades em função de uma cobertura deficitária.

Portanto, o conhecimento da sua composição auxilia na identificação dos possíveis impactos e

no monitoramento dos aterros, em longo prazo e de modo a favorecer a adoção de tratamentos

mais adequados, simples e adaptáveis para cada região (KJELDSEN et al., 2002).

Não foi realizado o monitoramento quantitativo do lixiviado porque durante a coleta

do mês de março de 2015 foi encontrado um vazamento na emenda da tubulação de saída.

Esse vazamento possivelmente interferiu também no volume disponível nas coletas e para as

amostragens (Figura 39).

Figura 39 – Vazamento no lisímetro

Fonte: A autora.

O monitoramento do lixiviado incluiu características físico-químicas, químicas e

94

microbiológicas, conforme Tabela 9 e 11, contemplando onze parâmetros que pudessem ser

utilizados para verificação da fase de decomposição dos resíduos no lisímetro.

Tabela 9 – Parâmetros do lixiviado produzido no período de estudo

Parâmetros Unidade Mar/2015 Abr/2015 Maio/2015 Nov/2015 Dez/2015

pH - 7,26 7,21 7,98 7,8 7,71

Condutividade elétrica μS/cm 9,3 7,07 3,87 3,3 2,85

DQO mg/L 14.540 13.940 8.430 5.349 5.891

SST mg/L 3.585 6.310 2.940 1.265 1.016

SSV mg/L 2.100 2.896 410 533 417

Alcalinidade total mg/L 4.600 660 4.400 3.672 3.412

Cloreto mg/L 750 720 965 655 517

Nitrogênio Total mg/L 920 650 480 216 209

Fósforo mg/L 18 16,6 27,6 15,5 13,30


A partir dos dados apresentados na Tabela 4, observa-se que o pH apresentou valores

superiores a 7, se mantendo nas cinco amostragens entre 7,2 e 7,9. O conhecimento do pH do

lixiviado, de acordo com Monteiro (2003) e Cunha (2009) permite avaliar a evolução do

processo anaeróbio e a faixa de variação encontrada neste estudo, assim como no de Leite

(2008) e Catapreta et al. (2015) caracteriza um ambiente alcalino e indica a transição da fase

ácida para a fase metanogênica.

A primeira amostragem do lixiviado só ocorreu no dia 91 do monitoramento, o que

pode explicar a ausência de resultados de pH inferiores a 7 e que representam a fase

acidogênica ou inicial da degradação. De acordo com Barlaz, Ham e Schaefer (1989) no

experimento por eles desenvolvido o pH aumentou para uma faixa de 6,2 a 7,9 na terceira fase

da decomposição, senda esta a partir do dia 69 até o dia 111, coincidindo com o aumento da

população microrganismos metanogênicos. Nas amostragens de novembro e dezembro, dias

340 e 374, respectivamente, os valores de pH aproximam-se a um estado estacionário, que

pode estar relacionado com a neutralização do lixiviado. Nesta condição pode-se inferir que a

massa de resíduos encontra-se na fase metanogênica cuja faixa de variação do pH é de 7,5-9

(KJELDSEN et al., 2002)

De acordo com Kjeldsen et al. (2002) o pH pode mudar à medida que o aterro se

estabiliza em relação inversa a outros parametros como a razão de DBO/DQO e a

concentração de compostos orgânicos.

95

Pohland e Harper (1985) e Alcântara (2007) relatam que diversos trabalhos

apresentam que o pH do lixiviado de aterros encontra-se em uma faixa que varia de 4,5 a 9,0.

Essa variação ocorre em cada fase da degradação anaeróbia em decorrência da concentração

de álcalis e ácidos e processo metabólico dos microrganismos presentes.

Em aterros brasileiros a transição entre lixiviado novo e velho acontece nos dois

primeiros anos de funcionamento do aterro segundo estudo de Souto e Povinelli (2007) em

função das condições climáticas com altas temperaturas e da característica construtiva do

sistema drenante.

No estudo realizado por Caporossi (2002), com o lixiviado gerado no aterro sanitário

de Cuiabá no ano de 2001, a autora constatou que no período seco as lagoas de tratamento não

apresentaram vazão efluente de lixiviado o que poderia estar relacionado a possíveis

infiltrações decorrentes da ausência de impermeabilização artificial das lagoas e também com

as elevadas temperaturas e alta demanda evaporativa ocasionada pela característica climática

local. O lixiviado do aterro sanitário de Cuiabá apresentou faixa de valores descritos na

Tabela 10. Os valores encontrados referem-se a amostras coletadas em todas as fases do

tratamento composto por um tanque de equalização, uma lagoa anaeróbia e duas facultativas,

em série.

Tabela 10 – Composição Química do Chorume Gerado no Aterro Sanitário de Cuiabá

em 2001

Parâmetros Unidade Faixa de variação

pH - 8,02 – 8,83

Condutividade elétrica μS/cm 30 – 162.500

DQO mg/L 6.042 – 35.000

SST mg/L 16.354 – 32.561

SSV mg/L 4.018 – 24.724

Cloreto mg/L 3.755 – 106.622

Nitrogênio Total mg/L 291 – 553

Fósforo mg/L 0,15 - 27

Fonte: Caporossi, 2002

Os valores encontrados por Caporossi (2002) para a DQO média, máxima e mínima do

lixiviado bruto para o ano estudado foram de 16.150 mg/l, 35.000 mg/l e 6.040 mg/l,

respectivamente. Esses valores médio e mínimo se aproximaram aos encontrados no lixiviado

do lisímetro estudado. Da mesma forma, os valores obtidos para o Fósforo estiveram

condizentes nos dois estudos.

Os valores encontrados para a condutividade elétrica do lixiviado apresentaram

96

decréscimo ao longo das amostragens, com um valor inicial superior a 9 μs/cm e na primeira

amostragem em março de 2015 e com valor inferior a 3 μs/cm na última amostragem em

dezembro de 2015. Os valores encontrados nesta pesquisa se enquadram ao apresentado por

Pohland e Harper (1985), cujas concentrações estão entre 1,6-17,1 μs/cm para a fase III na

qual ocorre a predominância de ácidos voláteis.

Alcântara (2007) e Souto (2009) descrevem que a condutividade está relacionada à

presença de compostos inorgânicos que em meio aquoso permite a condução de corrente

elétrica através de íons. Logo, maiores valores de condutividade podem ser atribuídos a uma

parcela de matéria inorgânica ou mineralizada, que seria decorrente da estabilização da

matéria orgânica. O autor destaca que a queda na condutividade pode ser ocasionada pelo

aumento do pH que diminui a solubilidade dos compostos inorgânicos.

O lixiviado produzido apresentou valores de DQO de 14.540 mg/l, 13.940 mg/l e

8.430 mg/l nos meses de março, abril e maio, respectivamente, tendo sua produção iniciada

após cem dias do monitoramento. Na 4° e 5° amostragem (novembro e dezembro) os valores

encontrados foram de 5,349 mg/l e 5.891 mg/l, respectivamente.

Essas taxas, de acordo com diversas literaturas, reflete um aterro novo no qual as

faixas de concentração dos parâmetros são mais elevadas do que nos aterros antigos (GOMES

et al., 2006; LANGE, AMARAL, 2009).

Nos meses de março, abril e maio os valores de SST foram de 3.585 mg/l, 6.310 mg/l

e 2.940 mg/l, respectivamente. Em novembro e dezembro, os valores obtidos foram de 1.265

mg/l e 1.016 mg/l, respectivamente.

Os sólidos suspensos voláteis apresentaram os valores nos meses de março, abril e

maio de 2.100 mg/l, 2.895 mg/l e 410 mg/l, respectivamente. Nas duas últimas amostragens

os valores foram de 533 mg/l e 417 mg/l. Esses valores encontram-se similares ao estudo de

Catapreta (2008) que encontrou para a 2° fase valores entre 293 mg/l e 4.467 mg/l e

apresentaram redução ao longo do monitoramento mas com elevação no período chuvoso

(novembro e dezembro) em relação a amostragem realizada no mês de maio.

Os primeiros resultados da análise do lixiviado se mostraram elevados, que de acordo

com Alcântara (2007) podem indicar uma maior quantidade de material a ser degradado.

Deve-se levar em consideração que as frações sólidas presentes no lixiviado não são

exclusivamente matéria orgânica, mas podem conter materiais inertes (KELLY et al., 2006).

As concentrações encontradas para o parâmetro alcalinidade apresentaram redução ao

longo do tempo nas cinco amostragens realizadas. Catapreta (2008) relata que em aterros

brasileiros a alcalinidade a bicarbonato se faz presente em todas as fases de degradação.

97

Von Sperling (1996 apud ROCHA, 2013) observa que para uma faixa de pH entre 8,3

e 9,4 a alcalinidade é resultante de compostos carbonatos e bicarbonatos.

O parâmetro Cloretos variou de 750 a 517 mg/l. Na amostragem de maio/2015 foi

encontrado o maior valor (965 mg/l) coincidindo com o período de estiagem. Silva (2013)

relata que em sua pesquisa a concentração de cloretos também aumentou no período seco,

para qual situação a autora cita que o aumento na concentração pode indicar a fase

intermediária de degradação.

Os valores encontrados estiveram próximos ao da pesquisa de Catapreta (2008) que

encontrou na 1ª Fase o valor médio de 892 mg/l e na 2ª fase o valor médio de 904 mg/l. O

autor esclarece que os cloretos indicam a evolução do tratamento biológico e a toxicidade dos

resíduos pois pode estar relacionado a atividades industriais e comerciais além dos resíduos de

origem doméstica, o que justifica a necessidade de tratamento para a redução dos teores de

cloretos para atender a Resolução CONAMA 357/2005, cujo limite detectável em águas de

classe 2 é de 250 mg/l.

Os valores obtidos nas cinco amostragens para o parâmetro Fósforo Total, reduziram

de 18 mg/l para 13,3 mg/l. Essa faixa de variação está em acordo com Souto e Povinelli

(2007) que descrevem que a faixa máxima para fósforo total em lixiviados de aterros

sanitários varia de 0,1 – 40 mg/l e sendo que a mais provável se encontra entre 0,1mg/l e

15mg/l.

Portanto, os valores encontrados nesta pesquisa para o parâmetro fósforo total

estiveram em consonância com a faixa de variação citada na literatura e nos estudos

experimentais realizados.

Santos (2012) observou que a carga orgânica do lixiviado diminui com o aumento da

idade do lisímetro, sendo geralmente elevadas durante os estágios mais ativos de

decomposição e tendendo a redução com a estabilização da fração orgânica do aterro.

Em relação aos parâmetros Coliformes totais (CT) e Coliformes termotolerantes

(CTT) foram realizadas analises nas três primeiras amostragens para identificação e

verificação do comportamento desses parâmetros, conforme apresentado na Tabela 11.

Tabela 11 – Variação de Coliformes no lixiviado no período de estudo

Parâmetros Unidade Mar/2015 Abr/2015 Maio/2015

Coliformes totais (CT) NMP/100ml 1,8x1010 1,0x107 9,2x108

Coliformes termotolerantes (CTT) NMP/100ml 1,0x107 2,5x105 4,7x106


98

Os parâmetros CT e CTT, que representam a contaminação biológica dos resíduos,

apresentaram redução ao longo das amostragens, embora os valores obtidos estejam bastante

elevados, o que pode ser explicado pela presença de rejeitos com matéria fecal como fraldas

descartáveis, papéis higiênicos e até mesmo fezes de animais domésticos, que de acordo

Alcântara (2007) são rotineiramente descartados nos resíduos domésticos.

Complementarmente ao exposto, no estudo elaborado por Silva (2013) a contagem de

CT em lisímetro preenchido com matéria orgânica, em sua totalidade, não apresentou

desenvolvimento significativo neste parâmetro, cujos resultados foram inferior a 1,8

NMP/100 ml.

A ordem de grandeza de 105 a 10

8 para os microrganismos indicadores de

contaminação fecal encontrada neste trabalho se apresentaram superiores a contagem de CT e

CTT em diferentes ambientes obtidos em pesquisas citadas em Alcântara (2007) e que nas

pesquisas realizadas em lisímetros essa ordem tende a diminuir ao longo do tempo, com

redução de até quatro ordens de grandeza. A massa de resíduos apresenta condições

adequadas para o desenvolvimento de microrganismos (incluindo coliformes) embora as altas

temperaturas, pH baixo, concentração de metais e idade do aterro possam eliminar ou tornar

inativos estes microrganismos.

Nas três amostragens realizadas nos primeiros 155 dias do monitoramento foi possível

verificar a redução na ordem de grandeza embora para o atendimento da legislação ambiental

esse parâmetro deve ser acompanhado e precedido de tratamento.

4.6 Evolução do recalque

A Figura 40 mostra a evolução dos recalques de acordo com o deslocamento sofrido

pelas placas superficiais e inferiores nos primeiros quarenta e nove dias cujas medições do

recalque ocorreram em um intervalo regular de três dias.

É possivel identificar que os recalques iniciais aconteceram gradativamente (Figura

40). Nos primeiros três dias de monitoramento foram observados taxas de recalques na ordem

de 3,3mm/dia para a placa R1, de 1,7mm/dia para a placa R2 e de 1,4mm/dia para as placas

R3 e R4. Os recalques mais significativos ocorreram entre as leituras 16 e 19, atingindo uma

taxa de recalque, para as placas R1 e R2, de 1,3mm/dia e para as placas R3 e R4 de

3,33mm/dia.

99

Figura 40 – Recalque observado no lisímetro nos primeiros 50 dias de monitoramento

0

10

20

30

40

50

60

70

1 4 7 10 13 16 19 22 25 28 31 34 37 40 43 46 49

Rec

alqu

e (m

m)

Período inicial (dias corridos)

R1superficial (965mm)

R2inferior (635mm)

R3superficial (965mm)

R4inferior(635mm)


A faixa de valores obtidos para a velocidade média ou taxa de recalque inicial (1,4-3,3

mm/dia) foram inferiores aos valores obtidos no estudo de Denardin et al. (2014) que

variaram de 2,9mm/dia a 5,3 mm/dia para o modelo hiperbólico em aterro experimental e com

os valores obtidos por Alcantara (2007) que verificou uma velocidade média de 4,2 mm/dia e

de 9,9 mm/dia para os lisímetros L1 e L2, respectivamente. Nesses dois estudos, a altura das

células de resíduos foram superiores a 3 metros.

De acordo com a Figura 41, que apresenta o recalque durante os 421 dias de

monitoramento, foi observado maior recalque nas placas superficiais (R1 e R3) em relação às

placas inferiores. No experimento de Leite (2008) as placas profundas também apresentaram

diferenças de magnitude e velocidade podendo ser justificado pela heterogeneidade do

material.

Figura 41 – Recalque observado no lisímetro no período de dez/2014 a jan/2016

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m)

Período estudado (dias corridos)

R1superficial

R2inferior

R3superficial

R4inferior


100

A placa superficial R3 foi a que apresentou maior recalque (60mm) nos 49 dias

iniciais e uma deformação de 6,22% da altura de instalação da placa (965mm). A placa

inferior R4 apresentou a maior deformação (7,72%) no período. É possível verificar que um

lado do lisímetro (Figura 41) recalcou mais com as placas R3 e R4, apesar de pouca a

diferença dos outros dois. Essas deformações significativas podem estar relacionadas a pouca

compactação dos resíduos (498-519 kg/m³) pois de acordo com Marques (2001) um maior o

grau de compactação inicial gera menores recalques. Outro fator a ser considerado é o nível

de líquidos percolados na massa de resíduos uma vez que o lisímetro foi construído no

período chuvoso.

Wall e Zeiss (1995 apud MELO, 2003) relatam que a compressão inicial acontece em

virtude de uma sobrecarga externa relacionada a compactação por maquinários na célula de

resíduos, que dependendo do grau de compactação atingido gerará recalques mais

expressivos.

Catapreta e Simões (2015) relatam que diferentes recalques podem ser ocasionados

pela variação das reações físico-químicas e biológicas, por causa das características dos

resíduos presentes, em pontos diferentes na massa de resíduos.

As placas superficiais estavam situadas na área central do lisímetro, o que também

favoreceu o recalque, pois nesses pontos estas sofrem menos influência da parede do

lisímetro, como também constatado por Melo et al. (2014). A compressão primária ocorre

rapidamente em razão do fenômeno de adensamento em virtude da liberação de gases e

líquidos oriundos da própria degradação microbiana e em especial a fraca compactação

(MELO, 2003).

De acordo com os resultados obtidos, verificam-se pequenas deformações que as

massas de resíduos sofreram nas Placas superficiais R1 e R3 na ordem de 10,47% e 12,30%,

respectivamente. Nas Placas inferiores R2 e R4 as maiores deformações das massas de

resíduos foram 11,18% e 13,70%, respectivamente. Os valores obtidos das deformações da

massa de resíduos nas placas superiores e inferiores estão dentro da faixa de 10% e 30% da

altura original do lisímetro de acordo com várias literaturas (CARVALHO, 1999; LEITE,

2008; SANTOS, 2012).

Os recalques mais significativos ocorreram até o mês de março (dia 111), ocasionado

pela condição climática no período chuvoso com elevados índices pluviométricos e

temperatura oscilando na faixa adequada para a atividade microbiológica, assim como no

estudo de Melo (2003).

101

Figura 42 – Aspecto visual da camada superior do lisímetro em março de 2015

Fonte: A autora.

Entre os dias 80 (20/02) e 111 (23/03) foi observado um recalque atípico no lisímetro,

posterior a recomposição da configuração do talude superior e o plantio de grama (Figura 42).

Esse recalque pode ter sido gerado pela pressão adicional sobre a massa de resíduos.

Após esse período verificou-se um período estacionário do recalque coincidindo com

o período seco (dia 265 – 24/08/15) e estendendo ao inicio do período chuvoso (dia 360 –

27/11/15). Nas leituras realizadas em 28/12/15 (dia 391) e 27/01/16 (dia 421) foram

verificados recalques em uma taxa inferior a 1mm/dia, que podem ter sido originados pela

sobrecarga sofrida durante a readequação da cobertura com gramínea e de novas

precipitações.

O monitoramento do recalque realizado por Comparin et al. (2012) atingiu um

acumulado aproximado de 400mm em 110 dias em lisímetro preenchido com 65% de matéria

orgânica (L2) e 900 mm em 70 dias para lisímetro 100% orgânico (L1). O material

construtivo do lisímetro estudado pelos autores foi tubo de PVC de 35mm de diâmetro com

240mm de altura com uma sobrecarga constante e incorporação regular de água simulando

chuvas. Essa diferença no operacional do lisímetro pode justificar um recalque muito superior

ao atingido por esta pesquisa que foi de 120mm em 421 dias, com lisímetro em concreto e sob

condições naturais. Importante destacar que as dimensões do lisímetro e sua construção com

aduelas de concreto podem favorecer um deslocamento horizontal das placas de recalque.

Swati e Joseph (2008) concluíram, através da pesquisa desenvolvida por eles, que a

adição de líquido, na forma de chorume ou água, induzem recalques secundários mais

significativos quando comparados aos preenchimentos convencionais.

Diversos modelos matemáticos foram instituídos para a previsão de recalques,

conforme já descrito na revisão bibliográfica, trabalhando com adaptação em modelos já

102

existentes de recalque de solos e como base dados iniciais medidos em campo. Assim, a

seguir pretende-se fazer um comparativo entre três modelos, sendo dois considerados

convencionais e um biológico (Quadro 7) identificando as vantagens e limitações destes.

Os modelos selecionados são os logaritmo de Yen & Scanlon (1975), o hiperbólico de

Ling et al. (1998) e o biológico de Meruelo (Ibarra, 1994 e Gonzalez, 1995), sendo que para a

determinação dos valores dos parâmetros necessários a cada aplicação foram utilizados

ferramentas estatísticas.

4.6.1 Modelo logaritmo

O modelo logaritmo proposto por Yen & Scanlon (1975 apud MARQUES, 2001) foi

resultado do comportamento de três aterros sanitários os quais apresentaram um recalque

decrescente em relação ao logaritmo do tempo, sendo aplicados aos recalques secundários. Os

parâmetros a e b dependem da altura do aterro.

Para a aplicação do modelo logaritmo nos dados de recalque observados no lisímetro

foi adotado um intervalo de tempo de 29-30 dias, desconsiderando assim, as leituras iniciais

para que se obtivesse uma melhor correlação e concordância dos recalques medidos e

calculados. Para a obtenção dos parâmetros do modelo foi aplicada regressão linear com o uso

de planilha no Excel e ferramenta de análise de dados (Tabela 12).

Tabela 12 – Parâmetros obtidos para o modelo logaritmo

Ponto a b Desvio médio

(%)

r2

aj (%)

R1 0,65389 1,76092 22,11 87,74%

R2 0,82082 1,37636 36,40 92,43%

R3 0,85099 2,14008 26,53 95,27%

R4 0,08974 1,32166 5,94 96,38%


A Figura 43 apresenta os resultados obtidos do modelo matemático logaritmo aos

dados de monitoramento do lisímetro.

Figura 43 – Ajuste da curva de recalque pelo modelo logaritmo

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m)

Tempo (dias)

R1 medido

R1 modelo

R2medido

R2 modelo

R3medido

R3 modelo

R4medido

R4 modelo


A calibração do modelo logaritmo no aterro Sanitário da Central de Resíduos de

Recreio, Minas do Leão-RS estudado por Denardin et al. (2014) se apresentou inconsistente

para a estimativa dos recalques com desvios médios de 82,4% para um período de

monitoramento de 1800 dias. As taxas de deformação iniciais situaram-se entre 3 e 7mm/dia

atingindo uma deformação entre 7 e 24%. Esses valores para a deformação se aproximaram

com os valores obtidos neste estudo.

Pode se observar na Figura 43 que, os recalques previstos adaptados ao modelo, em

geral, não se ajustaram bem aos pontos experimentais com desvios variando de 22% a 36%

para as placas R1 a R3. A placa R4 foi a que apresentou melhor concordância com desvio

encontrado na ordem de 5% e coeficiente de determinação (r²ajustado) de 96%. Para o

conjunto de placas de recalque o modelo proposto não foi adequado para descrever o

comportamento.

4.6.2 Modelo hiperbólico

A função hiperbólica estudada por Ling et al. (1998) considera que o recalque é

dependente do tempo de aterramento dos resíduos e a utilização de semelhanças empíricas

facilita na estimativa dos recalques em função da adoção de poucos parâmetros. Os autores

destacam que a função hiperbólica pode ser reiniciada em qualquer tempo de interesse,

inclusive para os casos de nova sobrecarga sobre o aterro. Neste estudo, o modelo foi aplicado

para o período monitorado (426 dias) adotando as medições dos recalques com intervalos de

29-30 dias.

Os parâmetros de taxa de deformação inicial (ρ0) e deformação última (∆Hult) do

104

modelo matemático foram calculados através de regressão linear conforme proposto por Ling

et al. (1998), sendo encontrados os valores descritos na Tabela 13.

Tabela 13 – Parâmetros obtidos para o modelo hiperbólico

Ponto ρ0 (mm/dia) ∆Hult (mm) a b Desvio médio

(%)

r²a (%)

R1 1,595 116,15 0,0086 0,6268 -1,5 95,61

R2 0,846 85,70 0,0167 0,0008 -2,7 97,55

R3 1,240 191,85 0,0052 0,8664 18,4 96,83

R4 1,565 104,95 0,0095 0,6388 4,1 99,05


O coeficiente de determinação (r²ajustado) encontrado variou de 95% a 99%,

indicando que o modelo hiperbólico proposto foi adequado para descrever o comportamento

do recalque ao longo do tempo no lisímetro estudado, ainda que tenham sido realizadas

poucas medições. Faz-se necessário observar que no monitoramento realizado por Catapreta

(2008), mesmo que os desvios observados foram baixos os modelos não conseguiram prever

os recalques para o intervalo final de estudo, em qual situação o autor considerou que seriam

necessários “grandes históricos de monitoramento”.

Com os parâmetros obtidos foi definido a curva de recalque comparado os dados

obtidos em campo e os dados ajustados pelo modelo hiperbólico, conforme Figura 44.

Figura 44 – Ajuste da curva de recalque pelo modelo hiperbólico

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ca

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e (

mm

)

Tempo (dias)

R1 medido

R1 modelo

R2medido

R2 modelo

R3medido

R3 modelo

R4medido

R4 modelo


105

As curvas de recalque medido se apresentaram maiores que as previstas pelo modelo

matemático, para as placas R1 e R2 apartir do dia 111 (23/03), para a placa R3 apartir do dia

205 (25/06), para a placa R4 até a leitura do dia 142.

O ajuste para a placa R3 foi o que apresentou maior desvio (18,39%) cujo recalque

medido foi inferior ao proposto pelo modelo. De modo geral, como no estudo de Marques

(2001) e Denardin et al. (2014) este modelo apresentou boa concordância entre os valores

observados e os previstos, o que justifica sua utilização.

4.6.3 Modelo de Meruelo

O modelo denominado Meruelo foi elaborado por Palma (1995) com dados de

recalques do aterro sanitário da cidade de Meruelo na Espanha e incorpora em sua equação a

deformação sofrida pela parcela biodegradável dos resíduos sólidos. Nesta situação, o autor

obteve os parâmetros de coeficiente de perda de massa (α) e coeficiente de hidrólise (Kh) a

partir de dados reais de campo considerando que apenas metade da parcela orgânica se

degrada.

Neste estudo foi adotado o valor de 0,229 para o COD, ou seja, o equivalente a 50%

de parcela orgânica encontrada que foi de 45,8%. O tempo de construção (Tc) adotado foi de

1 dia e os valores de coeficiente de hidrólise (Kh) e do coeficiente de perda de massa (α)

foram obtidos através da execução de algoritmo a partir de um intervalo de dados obtidos em

estudos nacionais.

A Tabela 14 apresenta os parâmetros obtidos para o modelo Meruelo.

Tabela 14 – Parâmetros obtidos para o modelo Meruelo

Ponto α Kh Desvio médio

(%)

r2

aj (%)

R1 0,5932 0,0023 35,30 69,56

R2 0,6162 0,0023 31,75 77,37

R3 0,7042 0,0023 36,90 64,70

R4 0,7912 0,0023 37,86 67,94


A aplicação do modelo Meruelo por Comparin et al. (2012) se apresentou mais

adequada para o lisímetro com 100% de matéria orgânica, uma vez que o este modelo

considera a perda de massa e as reações de hidrólise. Os valores encontrados para α e Kh

106

resultaram em 0,79 e 0,091 d-1 para o lisímetro com 100% de MO e 0,85 e 0,060 d-1 para o

lisímetro com 65% de MO indicando que a composição dos resíduos interfere na velocidade

dos recalques.

A Figura 45 apresenta o ajuste da curva com os recalques medidos.

Figura 45 – Ajuste da curva de recalque pelo modelo Meruelo

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m)

Dias

R1 medido

R1 modelo

R2medido

R2 modelo

R3medido

R3 modelo

R4medido

R4 modelo


O modelo Meruelo foi o que apresentou maior discordância dos dados de campo, em

contraposição ao apresentado por Melo (2003) cujo modelo se ajustou bem aos recalques em

profundidade e aos superficiais. Essa diferença pode ser resultado do acréscimo de tensão

sofrido pela massa de resíduos durante as adequações da cobertura ou pelo pequeno numero

de medições.

Em relação aos modelos matemáticos aplicados neste estudo, o modelo logaritmo se

apresentou mais adequado. Diversos estudos desenvolvidos no Brasil, em aterros ou em

lisímetros, não apresentaram uma similaridade com um modelo específico, tanto que Marques

(2001), Simões (2001) e Tapahuasco (2005) procuraram desenvolver modelos que pudessem

se ajustar melhor aos dados de recalques brasileiros.

107

5 CONCLUSÃO

A construção de um lisímetro no Centro Experimental de Hidráulica e Saneamento

Ambiental da UFMT permitiu o conhecimento do processo de biodegradação sofrido pela

matéria orgânica em aterros sanitários no Estado de Mato Grosso, em especial em Cuiabá, que

foi o estudo de caso em questão. Durante sua instalação e monitoramento foi possível

identificar características e práticas experimentais que podem favorecer novos estudos e

ampliar informações que aperfeiçoem os aterros sanitários em sua concepção normativa de

confinamento em menor área possível e redução ao menor volume.

O trabalho em questão focou na utilização de parâmetros de menor complexidade em

seu monitoramento, sendo adotados os parâmetros físico-químicos em priorização aos

microbiológicos que requerem mais técnica na fase da coleta e de sua análise em laboratório.

Essa escolha foi embasada pela dificuldade real de se encontrar pessoas qualificadas nos

municípios para desenvolver o monitoramento adequado de aterros sanitários. Somado a isto,

as distâncias entre alguns municípios e a capital dificulta o envio de amostras microbiológicas

em tempo hábil, muitas vezes necessitando de contratação de transporte aéreo.

A adoção de parâmetros de maior simplicidade pode ser uma ferramenta acessível

dentro do monitoramento ambiental a ser seguido por municípios de pequeno porte e assim,

criar mecanismos para que os recursos públicos atinjam seu objetivo e fomentar o debate

sobre as diferenças entre o aterro sanitário e lixão, muitas das vezes incompreendida pela

maior parte da população.

Embora a amostragem utilizada, com exceção do recalque, não tenha permitido o uso

de ferramentas estatísticas para analise de dados da pesquisa, chegou-se as seguintes

conclusões:

A composição gravimétrica realizada neste estudo esteve em acordo com os dados

oficiais da Prefeitura Municipal de Cuiabá, demonstrando que a amostragem adotada

contemplando bairros em três faixas econômicas, conseguiu caracterizar a cidade de Cuiabá

quanto ao grupo de resíduos secos e se aproximar ao grupo de resíduos úmidos.

A característica climática observada em Cuiabá, em especial no período seco,

provocou interferência nas propriedades físico-químicas e biológicas da massa de resíduos.

Da mesma forma, a temperatura externa teve influência na faixa de variação da temperatura

no interior do lisímetro evidenciando que a condição térmica para o desenvolvimento de

bactérias metanogênicas não foi atingida, embora a massa de resíduos permanecesse com

temperatura na faixa adequada para os microrganismos mesofílicos.

108

O monitoramento dos parâmetros de umidade, sólidos voláteis e pH foram adequados

para avaliar a cinética degradativa da matéria orgânica na massa de resíduos no período

estudado.

O teor de unidade no interior do lisímetro variou nos seis pontos observados e

apresentaram valores inferiores a faixa ideal para degradação microbiana entre 40% e 60%,

com variação significativa entre os pontos nas diferentes amostragens e que influenciou o

comportamento da biodegradação e do recalque na massa de resíduos.

Em relação a variação do pH durante o monitoramento realizado, verificou-se que este

parâmetro esteve em consonância com a literatura técnica disponível sendo possível distinguir

as fases degradativas mesmo sem a correlação com os demais parâmetros que interferem no

processo biodegradativo.

O teor de sólidos voláteis declinou de 86% na amostra inicial para 23% na última

amostragem (252d), essa oscilação podem estar relacionadas às dimensões do lisímetro, a

dificuldade de coleta das amostras por causa do recalque sofrido que arrastou resíduos rígidos

na entrada do ponto limitando assim, a quantidade e qualidade do material amostrado e

tornando impreciso a utilização desse parâmetro, principalmente devido a degradação da

matéria orgânica.

Os nutrientes essenciais ao crescimento devem estar presentes em quantidade

suficiente e em forma disponível, bem como necessitam de um período de partida e adaptação

da biomassa. Em uma célula de aterros sanitários, já finalizada, não há interferência externa

positiva sobre o processo biodegradativo e por muitas vezes, a ausência desse equilíbrio pode

levar a estagnação do processo com a latência ou mesmo morte dos microrganismos. Somado

a isto o baixo percentual de matéria orgânica (45,8%) encontrada neste estudo e a

característica climática local podem ter desestabilizado o consórcio de microrganismos para

consumirem a biomassa existente de forma equilibrada, resultando em uma relação

Carbono/Nitrogênio abaixo da relação ideal para a produção de composto originado da

matéria orgânica.

Os valores obtidos nas cinco amostragens do lixiviado, na maior parte dos parâmetros

analisados, encontram-se na faixa de variação proposta por Souto e Povinelli (2007), para os

principais aterros brasileiros. Os valores de DQO expressam um lixiviado mais estabilizado e

antigo cujo decréscimo de cargas poluidoras é seu indicador. Os altos valores de pH do

lixiviado indicam a fase metanogênica. Os parâmetros estudados para o lixiviado gerado no

lisímetro apresentaram valores que se aproximaram ao estudo realizado com o lixiviado do

aterro sanitário de Cuiabá.

109

O monitoramento do recalque do maciço de resíduos e sua representação através de

modelos matemáticos indicaram que a deformação da massa de resíduos variou de 10% a

14% da altura inicial, nas quatro placas de recalque monitoradas. O modelo matemático

hiperbólico foi o que mais se aproximou para três placas de recalque. Os demais modelos

aplicados não apresentaram boa concordância, que pode ter sido ocasionado pela sobrecarga

adicional relacionada a readequação da camada de cobertura.

Neste trabalho ficou evidente a interferência das condições climáticas locais sobre o

processo biodegradativo da massa de resíduos. Assim, o monitoramento do ciclo de

decomposição dos resíduos em aterros sanitários promove uma melhor operação deste para

assim, garantir sua segurança em relação à estabilidade e ao ambiente além dos anos

monitorados obrigatoriamente.

A obtenção de resultados semelhantes na composição gravimétrica e no lixiviado

obtido neste estudo com dados de estudos anteriores da cidade e do aterro sanitário de Cuiabá

reforça a adoção de lisímetros como técnica confiável para o desenvolvimento de pesquisas

com resíduos sólidos urbanos.

5.1 Recomendações e sugestões

Em termos operacionais, o lisímetro construído permitiu o desenvolvimento da

pesquisa, contudo convém sugerir a adoção do formato circular de modo a facilitar a

compactação dos resíduos e melhorar a identificação de pontos de coleta de amostras. Para

evitar o comprometimento nas retidas das amostras ao longo do tempo em virtude do recalque

e movimentação na massa de resíduos, sugere-se a adoção de ponto de coleta de maior

dimensão do que a adotada de 50mm de diâmetro. A adoção de termopares fixos poderá

facilitar a coleta de dados da temperatura e reduzir interferências externas durante o

monitoramento.

Como sugestão propõe-se o estudo dos efeitos da recirculação de lixiviado na

otimização do processo de bidegradação visado correlacionar com a produção de biogás e a

estabilidade do maciço.

Os baixos valores na relação C:N sugerem a deficiência na quantidade de nutrientes

para a decomposição da matéria orgânica de forma satisfatória pelos microrganismos portanto

seria oportuno investigar o comportamento dos microrganismos e fatores intervenientes em

seu desenvolvimento.

110

O comportamento da cobertura em gramínea poderá ser melhor estudada, pois esta

sofreu com as condições climáticas locais. Sugere-se o estudo de diferentes materiais de

cobertura, como resíduos da construção civil e da compostagem.

O recalque no lisímetro atingiu valores discretos fomentando o estudo deste

diretamente em aterros ou lisímetros com maior altura útil bem como a determinação de

sobrecarga da camada de cobertura.

111

REFERÊNCIAS

ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS (ABNT). NBR 8419:1992 –

Apresentação de projetos de aterros sanitários de resíduos sólidos urbanos. Rio de Janeiro,

1992.

______. NBR 10004:2004 – Resíduos Sólidos - classificação. Rio de Janeiro, 2004.

______. NBR 10007:2004 - Amostragem de resíduos sólidos. Rio de Janeiro, 2004.

ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE EMPRESAS DE LIMPEZA PÚBLICA E RESÍDUOS

ESPECIAIS (ABRELPE). Panorama dos resíduos sólidos no Brasil 2014. 120p. ABRELPE,

2014. Disponível em: <http://www.abrelpe.org.br/Panorama/panorama2014.pdf>. Acesso em:

12 out. 2015.

______. Atlas Brasileiro de Emissões de GEE e Potencial Energético na Destinação de

Resíduos Sólidos. São Paulo: ABRELPE, 2013. Disponível

em:<http://www.abrelpe.org.br/arquivos/atlas_portugues_2013.pdf>. Acesso em:12 jun.2015.

AJAH, K. C.; ADEMILUYI, J.; NNAJI, C.C. Spatiality, seasonality and ecological risks of

heavy metals in the vicinity of a degenerate municipal central dumpsite in Enugu, Nigeria.

Journal of Environmental Health Science and Engineering, 13:15, 2015. Disponível em:

<http://jehse.biomedcentral.com/articles/10.1186/s40201-015-0168-0>. Acesso em: 02 fev.

2016.

ALCÂNTARA, P. B. Avaliação da influência da composição de resíduos sólidos urbanos no

comportamento de aterros simulados. Tese (Doutorado em Engenharia Civil)–Universidade

Federal de Pernambuco, Recife, 2007. 364 p. Disponível em:

<http://www.repositorio.ufpe.br/handle/123456789/5397>. Acesso em 12 jan. 2015.

ALCÂNTARA, A. J. O. Composição gravimétrica dos resíduos sólidos urbanos e

caracterização química do solo da área de disposição final do municipio de Cáceres-MT.

2010. Dissertação (Mestrado em Ciências Ambientais)–Universidade do Estado de Mato

Grosso, Cáceres, 2010. 89p. Disponível em:

<http://www.unemat.br/prppg/ppgca/teses/2010/02.pdf>. Acesso em: 15 mar. 2015.

AMERICAN PUBLIC HEALTH ASSOCIATION (APHA/AWWA/WEF). Standard methods

for the examination of water and wastewater. 22. th edition. Washington: American Public

Health Association, 2012.

ANDRADE, R. M.; FERREIRA, J. A. A gestão de resíduos sólidos urbanos no Brasil frente

às questões da globalização. REDE – Revista Eletrônica do Prodema, Fortaleza, v. 6, n.1, p.

7-22, mar. 2011. Disponível em:

<http://www.revistarede.ufc.br/revista/index.php/rede/article/view/118/36>. Acesso em: 12

mar. 2015.

ARAUJO, E.P. et al. Influência da temperatura no desenvolvimento de bactérias aeróbias em

um biorreator de resíduos sólidos urbanos localizado na Universidade Federal de Campina

Grande-PB. 3º Simposio Iberoamericano de Ingeniería de Residuos, Jõao Pessoa, 2010.

112

ARAÚJO, E. P. Estudo do comportamento de bactérias aeróbias e anaeróbias totais na

biodegradabilidade de resíduos sólidos urbanos da cidade de Campina Grande – PB.

Dissertação (Mestrado em Engenharia Civil e Ambiental)–Universidade Federal de Campina

Grande, Campina Grande, 2011. 116 p. Disponível em:

<http://www.coenge.ufcg.edu.br/publicacoes/Public_424.pdf>. Acesso em: 27 fev. 2015.

BARLAZ, M. A.; HAM, R. K.; SCHAEFER, D.M. Mass-balance analysis of anaerobically

decomposed refuse. Journal of Environmental Engineering, v. 115, n. 6, 1989. Disponível

em: <http://ascelibrary.org/doi/pdf/10.1061/%28ASCE%290733-

9372%281989%29115%3A6%281088%29>. Acesso em: 11 mar. 2016.

BARROS, R. T. Elementos de gestão de resíduos sólidos. Belo Horizonte: Tessitura, 2012.

BENBELKACEM, H. et al. Effect of leachate injection modes on municipal solid waste

degradation in anaerobic bioreactor. Bioresource Technology, v. 101, Issue 14, p. 5206–5212,

2010. Disponível em:

<http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S096085241000324X>. Acesso em: 15 jun.

2015.

BENVENUTO, C. Monitoramento geotécnico e a estabilidade dos aterros sanitários. Revista

Limpeza Pública, n. 77, p. 28-34, 2011.

BEZERRA, P. S. S.; TAKIYAMA, L. R.; BEZERRA, C. W. B. Complexação de íons de

metais por matéria orgânica dissolvida: modelagem e aplicação em sistemas reais. Acta

Amaz., Manaus, v. 39, n. 3, p. 639-648, 2009. Disponível em:

<http://www.scielo.br/scielo.php?script=sci_arttext&pid=S0044-

59672009000300019&lng=en&nrm=iso>. Acesso em: 12 dez. 2015.

BIDONE, F. R. A.; POVINELLI, J. Conceitos Básicos de Resíduos Sólidos. 1° ed. São Paulo,

EESC USP, 1999 (Projeto Reenge).

BOSCOV, M. E. G. Geotecnia ambiental. São Paulo: Oficina de textos, 2008. 248p.

BRASIL. Lei nº 11.107, de 06 de abril de 2005. Dispõe sobre normas gerais de contratação

de consórcios públicos e dá outras providências. Brasília, 2005. Disponível em:

<http://www.planalto.gov.br/ccivil_03/_ato2004-2006/2005/lei/l11107.htm>. Acesso em 06

mai. 2014.

______. Fundação Nacional de Saúde. Manual de saneamento. 3° ed. rev. 1° reimpressão.

Brasília: FUNASA, 2006. 408 p.

______. RESOLUÇÃO CONAMA n 404, de 11 de novembro de 2008. Estabelece critérios e

diretrizes para o licenciamento ambiental de aterro sanitário de pequeno porte de resíduos

sólidos urbanos. Diário Oficial [da] República Federativa do Brasil, Brasília, DF, n. 220, de

12/11/2008, p. 93. Disponível em:

<http://www.mma.gov.br/port/conama/legiabre.cfm?codlegi=592>. Acesso em: 22 jun. 2014.

______. Lei n° 12.305, de 2 de agosto de 2010. Institui a Política Nacional de Resíduos

Sólidos; altera a Lei no 9.605, de 12 de fevereiro de 1998; e dá outras providências. Diário

Oficial [da] República Federativa do Brasil, Brasília, DF, 3 ago. 2010. Disponível em:

113

<http://www.planalto.gov.br/ccivil_03/_ato2007-2010/2010/lei/l12305.htm>. Acesso em: 22

jun. 2014.

______. Ministério do Meio Ambiente e ICLEI. Planos de gestão de resíduos sólidos: manual

de orientação. Brasília, 2012.

______. Ministério das Cidades. Diagnóstico do manejo de resíduos sólidos urbanos 2013 –

Sistema Nacional de Informações sobre Saneamento. Brasília: MCIDADES.SNSA, 2015a.

154p. Disponível em:

<http://www.snis.gov.br/PaginaCarrega.php?EWRErterterTERTer=106>. Acesso em: 20 mar.

2015.

______. Ministério das Cidades. Elementos metodologicos do SNIS-RS 2013 – Sistema

Nacional de Informações sobre Saneamento. Brasília: MCIDADES.SNSA, 2015b. 6p.

Disponível em: <http://www.snis.gov.br/PaginaCarrega.php?EWRErterterTERTer=106>.

Acesso em: 20 mar. 2015.

CAMPOS, H. K. T. Renda e evolução da geração per capita de resíduos sólidos no Brasil.

Engenharia Sanitária Ambiental, v.17, n.2, p. 171-180, 2012. Disponível em:


41522012000200006&lng=en&nrm=iso>. Acesso em: 12 mar. 2015.

CAPOROSSI, S. S. A. Análise Comportamental do Chorume do Aterro Sanitário e do

Sistema de Tratamento na Central de Disposição Final de Resíduos Sólidos Urbanos de

Cuiabá/MT. Dissertação (Mestrado em Ciências em Engenharia Civil)–Universidade Federal

do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro, 2002. 132 p.

CARNEIRO, R.S. Legislação aplicada ao Licenciamento ambiental de aterros sanitários em

Mato Grosso e Diagnostico dos Municípios. 3° Seminário de Resíduos Sólidos, SEMA,

Cuiabá, 2013. Disponível em:

<file:///C:/Documents%20and%20Settings/T2009/Meus%20documentos/Downloads/07.11.13

%20Legislacao%20aplicada%20ao%20licenciamento%20ambiental%20de%20aterros%20sa

nitarios%20em%20MT.pdf>. Acesso em: 17 jul. 2014.

CARVALHO, M. F. Comportamento mecânico de resíduos sólidos urbanos. Tese (Doutorado

em Geotecnia)–Universidade de São Paulo - Escola de Engenharia de São Carlos. São Carlos,

1999. 330p.

CASSINI, S. T. et al. Hidrólise e atividade anaeróbia em lodos. In: CASSINI, S. T. (coord.).

Digestão anaeróbia de resíduos sólidos orgânicos e aproveitamento de biogás. Rio de

Janeiro: ABES, RiMa, 2003. 210 p. (Projeto PROSAB)

CASTILHOS JUNIOR, A. B. et al. (coord.). Alternativas de Disposição de Resíduos Sólidos

Urbanos para Pequenas Comunidades (coletânea de trabalhos técnicos). Rio de Janeiro:

RiMa, ABES, 2002. 104 p. (Projeto PROSAB).

CASTILHOS JUNIOR, A.B. et al. Principais processos de degradação de resíduos sólidos

urbanos. In: CASTILHOS JUNIOR, A.B. (Org.). Resíduos sólidos urbanos: aterro

sustentável para municípios de pequeno porte. Rio de Janeiro: Rima/ABES, 2003. p. 143-

197. 294 p. (Projeto PROSAB).

114

CATAPRETA, C. A. Comportamento de um Aterro Sanitário Experimental: Avaliação da

Influência do Projeto,Construção e Operação. Tese (Doutorado em Saneamento, Meio

Ambiente e Recursos Hídricos)–Universidade Federal de Minas Gerais, Belo Horizonte,

2008. Disponível em: <http://www.smarh.eng.ufmg.br/defesas/236D.PDF>. Acesso em: 14

dez. 2014.

CATAPRETA, C. A. et al. Avaliação da evolução de parâmetros físico-químicos nos líquidos

lixiviados de um aterro sanitário experimental. Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária

e Ambiental, Anais eletrônico, Rio de Janeiro: 2015. Disponível em:

<http://abes.locaweb.com.br/XP/XP-

EasyArtigos/Site/Uploads/Evento29/TrabalhosCompletosPDF/III-447.pdf>. Acesso em: 19

dez. 2015.

COMPROMISSO EMPRESARIAL PARA RECICLAGEM (CEMPRE). Cempre Review.

2015.

CIDESAT NASCENTES DO PANTANAL. Plano Regional de Gerenciamento Integrado de

Resíduos Sólidos Urbanos. S.J.Q.Marcos, 2015.

CHRISTENSEN, T.H. et al. Biogeochemistry of landfill leachate plumes. Applied

Geochemistry, v. 16, p. 659-718, 2001. Disponível em:

<http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0883292700000822>. Acesso em: 15 jun.

2015.

COLIDER (Munícipio). Secretaria de Infraestrutura, Obras e Urbanismo. Plano de

Gerenciamento de Resíduos Sólidos Urbanos. Colider: 2011.

COMPARIN, I. et al. Monitoramento e modelagem do comportamento de Resíduos Sólidos

de diferentes composições em um Lisímetro de Laboratório. Congresso Brasileiro de

Mecânica dos Solos e Engenharia Geotécnica, Goiânia, 2012. Disponível em:

<http://www.cobramseg2014.com.br/anais/2012/arquivos/2012.156.pdf>. Acesso em: 22 set.

2015.

COSTA, S. F. Introdução ilustrada à estatística. 5° ed. São Paulo: HARBRA, 2013.

COUMOULOS, D. G. et al. Geotechnical investigations at the main landfill of Athens, Proc.

of Sardinia 95 - 5th International Landfill Symposium, Cagliari, v.2, p. 885 – 895, 1995.

CUIABÁ. (Município). Secretaria Municipal de Desenvolvimento Urbano. Classe de renda

por bairro. Cuiabá, 2010. Disponível em:

<http://www.cuiaba.mt.gov.br/upload/arquivo/Classe%20de%20Renda%20por%20Bairro.pdf

>. Acesso em: 26 abr.2015.

______. Plano municipal de saneamento básico Capítulo resíduos sólidos e plano de

gerenciamento integrado de resíduos sólidos do município de Cuiabá-MT: Relatório 6 –

versão final. Cuiabá, 2013a. 348p. Disponível em:

<http://www.cuiaba.mt.gov.br/storage/webdisco/2014/02/04/outros/ab208ed98c14d4f3df761b

4543938ebe.pdf>. Acesso em: 20 abr. 2015.

115

______. Composição dos Bairros de Cuiabá. Cuiabá, 2013b. Disponível em:

<http://www.cuiaba.mt.gov.br/upload/arquivo/ComposicaodosBairrosdeCuiaba20132.pdf>.

Acesso em: 20 abr. 2015.

______. Anteprojeto da Consulta pública da PPP de Resíduos Sólidos. 2016.

CUNHA, E. R. Avaliação do processo de bioestabilização de resíduos sólidos urbanos em

Lisímetro de campo. Dissertação (Mestrado em Engenharia Civil)–Universidade Federal de

Pernambuco, Recife, 2009. 97 p. Disponível em:

<http://www.repositorio.ufpe.br/handle/123456789/5010>. Acesso em 20 fev. 2015.

DENARDIN, G. P. et al. Avaliação de Recalques no Aterro Sanitário da Central de Resíduos

de Recreio, Minas do Leão-RS através de Modelos Matemáticos. Congresso Brasileiro de

Mecânica dos Solos e Engenharia Geotécnica, Goiânia, 2014.

DUAN, H.; WANG, J.; HUANG, Q. Encouraging the environmentally sound management of

C&D waste in China: An integrative review and research agenda. Renewable and Sustainable

Energy Reviews,v. 43, p. 611-620, 2015. Disponível em

<http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S1364032114010089>. Acesso em: 15 jun.

2015.

DUARTE, D. P. Gestão de resíduos sólidos e catadores: contribuições para o

desenvolvimento sustentável. In: 2º Encontro em Engenharia de Edificações e Ambiental.

CD-ROM. Cuiabá: UFMT, 2014.

EFFAT, H. A.; HEGAZY, M.N. Mapping potential landfill sites for North Sinai cities using

spatial multicriteria evaluation. The Egyptian Journal of Remote Sensing and Space Sciences,

n. 15, p.125–133, 2012. Disponível em:

<http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S1110982312000245>. Acesso em: 12 out.

2014.

ENVIRONMENTAL PROTECTION AGENCY (EPA). Advancing Sustainable Materials

Management: Facts and Figures 2013: Assessing Trends in Materials Generation, Recycling

and Disposal in the United States..US:EPA, 2015. 186 p. Disponível em:

<http://www.epa.gov/epawaste/nonhaz/municipal/pubs/2013_advncng_smm_rpt.pdf>.

Acesso em: 01 jul. 2015.

EUROPEAN ENVIRONMENT AGENCY (EEA). Waste opportunities: Past and future

climate benefits from better municipal waste management in Europe. Copenhagen: EEA,

2011. 16p. Disponível em: <http://www.eea.europa.eu/publications/waste-opportunities-84-

past-and>. Acesso em: 20 abr. 2015

EUROPEAN ENVIRONMENT AGENCY (EEA). Managing municipal solid waste - a

review of achievements in 32 European countries. Copenhagen: EEA, 2013. 40p. Disponível

em: <http://www.eea.europa.eu/publications/managing-municipal-solid-waste>. Acesso em:

20 abr. 2015.

FARQUHAR, G.J. Leachate: production and characterization. Canadian Journal of Civil

Engineering, v. 16, n. 3, p. 317-325, 1989.

116

FERNANDO, F.; SILVA, S. M. P. Manual prático para compostagem de biossólidos. Rio de

Janeiro: ABES, 1999. 84p.

FIGUEIREDO FILHO, D. B.; SILVA JUNIOR, J. A. Desvendando os mistérios do

coeficiente de correlação de Pearson (r). Revista Política Hoje, v.18, n.1, p. 115-146, 2009.

Disponível em:

<http://www.revista.ufpe.br/politicahoje/index.php/politica/article/viewFile/6/6>. Acesso em:

24 jul. 2015.

FIGUEIREDO, F. F. Similitudes na gestão dos residuos solidos em paises centrais e

periféricos. BIBLIO 3W revista bibliografica de geografia y ciencias sociales, Barcelona,

Vol. XVII, nº 975, maio, 2012. 13p. Disponível em: <http://www.ub.edu/geocrit/b3w-

975.htm>. Acesso em: 18 mar. 2015.

FLUMIGNAN, D.L. Lisímetros de pesagem direta para o estudo do consumo hídrico do

pinhão-manso (Jatrophacurcas L.). 2001. 200 p. Tese (Doutorado em Agronomia)-Escola

Superior de Agricultura “Luiz de Queiroz”, Universidade de São Paulo, Piracicaba, 2001.

FUNDAÇÃO GETULIO VARGAS (FGV). Estudo sobre os Aspectos Econômicos e

Financeiros da Implantação e Operação de Aterros Sanitários. Rio de Janeiro: ABRETE,

2008. Disponível em: <http://www.abetre.org.br/biblioteca/publicacoes/publicacoes-

abetre/FGV%20-%20Aterros%20Sanitarios%20-%20Estudo.pdf>. Acesso em: 04 jul. 2015.

GARCIA, A. F. M.; FLORES, G. N. Possibilidade jurídica da gestão integrada de resíduos

sólidos urbanos através de consórcios públicos. Revista Eletrônica Direito e Política, Itajaí,

v.5, n.1, p. 380-400, 2010. Disponível em:

<http://www6.univali.br/seer/index.php/rdp/article/viewFile/6137/3402>. Acesso em 20 out.

2014.

GEMITZI, A. et al. Combining geographic information system,multicriteria evaluation

techniques and fuzzylogic in siting MSW landfills. Environmental Geology, v. 51, p. 797–

811, 2007. Disponível em:<http://link.springer.com/article/10.1007/s00254-006-0359-1>.

Acesso em: 10 out. 2014.

GOMES, L.P.; MARTINS, F.B. Projeto, implantação e operação de aterros sustentáveis de

resíduos sólidos urbanos para municípios de pequeno porte. In: CASTILHOS JUNIOR, A.B.

(Org.). Resíduos sólidos urbanos: aterro sustentável para municípios de pequeno porte. Rio

de Janeiro: Rima/ABES, 2003. p. 143-197. 294 p. (Projeto PROSAB).

GOMES, L. P. et al. Processos e monitoramento da digestão anaeróbia de resíduos sólidos

urbanos. In:CASTILHOS JUNIOR, A. B. (coord.). Gerenciamento de residuos solidos

urbanos com enfase na proteção de corpos d’água: prevenção, geração e tratamento de

lixiviados de aterros sanitários. Rio de Janeiro: ABES, 2006. 494p. (Projeto PROSAB).

GOMES, C. M. B. C. Estudo do comportamento de aterros de resíduos: caracterização

física, bioquímica e mecânica dos resíduos sólidos urbanos. Tese (Doutoramento em

Engenharia Civil)-Universidade do Porto, Porto, 2008. Disponível em: <https://repositorio-

aberto.up.pt/handle/10216/11054>. Acesso em: 12 set. 2015.

117

GORSEVSKI, P. V. et al. Integrating multi-criteria evaluation techniques with geographic

information systems for landfill site selection: A case study using ordered weighted average.

Waste Management, v. 32, p. 287–296, 2012. Disponível em:

<http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0956053X11004296>. Acesso em: 12 out.

2014.

GOUVEIA, N. Resíduos sólidos urbanos: impactos socioambientais e perspectiva de manejo

sustentável com inclusão social. Ciência & Saúde Coletiva, 17(6):, p. 1503-1510, 2012.

Disponível em: <http://www.scielo.br/pdf/csc/v17n6/v17n6a14.pdf>. Acesso em:12 mar

2015.

GRUPO DE RESIDUOS SOLIDOS (GRS/UFPE). Análise das diversas tecnologias de

tratamento e disposição final de resíduos sólidos no Brasil, Europa, Estados Unidos e Japão.

Jaboatão do Guararapes, PE: Grupo de Resíduos Sólidos – UFPE, 2014. 187p. Disponível em:

<http://www.tecnologiaresiduos.com.br/secao/publicacao/>. Acesso em: 05 out.2014.

HINGA, K. R.; BATCHELOR, A. Waste Processing and Detoxification. In: HASSAN, R.;

SCHOLES, R.; ASH, N. Ecosystems and Human Well-being:Current State and Trends,

Volume 1. Washington, Covelo, London: Millennium Ecosystem Assessment, 2005.

Disponível em: <http://www.millenniumassessment.org/documents/document.284.aspx.pdf>.

Acesso em: 02 jun. 2015.

INTERGOVERNMENTAL PANEL ON CLIMATE CHANGE (IPCC). Guidelines for

National Greenhouse Gas Inventories, Volume 5: Waste. Japan: IGES, 2006. 40p. Disponível

em: < http://www.ipcc-nggip.iges.or.jp/public/2006gl/pdf/5_Volume5/V5_0_Cover.pdf>.

Acesso em: 04 jul. 2015

INSTITUTO DE PESQUISAS TECNOLOGICAS DO ESTADO DE SÃO PULO (IPT);

COMPROMISSO EMPRESARIAL PARA RECICLAGEM (CEMPRE). Lixo municipal:

manual de gerenciamento. 2 ed. cor. Brasília: CEMPRE, 2002. 392 p.

INSTITUTO NACIONAL DE METEOROLOGIA (INMET). Dados meteorológicos.

Disponível em: <http://www.inmet.gov.br/portal/>. Acesso em: 23 fev. 2015.

INSTITUTO ETHOS DE EMPRESAS E RESPONSABILIDADE SOCIAL (ETHOS).

Política Nacional de Resíduos Sólidos: Desafios e Oportunidades para as Empresas. 72p. São

Paulo: ETHOS, 2012. Disponível em: <http://www3.ethos.org.br/wp-

content/uploads/2012/08/Publica%C3%A7%C3%A3o-Residuos-Solidos_Desafios-e-

Oportunidades_Web_30Ago12.pdf>. Acesso em: 03 jul. 2015.

INSTITUTO DE PESQUISA ECONÔMICA APLICADA (IPEA). Diagnóstico dos Resíduos

Sólidos Urbanos: Relatório de pesquisa. 82 p. Brasília: 2012.

JACOBI, P. R.; BESEN, G. R. Gestão de resíduos sólidos em São Paulo: desafios da

sustentabilidade. Estud. av.[online], São Paulo, v. 25, n. 71, p. 135-158, 2011. Disponível em:

<http://dx.doi.org/10.1590/S0103-40142011000100010>. Acesso em: 12 out. 2014.

KELLY, R. J. et al. Relationships between analytical methods utilized as tools in the

evaluation of landfill waste stability. Waste Management, v. 26, p. 1349–1356, 2006.

118

Disponível em: <http://scsengineers.com/wp-content/uploads/2015/03/Kelly_WM-

Analytical_Tools_LF_Waste_Stability.pdf>. Acesso em: 03 jul. 2015.

KITCHENHAM, B. A. e CHARTERS, S. Guidelines for performing systematic literature

reviews in software engineering. Relatorio Técnico EBSE, n. 01, Keele University and

Durham University Joint Report, 2007. Disponível

em:<https://www.cs.auckland.ac.nz/~mria007/Sulayman/Systematic_reviews_5_8.pdf>.

Acesso em 15 jun. 2015.

KIM, Y.; JABRO, J.D.; EVANS, R.G. Wireless lysimeters for real-time online soil water

monitoring. Irrig Sci, n. 29, p.423–430, 2011.

KJELDSEN, P. et al. Present and Long-Term Composition of MSW Landfill Leachate: A

Review, Critical Reviews in Environmental Science and Technology, 32:4, 297-336, 2002.

Disponível em: http://dx.doi.org/10.1080/10643380290813462. Acesso em: 20 out. 2015.

LANGE, L. C. et al. Processos construtivos de aterros sanitários: ênfase no estudo de

camadas de cobertura como mecanismo de controle da geração de lixiviados. In:CASTILHOS

JUNIOR, A. B. (coord.). Gerenciamento de residuos solidos urbanos com enfase na proteção

de corpos d’água: prevenção, geração e tratamento de lixiviados de aterros sanitários. Rio de

Janeiro: ABES, 2006. 494p. (Projeto PROSAB).

LANGE, L.C.; AMARAL, M.C.S. Geração e Características do lixiviado. In: GOMES,

L.P.G. (coord). Estudos de caracterização e tratabilidade de lixiviados de aterros sanitários

para as condições brasileiras. Rio de Janeiro, ABES, 2009. 360p. (Projeto PROSAB).

LEITE, V. D. et al. Bioestabilização de resíduos sólidos orgânicos. In: CASSINI, S. T.

(coord.). Digestão anaeróbia de resíduos sólidos orgânicos e aproveitamento de biogás. Rio

de Janeiro: ABES, RiMa, 2003. 210 p. (Projeto PROSAB).

LEITE, H. E. A. S. Estudo do comportamento de aterros de RSU em um biorreator em escala

experimental na cidade de Campina Grande-PB. Dissertação (Mestrado em Engenharia Civil

e Ambiental)–Universidade Federal de Campina Grande, Campina Grande, 2008. 218 p.

Disponível em: <http://www.coenge.ufcg.edu.br/publicacoes/Public_331.pdf>. Acesso em: 12

dez. 2014.

LETTINGA, G. Anaerobic digestion and wastewater treatment systems. Antonie van

Leeuwenhoek, 67, p. 3-28, 1995. Disponível em:

http://www.ncbi.nlm.nih.gov/pubmed/7741528.

LETTINGA, G.; REBAC, S.; ZEEMAN, G. Challenge of psychrophilic anaerobic wastewater

treatment. Trends in Biotechnology, v. 19, p.363-370, 2001. Disponível em:

<http://dx.doi.org/10.1016/S0167-7799(01)01701-2>. Acesso em 22 maio 2015.

LIMA, L. M. Q. Lixo, tratamento e biorremediação. São Paulo: Ed. Hemus, 2004.

LING, H. I. et al. Estimation of municipal solid waste landfill settlement. Journal of

Geotechnical and Geoenvironmental Engineering, v. 124, n. I, 1998. Disponível em:

<https://www.researchgate.net/publication/245293674_Estimation_of_Municipal_Solid_Wast

e_Landfill_Settlement>. Acesso em: 10 ago. 2015.

119

LIU, C.N.; CHEN, R.H.; CHEN, K.S. Unsaturated consolidation theory for the prediction of

long-term municipal solid waste landfill settlement. Waste Management & Research, v. 24, p.

80-91, 2006. Disponível em: <http://wmr.sagepub.com/content/24/1/80.long>. Acesso em: 02

jul. 2015.

LONDOÑO, D. E. V.; MUÑOZ, C. A.; OSPINO, E. V. Metodologia para la localización de

un parque de tratamiento y disposición final de residuos sólidos de tipo regional desde una

perspectiva multidimensional. Revista Ingenierías Universidad de Medellín, Medellin, v. 9, n.

17, p. 63–74, 2010. Disponível em:

<http://cdigital.udem.edu.co/ARTICULO/R176000172010190491/v9n17a06.pdf>. Acesso

em: 10 out. 2014.

MAITELLI, G. T. et al. Intensidade da ilha de calor em Cuiabá/MT na estação chuvosa. In:

XIII Congresso Brasileiro de Meteorologia, Anais. Fortaleza/CE: UFCE, 2004.13 p.

MARCONI, M.A.; LAKATOS, E. M. Fundamentos de metodologia científica. 5° ed. São

Paulo: Atlas, 2003.

MARQUES, A. C. M. Compactação e compressibilidade de resíduos sólidos urbanos. Tese

(Doutorado em Geotecnia)-Universidade de São Paulo, São Carlos, 2001. Disponível em:

<http://www.teses.usp.br/teses/disponiveis/18/18132/tde-07082007-162407/pt-br.php>.

Acesso em: 3 ago. 2015.

MARTINS, G. A. Estatística geral e aplicada. 3° ed. 2 reimpr. São Paulo: Atlas, 2006.

MATOS, A. T. Manual de análise de resíduos sólidos e águas residuárias. Viçosa, MG: Ed.

UFV, 2015. 149p.

MEDEIROS, C. A. Inserção externa, crescimento e padrões de consumo na economia

brasileira. Brasília: IPEA, 2015. 182p. Disponível em:

<http://www.ipea.gov.br/agencia/images/stories/PDFs/livros/livros/20150415_livro_insercao-

externa.pdf>. Acesso em: 20 mar. 2015.

MEIRA, R. C. Estudo biodegradativo dos resíduos sólidos urbanos da cidade de Campina

Grande-PB em escala experimental. Dissertação (Mestrado em Engenharia Civil e

Ambiental)–Universidade Federal de Campina Grande, Campina Grande, 2009. 113 p.

Disponível em:<http://livros01.livrosgratis.com.br/cp127461.pdf>. Acesso em: 11 fev. 2015.

MELO, M. C. Uma análise de recalques associada à biodegradação no aterro de resíduos

sólidos da Muribeca. Dissertação (Mestrado em Engenharia Civil)–Universidade Federal de

Pernambuco, Recife, 2003. Disponível em:

<http://www.liber.ufpe.br/teses/arquivo/20031120163453.pdf>. Acesso em: 10 mar. 2015.

MELO, M. C.et al. Microbiologia de resíduos sólidos urbanos e sua relação com a

deformação vertical da massa aterrada. Eng Sanit Ambient., v.19, n.3, p. 225-234, 2014.

MIGUEL, A. E.; SOBRINHO, L. L. O direito do consumidor como instrumento de cidadania

em uma sociedade contemporanea altamente consumista. In: SOBRINHO; L.L.P.; SILVA, R.

(orgs). DIÁLOGOS INTERNACIONAIS. Passo Fundo: Univali, 2013. 272p. Disponível em:

120

<http://balcaodoconsumidor.upf.br/upload/revistas/102_102_DIALOGOSINTERNACIONAI

S.pdf>. Acesso em: 18 mar.2015.

MOHEE, R.; SOOBHANY, N. Comparison of heavy metals contente in compost against

vermicompost of organic solid waste. Resources, Conservation and Recycling, v.92, p. 206–

213, 2014. Disponível em:

http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0921344914001475. Acesso em: 12

out.2015.

MONTEIRO, V. E. D. Analises físicas, químicas e biológicas no estudo do comportamento

do aterro da Muribeca. Tese (Doutorado em Engenharia Civil)–Universidade Federal de

Pernambuco, Recife, 2003. 232 p. Disponível em:

<http://www.repositorio.ufpe.br/bitstream/handle/123456789/5391/arquivo6674_1.pdf?seque

nce=1&isAllowed=y>. Acesso em 11 fev. 2015.

MONTEIRO, V. E. D. et al. Estudo do comportamento de RSU em uma célula experimental e

suas correlações com aspectos microbiológicos, físicos e químicos. Eng. Sanit. Ambient.,

v.11, n. 3, p. 223-230, 2006. Disponível em: <http://www.scielo.br/scielo.php?pid=S1413-

41522006000300005&script=sci_arttext>. Acesso em: 12 dez. 2014.

MORAES, D. G. Avaliação preliminar dos aspectos geotécnicos de um aterro sanitário em

escala experimental. Trabalho de Conclusão de Curso (Faculdade de Arquitetura, Engenharia

e Tecnologia)–Universidade Federal de Mato Grosso, Cuiabá, 2015.

MOREDA, I.L. El asentamiento en un relleno sanitario y su relación con la biodegradación.

In: XXVII Congreso Interamericano de Ingeniería Sanitaria y Ambiental. Porto Alegre, RS,

2000.

NAZARENO, P. A. G.; BUOT JR, I. E. The response of plants growing in a landfill in the

Philippines towards cadmium and chromium and its implications for future remediation of

metal-contaminated soils. J. Ecol. Environ. 38(2): 123-131, 2015. Disponível em:

<http://dx.doi.org/10.5141/ecoenv.2015.014>. Acesso em: 11 jan. 2016.

NETO, P. N.; MOREIRA, T. A. Consórcio intermunicipal como instrumento de gestão de

resíduos sólidos urbanos em regiões metropolitanas: reflexões teórico-conceituais. Revista

Brasileira de Gestão e Desenvolvimento Regional, 2012.

NETO, R. O.; SOUZA, L. E.; PETTER, C. O. Avaliação da gestão integrada de resíduos

sólidos urbanos no Brasil em comparação com países desenvolvidos. Revista Monografias

Ambientais – REMOA,v.13, n.5, p.3809-3820, 2014. Disponível em:

<http://cascavel.ufsm.br/revistas/ojs-2.2.2/index.php/remoa/article/viewFile/14684/pdf>.

Acesso em: 19 mar. 2015.

OAKLEY, S. M.;JIMENEZ, R. Sustainable sanitary landfills for neglected small cities in

developing countries:The semi-mechanized trench method from Villanueva, Honduras. Waste

Management, v.32, p. 2535-2551, 2012. Disponível

em:<http://www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0956053X12003650>. Acesso em: 12

jun. 2015.

121

OLIVEIRA, A. S. et al. Variáveis meteorológicas e cobertura vegetal de espécies arbóreas em

praças urbanas em Cuiabá, Brasil. Rev. bras. meteorol., vol.28, n.4, p. 389-400, 2013.

Disponível em: <http://dx.doi.org/10.1590/S0102-77862013000400005>. Acesso em 2 fev.

2016.

ONOFRE, Y. S.; PEREIRA, M.P.; BOTELHO, M.I.V. Os Consórcios públicos como vias de

implementação da Política Nacional de Resíduos Sólidos (PNRS). Revista do Direito UNISC,

Santa Cruz do Sul nº 41, p. 03-23, 2013.

PALMISANO, A. C.; BARLAZ, M. A. Microbiology of Solid Waste. CRC PRESS: USA,

1996. 240p.

PEÑALVER, R. et al. Design, implementation and evaluation of a lysimeter for potted plants.

17th International Congress on Project Management and Engineering, Londres, 2013.

Disponível em:

<http://www.aeipro.com/files/congresos/2013logronio/CIDIP2013_1608_1620.4077.pdf>.

Acesso em: 12 nov. 2015.

POHLAND, F. G.; HARPER, S. R. Critical review and summary leachate and gas production

from landfills. EPA/600/S2-86/073, 1985. Disponível em:

<http://nepis.epa.gov/Exe/ZyPDF.cgi/20007KHC.PDF?Dockey=20007KHC.PDF>. Acesso

em: 01 jul. 2015.

PROSAB: Programa de Pesquisa em Saneamento Básico. Disponível em :

<http://www.finep.gov.br/prosab/o_que_e.htm>. Acesso em: 09 jun.2015.

PUPIN, P. L.F.; BORGES, A. C. G. A vulnerabilidade dos dados dos municípios paulistas

sobre resíduos sólidos no sistema autodeclaratório do SNIS. Revista VITAS – Visões

Transdisciplinares sobre Ambiente e Sociedade, Rio de Janeiro, Ano V, N. 9, 2015. 22p.

Disponível em:

<http://www.uff.br/revistavitas/images/A_VULNERABILIDADE_PDF_2_DOS_DADOS_D

OS_MUNICIPIOS_PAULISTAS_SOBRE_RESIDUOS_SOLIDOS_NO_SISTEMA_AUTO

DECLARATORIO_DO_SNIS.pdf>. Acesso em: 20 mar. 2015.

REVI, A. et al. Urban areas. In: FIELD, C.B. et al. (coord.). Climate Change 2014: Impacts,

Adaptation, and Vulnerability. Cambridge University Press, Cambridge, United Kingdom e

New York, NY, USA, 2014. p. 535-612. Disponível em:<https://ipcc-

wg2.gov/AR5/images/uploads/WGIIAR5-Chap8_FINAL.pdf>. Acesso em 25 jun. 2015.

ROCCA, A.C. et al. Resíduos Sólidos Industriais. 2° ed. rev. ampl., São Paulo: CETESB,

1993.

ROLNIK, R. Resíduos sólidos urbanos: repensando suas dimensões. In: SANTOS, M. C. L.;

GONÇALVES –DIAS, S. L. F. (org). Resíduos sólidos urbanos e seus impactos

socioambientais. São Paulo: IEE-USP, 2012. Disponível em:

<http://200.144.182.130/iee/sites/default/files/Residuos_Solidos_0.pdf> . Acesso em: 10 out.

2014.

122

SANTOS, A. A. Qualidade das águas superficiais e subterrâneas na área de influência do

aterro sanitário de Cuiabá-MT. Dissertação (Mestrado em Física Ambiental)–Universidade

Federal de Mato Grosso, Cuiabá, 2008. 128 p.

SANTOS, A. A. Avaliação de um sistema alternativo utilizando Wetland construído como

pós-tratamento de lixiviado de reator UASB. Tese (Doutorado em Engenharia Civil)–

Universidade Federal de Pernambuco, Recife, 2012. 119 p.

SANTOS, M. C. L.; GONÇALVES-DIAS, S. L. F. (org.). Resíduos sólidos urbanos e seus

impactos socioambientais. São Paulo: IEE-USP, 2012. 82p. Disponível em:

<http://200.144.182.130/iee/sites/default/files/Residuos_Solidos_0.pdf>. Acesso em 15 jun.

2014.

SEIDEL, J. M. Um Problema Urbano – Gerenciamento de Resíduos e as Mudanças

Ambientais Globais. In: ENCONTRO NACIONAL DA ANPPAS, 5, 2010. Anppas 10 anos:

avaliando os desafios teóricos e as novas agendas públicas. Florianopólis: ANPPAS, 2010.

Disponivel em: <http://www.anppas.org.br/encontro5/cd/artigos/GT11-294-209-

20100830220743.pdf>. Acesso em: 14 out. 2014.

SILVA, A.C.N. et al. Critérios adotados para seleção de indicadores de contaminação

ambiental relacionados aos resíduos sólidos de serviços de saúde: uma proposta de avaliação.

Cad. Saúde Pública, Rio de Janeiro, v. 18, n. 5, p. 1401-1409, Oct. 2002. Disponível em:


311X2002000500033&lng=en&nrm=iso>. Acesso em: 20 nov. 2014.

SILVA, A. S. Avaliação da toxicidade dos resíduos sólidos urbanos da cidade de Campina

Grande-PB. Dissertação (Mestrado em Engenharia Civil e Ambiental)–Universidade Federal

de Campina Grande, Campina Grande, 2012. 139 p. Disponível em:

<http://www.coenge.ufcg.edu.br/publicacoes/Public_453.pdf>. Acesso em: 27 fev. 2015.

SILVA, A. K. M. Estudo do comportamento dos residuos solidos urbanos em lisimetros

preenchidos com residuos de diferentes características. Tese (Doutorado em Engenharia

Civil)–Programa de Pós-Graduação em Engenharia Civil, Universidade Federal do Ceará,

Fortaleza, 2013. Disponível em: <http://www.repositorio.ufc.br/handle/riufc/7675>. Acesso

em: 10 mar. 2015.

SILVA, D. L. M. et al. Estudo da influência do teor de sólidos voláteis e do pH na

biodegradação e na geração de biogás em uma célula experimental de resíduos sólidos

urbanos. Congresso Brasileiro de Engenharia Sanitária e Ambiental, Anais eletrônico, Rio de

Janeiro: 2015. Disponível em: <http://abes.locaweb.com.br/XP/XP-

EasyArtigos/Site/Uploads/Evento29/TrabalhosCompletosPDF/III-609.pdf>. Acesso em 22

jan. 2016.

SILVEIRA, A. M. M. Estudo do peso específico de resíduos sólidos urbanos. Tese (Mestrado

ciências em engenharia civil)-Universidade Federal do Rio de Janeiro, 2004.

SHALINI, S. S.; KARTHIKEYAN, O. P.; JOSEPH, K. Biological stability of municipal solid

waste from simulated landfills under tropical environment. Bioresource Technology, v. 101,

p.842-852, 2010. Disponível em:

123

http:<//www.sciencedirect.com/science/article/pii/S0960852409011511>. Acesso em: 01 jul.

2015.

SOUSA, R. B. A. et al. Recalques e sólidos voláteis associados à atividade microbiana em

um lisímetro com resíduos sólidos urbanos. Disponível em:

<http://www.confea.org.br/media/Quimica_recalques_e_solidos_volateis_associados_a_ativi

dade_microbiana_em_um_lisimetro_com_residuos_solidos_urbanos.pdf>. Acesso em: 19 jan.

2016.

SOUTO, G.B.; POVINELLI, J. Características de lixiviados de aterros sanitários no Brasil.

In: 24º CONGRESSO BRASILEIRO DE ENGENHARIA SANITÁRIA E AMBIENTAL, de

2 a 7 de setembro de 2007, Belo Horizonte, Minas Gerais, 2007.

SOUTO, G.B. Lixiviado de aterros sanitários brasileiros: estudo de remoção do nitrogênio

amoniacal por processo de arraste com ar ("stripping"). Tese (Doutorado em Engenharia)-

Escola de Engenharia de São Carlos, São Carlos, 2009. Disponível em:

http://www.teses.usp.br/teses/disponiveis/18/18138/tde-19022009-121756/pt-br.php. Acesso

em: 07 abr. 2015.

SOUZA, D. L.; OLIVEIRA, E. J. Relatório técnico de vistoria n° 18. Ministério Público do

Estado de Mato Grosso, Cuiabá, 2014. 17p. Disponível em:

<https://www.mpmt.mp.br/caop/pdf/pecas_06/Relat%C3%B3rio_t%C3%A9cnico_de_vistori

a_n%C2%BA_018-2014_-

_Condi%C3%A7%C3%B5es_do_aterro_sanit%C3%A1ria_de_Cuiab%C3%A1_-

_Dr_Gerson_N_Barbosa.pdf>. Acesso em: 11 jun. 2015.

SOWERS, G. F. Settlement of waste disposal fills. In: Eighth International Conference on

Soil Mechanics and Foundation Engineering’s, v. 2, parte 2, Moscow-URSS: 207-210, 1973.

SWATI, M.; JOSEPH, K. Settlement analysis of fresh and partially stabilised municipal solid

waste in simulated controlled dumps and bioreactor landfills. Waste Management. v.28, p.

1355–1363, 2008. Disponível em:


2015.

TAPAHUASCO, W. F. C. Avaliação de modelos de previsão de recalques dos residuos

solidos urbanos do aterro Jockey club de Brasília. Dissertação (Mestrado em Geotecnia)–

Universidade de Brasília, 2005. Disponível

em:http://www.geotecnia.unb.br/downloads/dissertacoes/130-2005.pdf. Acesso em 10 jul.

2015.

TAVARES, R. Construindo mapas conceituais. Ciências & Cognição, Vol 12, p. 72-85, 2007.

Disponível em: <http://www.cienciasecognicao.org/pdf/v12/m347187.pdf>. Acesso em: 14

maio 2015.

TCHOUNWOU, P.B. et al. Heavy Metal Toxicity and the Environment. Molecular,

Clinical and Environmental Toxicology, v. 101, p 133-164, 2012. Disponível em:

<http://link.springer.com/chapter/10.1007%2F978-3-7643-8340-4_6>. Acesso em: 16 mar.

2016.

124

UNITED NATIONS ENVIRONMENT PROGRAMME (UNEP). Developing Integrated

Solid Waste Management Plan Training Manual. Volume 4: ISWM Plan. United Nations

Environment Programme, 2009. 176p. Disponível em:

<http://www.unep.or.jp/ietc/publications/spc/iswmplan_vol4.pdf.>. Acesso em 17 jul. 2014.

UNITED NATIONS ENVIRONMENT PROGRAMME (UNEP and GEAS). Municipal solid

waste:Is it garbage or gold?. United Nations Environment Programme (UNEP) e Global

Environmental Alert Service (GEAS), 2013. Disponível em:

<http://www.unep.org/pdf/UNEP_GEAS_oct_2013.pdf>. Acesso em:19 mar. 2015.

UNIVERSIDADE FEDERAL DE MATO GROSSO (UFMT). Departamento de Geografia.

Médias calculadas com base em dados de 1970 a 2002 do 9º Distrito de Meteorologia.

Laboratório de Climatologia, 2004.

VEGO, G.; KUCAR-DRAGICEVIC, S.; KOPRIVANAC, N. Application of multicriteria

decision-making on strategic municipal solid waste management in Dalmatia, Croatia. Waste

Management, v. 28, p. 2192–2201, 2008. Disponível em:


2014.

XAVIER, A.L. et al. Variação de temperatura e umidade entre áreas urbanas. Engenharia

Ambiental - Espírito Santo do Pinhal, v. 6, n. 1, p. 082-093, 2009.

ZANTA, V. M.; FERREIRA, C.F. A. gerenciamento integrado dos resíduos sólidos urbanos.

In: CASTILHOS JUNIOR, A.B. (Org.). Resíduos sólidos urbanos: aterro sustentável para

municípios de pequeno porte. Rio de Janeiro: Rima/ABES, 2003. p. 143-197. 294 p. (Projeto

PROSAB).

WILSON, D. C. et al. Comparative analysis of solid waste management in 20 cities. Waste

Management & Research, v.30, p. 237-254, mar. 2012. Disponível em:

<http://wmr.sagepub.com/content/30/3/237.full.pdf+html>. Acesso em: 19 mar. 2015.

YUEN, S T. S.; McMAHON, T. A.; STYLES, J. R. Monitoring in situ moisture content of

municipal solid waste landfills. J. Environ. Eng. V. 126(12), p. 1088-1095, 2000.