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
Saneamento Ambiental em novembro/2014.......................................................................................60
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
Saneamento Ambiental em novembro/2014.......................................................................................78
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
ad
os
Un
idos
Ale
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ha
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Tu
rqu
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dia
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ega
Rei
no U
nid
o
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
Contaminação ambiental
Resistência à dessecação na presença de proteínas derivadas de fluidos corpóreos
Solo contaminado
Mecanismo de penetração no hospedeiro: pele não integra (possível)
Enterococos
Patógeno secundário: presença na mocrobiota normal humana
18
Contaminação ambiental
Formato de “coccus” – resistência à dessecação e maior tolerância às condições ambientais
Solo contaminado
Mecanismo de penetração no hospedeiro: pele não integra (possível)
Staphylococcus aureus
Patógeno secundário: presença na mocrobiota normal humana
16
Contaminação ambiental
Resistência à dessecação rápida
Solo contaminado
Mecanismo de penetração no hospedeiro: pele não integra (possível)
Pseudomonas aeruginosa
Patógeno secundário: presença na mocrobiota normal humana
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
Fonte: Elaborado pela autora.
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)
Fonte: Elaborado pela autora.
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%
Fonte: Elaborado pela autora.
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
Fonte: Elaborado pela autora.
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
Fonte: Elaborado pela autora.
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
Fonte: Elaborado pela autora.
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
Fonte: Elaborado pela autora.
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
Fonte: Elaborado pela autora.
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
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Período inicial (dias corridos)
R1superficial (965mm)
R2inferior (635mm)
R3superficial (965mm)
R4inferior(635mm)
Fonte: Elaborado pela autora.
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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Período estudado (dias corridos)
R1superficial
R2inferior
R3superficial
R4inferior
Fonte: Elaborado pela autora.
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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%
Fonte: Elaborado pela autora.
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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Tempo (dias)
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R1 modelo
R2medido
R2 modelo
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R3 modelo
R4medido
R4 modelo
Fonte: Elaborado pela autora.
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
Fonte: Elaborado pela autora.
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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Tempo (dias)
R1 medido
R1 modelo
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R2 modelo
R3medido
R3 modelo
R4medido
R4 modelo
Fonte: Elaborado pela autora.
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
Fonte: Elaborado pela autora.
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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Dias
R1 medido
R1 modelo
R2medido
R2 modelo
R3medido
R3 modelo
R4medido
R4 modelo
Fonte: Elaborado pela autora.
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
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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.
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ESPECIAIS (ABRELPE). Panorama dos resíduos sólidos no Brasil 2014. 120p. ABRELPE,
2014. Disponível em: <http://www.abrelpe.org.br/Panorama/panorama2014.pdf>. Acesso em:
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