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i
APLICAÇÃO DE MODELOS DE AVALIAÇÃO QUALITATIVA E
QUANTITATIVA DOS PERCOLADOS GERADOS EM UM ATERRO SANITÁRIO
Maria Alice da Silva Ferreira
DISSERTAÇÃO SUBMETIDA AO CORPO DOCENTE DA COORDENAÇÃO DOS
PROGRAMAS DE PÓS-GRADUAÇÃO DE ENGENHARIA DA UNIVERSIDADE
FEDERAL DO RIO DE JANEIRO COMO PARTE DOS REQUISITOS
NECESSÁRIOS PARA A OBTENÇÃO DO GRAU DE MESTRE EM CIÊNCIAS EM
ENGENHARIA CIVIL.
Aprovada por:
Prof. Cláudio Fernando Mahler, D.Sc.
Prof.ª Maria Cláudia Barbosa, D.Sc.
Prof. Gustavo Ferreira Simões, D.Sc.
Prof. Isaac Volschan Junior, D.Sc.
RIO DE JANEIRO, RJ – BRASIL
SETEMBRO DE 2006
ii
FERREIRA, MARIA ALICE DA SILVA
Aplicação de modelos de avaliação qualitativa e quantitativa dos percolados gerados em um aterro sanitário [Rio de Janeiro] 2006
XIX, 212 p. 29,7 cm (COPPE/UFRJ, M.Sc., Engenharia Civil, 2006)
Dissertação – Universidade Federal do Rio de Janeiro, COPPE
1. Resíduos sólidos urbanos 2. Caracterização de percolados 3. Balanço hídrico em aterros de resíduos sólidos
I. COPPE/UFRJ II. Título (série)
iii
“Aprender é a única coisa de que a mente nunca se cansa, nunca tem medo e nunca se
arrepende”.
Leonardo da Vinci
Dedico este trabalho à minha querida avó materna
Alice Mathias (In memoriam), a quem devo parte de
tudo que sou.
iv
AGRADECIMENTOS
A Deus e a Virgem Maria, por me fazerem sentir a sua presença em todos os momentos
da minha caminhada; nos momentos felizes em que me conduziam pela mão e nos
momentos de dificuldades em que me carregavam em seus braços.
A meus pais, pela confiança em todas as etapas de minha vida, as minhas maravilhosas
filhas Fernanda e Rafaella pela tranqüilidade e ao apoio de meu companheiro Marcus
Vínicius.
A Tecnosonda S. A., pelo apoio financeiro prestado durante o desenvolvimento da
pesquisa.
A COPPE/UFRJ pela oportunidade concedida para a realização do curso.
Ao mestre e grande amigo Claúdio Fernando Mahler, pelo incentivo e confiança
depositada no decorrer da pesquisa, admirando sua imensa capacidade de solucionar
problemas com tranqüilidade.
A todos os professores do Programa de Engenharia Civil / COPPE da área de Geotecnia
Ambiental, pelo acolhimento e colaboração.
A SA Paulista e a CTR Nova Iguaçu pelo apoio logístico prestado, e pessoal de campo à
disposição, oferecendo condições favoráveis que permitiram a elaboração desta
pesquisa. Em especial as Engªs. Adriana Felipetto e Priscila Zidan.
As Profas. Amaya Lobo Garcia de Cortazar e Begoña Ruiz, da Universidade de
Cantabria, pelo apoio na utilização e colaboração durante a modelagem do modelo
Moduelo 2.
A Profª Elisabeth Ritter da UERJ, pela atenção prestada e pelos resultados de suas
pesquisas elaboradas no Lixão da Marambaia.
Ao Profº Gustavo Simões da UFMG, pela colaboração e atenção prestada durante o
desenvolvimento do estudo.
Ao professor Gerson Cardoso da Silva Junior, pela acolhida no Instituto Geociências da
UFRJ/IGEO.
A amiga guerreira Silvia Borba, pela sua companhia durante coleta de amostras e
ensaios de campo e no decorrer do estudo do programa Moduelo 2.
v
A amiga Virginia Machado, pelo apoio de sua presença nas horas e horas de estudo das
disciplinas, a Florence Silva da UFMG e ao Leonardo Marinho do CTA - FIRJAN, na
colaboração com os resultados de suas pesquisas. Ao colega Silvio Tavares que ajudou
nos ensaios de Laboratório da EMBRAPA Solos.
As novas amizades que com certeza serão para sempre, pela troca de conhecimentos e
carinho: Abdoul, Adriana Schueler, Alessandra Elias, Antonio Calle, Cândida, Cláudio
Lessa, Juliana Rose, Leonardo Deotti, Maria Clara, Marcelinha, Mariluce Ubaldo, Kátia
Montchiari e Raquel.
Ao Sr. Laerte da Silva Xavier, chefe do Departamento de transportes do CT na UFRJ,
pela atenção e grande apoio logístico durante o período de pesquisa de campo.
Aos funcionários Jairo Leite e Rau Garcia da secretaria do Programa de Engenharia
Civil; Marli, Maria Alice e Rocha da secretaria do laboratório de Geotecnia; a equipe de
laboratório Serginho, Adriana, Maria da Glória, Carlinhos e aos grandes colaboradores e
companheiros nos trabalhos de campo Luiz Almeida e Max (Toninho).
vi
Resumo da Dissertação apresentada à COPPE/UFRJ como parte dos requisitos
necessários para a obtenção do grau de Mestre em Ciências (M. Sc.)
APLICAÇÃO DE MODELOS DE AVALIAÇÃO QUALITATIVA E
QUANTITATIVA DOS PERCOLADOS GERADOS EM UM ATERRO SANITÁRIO
Maria Alice da Silva Ferreira
Setembro/2006
Orientador: Cláudio Fernando Mahler
Programa: Engenharia Civil
O presente trabalho teve como objetivo a avaliação do volume de percolado
produzido no aterro sanitário da CTR de Nova Iguaçu utilizando-se o método clássico
do balanço hídrico na cobertura, um dos mais aplicados no Brasil para estimativa da
quantidade de percolados produzidos pelos resíduos sólidos municipais, e o modelo
Moduelo 2, que estima a vazão do percolado considerando a biodegradação da matéria
orgânica.
O Moduelo 2 cedido pela Universidade da Cantabria, trata-se de um modelo
numérico tridimensional desenvolvido para estimar a qualidade e a quantidade do
percolado produzido em aterros sanitários. Uma análise de sensibilidade foi
desenvolvida para melhor compreensão das variáveis paramétricas utilizadas na
simulação do modelo.
Os resultados obtidos sugerem que a composição dos resíduos e dos dados
climáticos são os fatores que mais afetam a qualidade e quantidade do percolado. A
qualidade do percolado foi principalmente controlada pelas taxas de hidrólise e pela
biocinética da matéria orgânica e a quantidade produzida é afetada principalmente pela
infiltração e características físicas dos resíduos. As limitações dos métodos foram
discutidas e os resultados confirmaram a grande dificuldade na reprodução das
condições reais dos experimentos.
vii
Abstract of Dissertation presented to COPPE/UFRJ as a partial fulfillment of the
requeriments for the degree of Master of Science (M.Sc.)
APLICATION OF QUALITY AND QUANTITY EVALUATION MODELS FOR
LANDFILL LEACHATE GENERATION
Maria Alice da Silva Ferreira
September/2006
Advisor: Cláudio Fernando Mahler
Department: Engineering Civil
The aim of this project was to estimate the volume of leachate produced in Nova
Iguaçu landfill using the water balance classic method, which is the most used in Brazil
to evaluate the quantity of leachate generation by municipal solid waste landfills, and
the model Moduelo 2 to estimate the discharge volume considering the organic matter
biodegradation.
The program tested Moduelo 2 is a three dimensional numerical model developed
at Cantabria University, Spain to estimate the quality and quantity of the leachate
produced in sanitary landfills. A sensitivity analysis was performed to understand the
model parameters variation in simulation results. The parameters evaluated were BOD,
COD and NH4 concentrations in the leachate.
The results of model applications suggested that the waste composition and the
climatic data are the most important factors affecting the quantity and quality of the
leachate. The quality was mainly controlled by the hydrolysis rate and biokinetics of
organic matter in the system and leachate quantity was mostly affected by moisture
infiltration and physical characteristics of the waste. The limitations of both methods are
discussed and the results confirmed the difficulties to reproduce the actual conditions of
the experiments in the modelling.
viii
ÍNDICE
AGRADECIMENTOS......................................................................................... IV
RESUMO...............................................................................................................VI
ABSTRACT.........................................................................................................VII
LISTA DE FIGURAS...........................................................................................XI
LISTA DE TABELAS................... ERRO! INDICADOR NÃO DEFINIDO.. XIV
LISTA DE SIMBOLOS E ABREVIATURAS.............................................XVIII
CAPÍTULO 1- INTRODUÇÃO............................................................................ 1
CAPÍTULO 2- RESÍDUOS SÓLIDOS ................................................................ 4
2.1. CLASSIFICAÇÃO DOS RESÍDUOS ...................................................... 6
2.2. O PERCOLADO ........................................................................................ 7
2.3. FATORES QUE INFLUENCIAM NA FORMAÇÃO DO PERCOLADO......................................................................................................... 9
2.3.1. Composição dos resíduos ............................................................................. 9
2.3.2. Altura do aterro........................................................................................... 11
2.3.3. Presença de oxigênio .................................................................................. 12
2.3.4. Temperatura................................................................................................ 13
2.3.5. Idade do Aterro........................................................................................... 14
2.3.6. Fases de decomposição............................................................................... 15
2.3.6.1. Fase Aeróbia ...................................................................................... 15
2.3.6.2. Fase Anaeróbia.................................................................................. 16
2.4. CARACTERIZAÇÃO DO PERCOLADO................................................ 21
2.4.1. Componentes orgânicos.............................................................................. 26
2.4.2. Componentes Inorgânicos .......................................................................... 27
2.4.3. Nutrientes ................................................................................................... 28
2.5. VALORES DE REFERÊNCIA.................................................................. 32
CAPÍTULO 3 - MÉTODOS EMPÍRICOS E MODELOS............................ 35
3.1. O MÉTODO SUIÇO .................................................................................. 36
3.2. MÉTODO DO BALANÇO HÍDRICO ...................................................... 37
3.2.1. Precipitação ................................................................................................ 40
3.2.2. Escoamento superficial............................................................................... 41
3.2.3. Evaporação e evapotranspiração ................................................................ 41
ix
3.2.4. Infiltração.................................................................................................... 43
3.2.5. Camadas de cobertura................................................................................. 46
3.2.6. Armazenamento da água no solo e nos resíduos ........................................ 52
3.2.6.1. Textura e estrutura ............................................................................ 55
3.2.6.2. Condutividade hidráulica .................................................................. 56
3.2.6.3. Teor de Umidade dos Resíduos ......................................................... 58
3.2.6.4. Curva característica da água no solo................................................ 60
3.2.6.5. Capacidade de Campo ....................................................................... 61
3.3. MODELO HELP ........................................................................................ 67
3.4. MODELO MODUELO 2 ........................................................................... 69
3.4.1. Módulo hidrológico .................................................................................... 74
3.4.2. Módulo de degradação................................................................................ 78
3.5. COMPARAÇÕES ENTRE OS MODELOS.............................................. 82
CAPÍTULO 4 - INVESTIGAÇÃO EXPERIMENTAL................................. 83
4.1. LOCALIZAÇÃO E ASPECTOS GERAIS.................................................... 83
4.2. LIXÃO DO MARAMBAIA........................................................................... 86
4.3. ATERRO SANITÁRIO DA CTR DE NOVA IGUAÇU............................... 91
4.3.1. Coleta e amostragem .................................................................................. 94
4.3.2. Permeabilidade ........................................................................................... 95
4.3.3. Caracterização dos solos............................................................................. 98
4.3.4. Curva característica do solo de cobertura................................................. 101
4.3.5. Capacidade de campo ............................................................................... 102
4.3.6. Caracterização dos resíduos...................................................................... 102
4.3.6.1. Resíduos Sólidos Urbanos (RSU).................................................... 102
4.3.6.2. Resíduos industriais......................................................................... 104
4.3.6.3. Peso Específico ................................................................................ 106
4.3.7. Caracterização do percolado..................................................................... 106
4.4 ESTIMATIVA DA PRODUÇÃO DE PERCOLADO................................. 109
4.4.1. Método do Balanço Hídrico ..................................................................... 109
4.4.2. Modelo MODUELO 2.............................................................................. 115
4.4.2.1. Entrada de dados ............................................................................. 115
4.4.2.2. Calibração dos módulos hidrológico e de degradação ................... 121
4.4.2.3. Análise de sensibilidade................................................................... 125
x
CAPÍTULO 5 - DISCUSSÃO DOS RESULTADOS OBTIDOS ................ 132
5.1. ANÁLISE QUALITATIVA ENTRE OS PERCOLADOS GERADOS NO LIXÃO DO MARAMBAIA E NO ATERRO SANITÁRIO DA CTR DE NOVA IGUAÇU............................................................................................................... 132
5.2. ANÁLISE QUANTITATIVA E QUALITATIVA DO PERCOLADO GERADO PELO ATERRO SANITÁRIO DA CTR DE NOVA IGUAÇU - MODUELO 2 ....................................................................................................... 143
5.2.1. Calibração do módulo hidrológico ........................................................... 143
5.2.2. Calibração do módulo de degradação....................................................... 146
CAPÍTULO 6 – COMENTÁRIOS FINAIS E CONCLUSÕES..................... 159
CAPÍTULO 7 - REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS.................................. 163
ANEXO 1- ENSAIOS DE PERMEABILIDADE ............................................ 182
ANEXO 2- CARACTERIZAÇÃO DOS SOLOS ............................................ 193
ANEXO 3- DADOS PLUVIOMÉTRICOS...................................................... 206
ANEXO 4- MEDIÇÕES DA VAZÃO DO PERCOLADO - CTR ................. 208
ANEXO 5 – MÓDULO DE DEGRADAÇÃO (EQUAÇÕES) ....................... 210
xi
LISTA DE FIGURAS
CAPÍTULO 2 – RESÍDUOS SÓLIDOS
Figura 2.1 - Estrutura de um aterro sanitário de RSU e o fluxo do percolado. ........ 5
Figura 2.2 - Fluxograma do processo de decomposição anaeróbia nos RSU ........ 19
Figura 2.3 - Evolução ao longo do tempo da composição do percolado e gás em aterros de RSU........................................................................................................ 20
Figura 2.4- Concentração dos percolados em relação ao tempo. ........................... 21
CAPÍTULO 3 – MÉTODOS EMPÍRICOS E MODELOS
Figura 3.1- Balanço Hídrico de um aterro sanitário. .............................................. 40
Figura 3.2 - Sistema de cobertura em solos recomendado para aterros de RSU.... 49
Figura 3.3 - Sistema de cobertura com barreira capilar.......................................... 50
Figura 3.4 - Sistema de cobertura final para aterros de RSU. ................................ 51
Figura 3.5 - Sistema de cobertura final para aterros de resíduos perigosos. .......... 51
Figura 3.6 - Algoritmo adotado no Balanço Hídrico superficial do programa MODUELO 2. ........................................................................................................ 70
Figura 3.7 - Esquema do algoritmo geral de cálculo.............................................. 71
Figura 3.8 - Esquema de definição do modelo de fluxo em direção ao dreno ....... 72
Figura 3.9 - Esquema do fluxo de umidade em uma direção. ................................ 72
CAPÍTULO 4 – INVESTIGAÇÃO EXPERIMENTAL
Figura 4.1 - Mapa de localização das áreas estudadas. .......................................... 85
Figura 4.2 - Área do Lixão do Marambaia, 2001. .................................................. 87
Figura 4.3 - Localização dos locais de coleta do percolado na área do Lixão do Marambaia durante a implantação da obra de recuperação ambiental ................... 88
Figura 4.4 - Vista do aterro sanitário de Nova Iguaçu............................................ 91
Figura 4.5 - Detalhe de construção da drenagem de fundo. ................................... 93
Figura 4.6 - Detalhe do dreno principal.................................................................. 93
Figura 4.7- Localização da retirada das amostras para os ensaios de permeabilidade em laboratório......................................................................................................... 94
Figura 4.8 - Retirada das amostras para realização dos ensaios de permeabilidade................................................................................................................................. 95
Figura 4.9 - Localização dos ensaios de permeabilidade “in situ” – Permeâmetro Guelph. ................................................................................................................... 96
Figura 4.10 – Desenvolvimento do ensaio de permeabilidade em campo, com a utilização do permeâmetro de Guelph. ................................................................... 97
xii
Figura 4.11 - Resíduos retirados pelo trado na preparação do ensaio com o permeâmetro de Guelph. ........................................................................................ 97
Figura 4.12 - Curva Granulométrica do solo amarelado. ..................................... 100
Figura 4.13 - Curva Granulométrica do solo vermelho........................................ 100
Figura 4.14 - Curvas de retenção de água no solo................................................ 101
Figura 4.15 – Determinação do peso específico dos resíduos pelo método da cava............................................................................................................................... 106
Figura 4.16 - Limites das áreas de disposição dos resíduos. ................................ 109
Figura 4.17 - Levantamento planialtimétrico da área de estudo com a drenagem de fundo..................................................................................................................... 117
Figura 4.18 - Modelo de configuração espacial do aterro I – (planta). ................ 118
Figura 4.19 - Modelo de configuração espacial do aterro II – (planta). ............... 118
Figura 4.20 - Modelo de configuração espacial do aterro III – (perfis). .............. 119
Figura 4.21 - Distribuição do volume de resíduos depositados............................ 119
Figura 4.22 - Resultado da simulação do modelo hidrológico. ............................ 122
Figura 4.23 - Resultados da calibração das constantes de “khr” e “khl”. ............. 123
Figura 4.24 - Resultados da calibração das taxas “kA” e “kAC”............................ 124
Figura 4.25 - Comparação entre os resultados da calibração do modelo de degradação, concentrações de DBO, DQO e NH4 e o percolado drenado. .......... 125
Figura 4.26 - Resultados da simulação S1............................................................ 127
Figura 4.27 - Resultados da simulação S2............................................................ 128
Figura 4.28 - Resultados da simulação S3............................................................ 128
Figura 4.29 - Resultados da simulação S4............................................................ 129
Figura 4.30 - Resultados da simulação S5............................................................ 129
Figura 4.31 - Resultados da simulação S6............................................................ 130
Figura 4.32 - Resultados da simulação S7............................................................ 131
Figura 4.33 - Resultados da simulação S8............................................................ 131
CAPÍTULO 5 – DISCUSSÃO DOS RESULTADOS
Figura 5.1 - Valores de pH para o período 2003/2005 – Marambaia e CTR de Nova Iguaçu. .................................................................................................................. 134
Figura 5.2 - Valores de concentração da DBO5 para o período 2003/2005 – Marambaia e CTR de Nova Iguaçu. ..................................................................... 135
Figura 5.3 - Valores de concentração da DQO para o período 2003/2005 – Marambaia e CTR de Nova Iguaçu. ..................................................................... 136
Figura 5.4 - Valores da relação DBO5/DQO para o período 2003/2005 – Marambaia e CTR de Nova Iguaçu. ..................................................................... 138
xiii
Figura 5.5 - Valores de concentração de SST para o período 2003/2005 – Marambaia e CTR de Nova Iguaçu. ..................................................................... 139
Figura 5.6 - Valores de concentração de Fósforo total (P) para o período 2003/2005 – Marambaia e CTR de Nova Iguaçu. .................................................................. 140
Figura 5.7 - Valores de concentração de Potássio total (K) para o período 2003/2005 – Marambaia e CTR de Nova Iguaçu. ................................................ 141
Figura 5.8 - Valores de concentração de Nitrogênio Amoniacal para o período 2003/2005 – Marambaia e CTR de Nova Iguaçu. ................................................ 142
Figura 5.9 - Comparação entre as vazões acumuladas do percolado drenado na calibração, percolado monitorado e estimado pelo método do balanço hídrico (2003/2005). ......................................................................................................... 145
Figura 5.10 - Contraste na variação nas concentrações de NH4 simuladas e monitoradas. ......................................................................................................... 146
Figura 5.11 - Variação temporal das concentrações de NH4 simuladas e monitoradas. ......................................................................................................... 148
Figura 5.12 - Contraste na variação nas concentrações da DBO simuladas e monitoradas. ......................................................................................................... 149
Figura 5.13 - Variação temporal das concentrações da DBO simuladas e monitoradas. ......................................................................................................... 150
Figura 5.14 - Contraste na variação nas concentrações da DQO simuladas e monitoradas. ......................................................................................................... 151
Figura 5.15- Variação temporal das concentrações da DQO simuladas e monitotadas........................................................................................................... 151
Figura 5.16 - Evolução temporal das concentrações de NH4, DBO e DQO simuladas. ............................................................................................................. 153
xiv
LISTA DE TABELAS
CAPÍTULO 2 – RESÍDUOS SÓLIDOS
Tabela 2. 1 - Fontes dos íons encontrados na composição do percolado. ................ 9
Tabela 2. 2 - Composição gravimétrica dos resíduos de diversas regiões. ............ 11
Tabela 2. 3 - Concentração de diversos parâmetros do percolado em função da profundidade........................................................................................................... 12
Tabela 2. 4 - Valores de diversos parâmetros da composição do percolado relacionados com a idade do aterro. ....................................................................... 15
Tabela 2. 5 - Produtos finais do processo de degradação aeróbia dos RSU........... 16
Tabela 2. 6 - Taxa de biodegrabilidade DBO5/DQO.............................................. 23
Tabela 2. 7 - Formas da amônia de acordo com o pH do meio. ............................. 24
Tabela 2. 8 - Classificação dos compostos orgânicos quanto à biodegradacão. .... 27
Tabela 2. 9 - Principais mecanismos de atenuação de diversos poluentes. ............ 28
Tabela 2. 10 - Características do percolado gerado em aterros de diferentes regiões brasileiras................................................................................................................ 30
Tabela 2. 11- Variação da concentração das substâncias de percolados em diversas fases de decomposição. .......................................................................................... 31
Tabela 2. 12 - Padrões de lançamento estabelecidos pela portaria CONAMA Nº 357/2005. ................................................................................................................ 32
Tabela 2. 13 - Padrões de lançamento estabelecidos pela FEEMA/ NT-202......... 34
CAPÍTULO 3 – MÉTODOS EMPÍRICOS E MODELOS
Tabela 3. 1 - Correlação entre a precipitação e o percolado................................... 36
Tabela 3. 2 - Valores do coeficiente “K” para aplicação no Método Suíço. .......... 37
Tabela 3. 3 - Metodologia de cálculo para o Método do balanço hídrico. ............. 38
Tabela 3. 4 - Armazenamento de água no solo em função da evapotranspiração potencial acumulada Neg (I – ETp)........................................................................ 39
Tabela 3. 5 - Valores do coeficiente de escoamento superficial, C (runoff). ......... 41
Tabela 3. 6 - Exemplos de metodologias para quantificar a capacidade de infiltração................................................................................................................ 44
Tabela 3. 7 - Valores orientativos de “fc” ............................................................... 45
Tabela 3. 8 - Valores aproximados para “fo”.......................................................... 45
Tabela 3. 9 - Quantidade de água armazenada para vários tipos de solos.............. 52
Tabela 3. 10 - Influência da precipitação na produção de percolados.................... 54
Tabela 3. 11 - Valores médios mensais do armazenamento de água nos RSU (∆RSU) em células experimentais.......................................................................... 54
xv
Tabela 3. 12 - Métodos para determinação do coeficiente de permeabilidade....... 56
Tabela 3. 13 - Coeficientes de condutividade hidráulica para RSU de diversos estudos. ................................................................................................................... 58
Tabela 3. 14 - Valores típicos de teor de umidade de diversos componentes dos RSU. ....................................................................................................................... 59
Tabela 3. 15 - Valores de teor de umidade em diversas profundidades. ................ 60
Tabela 3. 16 - Valor médio de algumas características físicas, matéria orgânica e capacidade de campo “Cc”. .................................................................................... 63
Tabela 3. 17 - Capacidade de campo “Cc” em aterros de RSU.............................. 64
Tabela 3. 18 - Capacidade de campo no aterro da Muribeca. ................................ 65
Tabela 3. 19 - Teor de umidade dos RSU na capacidade de campo. ..................... 65
Tabela 3. 20 - Parâmetros medidos no RSU do aterro sanitário Santo André. ...... 66
Tabela 3. 21 - Valores dos parâmetros hidráulicos de RSU de diversos autores. .. 66
Tabela 3. 22 - Parâmetros utilizados no módulo hidrológico................................. 75
Tabela 3. 23 - Valores de parâmetros hidráulicos em RSU. .................................. 77
Tabela 3. 24 - Biodegrabilidade dos principais componentes dos resíduos adotada pelo MODUELO 2. ................................................................................................ 78
Tabela 3. 25 - Etapas de degradação no MODUELO 2 e seus respectivos parâmetros. ............................................................................................................. 81
Tabela 3. 26 - Valores de taxas de degradação de calibração utilizadas em outros modelos................................................................................................................... 81
Tabela 3. 27- Comparação entre os modelos utilizados para estimativa de percolados em aterros de RSU ............................................................................... 82
CAPÍTULO 4 – INVESTIGAÇÃO EXPERIMENTAL
Tabela 4. 1 – Plano de trabalho para a execução da pesquisa. ............................... 83
Tabela 4. 2 - Resíduos depositados na CTR em 2003 (toneladas). ........................ 86
Tabela 4. 3 – Caracterização dos solos amostrados – Lixão do Marambaia. ......... 88
Tabela 4. 4 – Análise Ganulométrica – Lixão do Marambaia................................ 89
Tabela 4. 5 - Caracterização do percolado gerado pelo Lixão do Marambaia. ...... 90
Tabela 4. 6 - Coeficientes de permeabilidade “kv” e “kh” (médio) do solo de cobertura diária – CTR Nova Iguaçu...................................................................... 96
Tabela 4. 7 - Coeficientes de permeabilidade nas camadas do aterro sanitário da CTR de Nova Iguaçu (Guelph)............................................................................... 98
Tabela 4. 8 – Normas técnicas utilizadas na caracterização de amostragem. ........ 99
Tabela 4. 9 - Granulometria e índices de Atterberg. .............................................. 99
Tabela 4. 10 - Capacidade de campo do solo de cobertura. ................................ 102
Tabela 4. 11 - Composição gravimétrica do bairro de Bangu - RJ. ..................... 103
xvi
Tabela 4. 12 – Indicadores sociais de Bangu e Nova Iguaçu. .............................. 104
Tabela 4. 13 - Composição gravimétrica para os resíduos depositados na CTR de Nova Iguaçu.......................................................................................................... 104
Tabela 4. 14 - Principais Resíduos de grandes geradores - Classe II A (2004 a 2005)..................................................................................................................... 105
Tabela 4. 15 - Quantidades de resíduos depositados no aterro da CTR de Nova Iguaçu. .................................................................................................................. 106
Tabela 4. 16 - Caracterização do percolado no ano de 2003............................... 107
Tabela 4. 17 - Caracterização do percolado no ano de 2004................................ 108
Tabela 4. 18 - Caracterização do percolado no ano de 2005................................ 108
Tabela 4. 19 – Localização da CTR e da estação pluviométrica de Anchieta...... 110
Tabela 4. 20 - Determinação do coeficiente de escoamento superficial. ............. 110
Tabela 4. 21 - Volume do percolado produzido estimado pelo método do Balanço Hídrico –2003. ...................................................................................................... 112
Tabela 4. 22 - Volume do percolado produzido estimado pelo método do Balanço Hídrico – 2004. ..................................................................................................... 113
Tabela 4. 23 - Volume do percolado produzido estimado pelo método do Balanço Hídrico – 2005. ..................................................................................................... 114
Tabela 4. 24 - Dados para o módulo de produção dos resíduos. .......................... 115
Tabela 4. 25 - Composição dos RSU da CTR de Nova Iguaçu conforme as categorias do MODUELO 2. ................................................................................ 116
Tabela 4. 26 - Parâmetros de projeto do sistema de drenagem de fundo do aterro, utilizados no submodelo morfológico do MODUELO 2. .................................... 120
Tabela 4. 27 - Características do sistema de drenagem, camadas intermediárias e resíduos, utilizados no submodelo morfológico do MODUELO 2. ..................... 120
Tabela 4. 28 - Valores paramétricos empregados na calibração do módulo hidrológico do aterro de Nova Iguaçu. ................................................................. 121
Tabela 4. 29 - Valores das taxas de degradação estabelecidas na calibração do módulo de degradação (2003/2005). .................................................................... 123
Tabela 4. 30 - Valores paramétricos empregados na análise de sensibilidade. .... 126
CAPÍTULO 5 – DISCUSSÃO DOS RESULTADOS
Tabela 5. 1 – Relação entre os valores máximos de precipitação, percolado total produzido e percolado drenado. ........................................................................... 144
Tabela 5. 2 – Pontos de melhor ajuste entre os valores de concentração simulados e monitorados de NH4.............................................................................................. 147
Tabela 5. 3 - Relação entre os resultados das concentrações de NH4 simuladas e medidas................................................................................................................. 147
xvii
Tabela 5. 4 – Pontos de melhor ajuste entre os valores de concentração simulados e monitorados de DBO. ........................................................................................... 149
Tabela 5. 5– Pontos de melhor ajuste entre os valores de concentração simulados e monitorados de DQO. ........................................................................................... 150
Tabela 5. 6 - Relação entre os resultados das concentrações de DBO, DQO e DBO/DQO simuladas e medidas.......................................................................... 152
Tabela 5. 7- Análise de sensibilidade S1 – aceleração nas taxas de hidrólise...... 154
Tabela 5. 8- Análise de sensibilidade S2 – redução nas taxas de hidrólise.......... 155
Tabela 5. 9 - Análise de sensibilidade S3 – aceleração na constante de acetogenêse........................................................................................................... 155
Tabela 5. 10 - Análise de sensibilidade S4 – redução na constante de acetogenêse............................................................................................................................... 156
Tabela 5. 11- Análise de sensibilidade S5 – aceleração na constante de metanogenêse acetofílica...................................................................................... 156
Tabela 5. 12 - Análise de sensibilidade S6 – redução na constante de metanogenêse acetofílica. ............................................................................................................ 157
Tabela 5. 13 - Análise de sensibilidade S7 – aceleração do fator de arraste. ....... 157
Tabela 5. 14- Análise de sensibilidade S8 – redução do fator de arraste. ............ 158
xviii
LISTA DE SIMBOLOS E ABREVIATURAS
ABNT Associação Brasileira de Normas Técnicas
AGV Ácidos graxos voláteis
As Armazenamento de água no solo
C Carbono
Cc Capacidade de campo
CO2 Dióxido de Carbono
COPPE Instituto Alberto Luiz Coimbra de Pos-Graduacao e Pesquisa de Engenharia
COMLURB Companhia de Limpeza Urbana do Município do Rio de Janeiro
CONAMA Conselho Nacional do Meio Ambiente
COT Carbono orgânico total
CTR Central de Tratamento de Resíduos
DBO Demanda bioquímica de oxigênio
DQO Demanda química de oxigênio
EMBRAPA Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária
EMLURB Empresa Municipal de Limpeza Urbana de Nova Iguaçu
ETE Eatação de Tratamento de Esgotos
USEPA Environmental Protection Agency of United States of America
far Fator de arraste
FEEMA Fundação Estadual de Engenharia do Meio Ambiente
IBGE Instituto Brasileiro de Geografia e Estatística
HELP Hydrologic Evaluation Landfill Performance
k Coeficiente de permeabilidade ou condutividade hidráulica
K Coeficiente de permeabilidade intrínseca
kv Coeficiente de permeabilidade ou condutividade hidráulica - vertical
kh Coeficiente de permeabilidade ou condutividade hidráulica - horizontal
khr Taxa de hidrólise – material biodegradável rapidamente
khl Taxa de hidrólise – material biodegradável lentamente
kA Constante de acetogênese
kAC Constante de metanogênese acetofílica
kH2 Constante de metanogênese hidrogenofílica
xix
KR0 Permeabilidade inicial dos resíduos
Ip Índice de plasticidade
MODUELO Software cedido pela Universidade de Cantábria
N Nitrogênio
NH3 Nitrogênio amoniacal (forma livre)
NH4 Nitrogênio amoniacal (ionizada)
NO2 Nitrito
NO3 Nitrato
NBR Norma Brasileira Registrada
OD Oxigênio dissolvido
pH Potencial hidrogeniônico
PROSAB Programa de Pesquisa em Saneamento Básico – Ministério da Ciência e Tecnologia.
RSU Resíduos Sólidos Urbanos
s Desvio padrão
s/X Coeficiente de variação
SST Sólidos solúveis totais
UFMG Universidade Federal de Minas Gerais
UFRJ Universidade Federal do Rio de Janeiro
USEPA United States Environmental Protection Agency
X Média
w Teor de umidade
wL Limite de liquidez
wP Limite de plasticidade
∆As Variação do armazenamento de água no solo
∆RSU Variação do armazenamento de água nos resíduos sólidos urbanos
1
CAPÍTULO 1 - INTRODUÇÃO
Os resíduos decorrentes da atividade de consumo devem ser depositados em aterros
adequados sanitariamente para este fim. Porém no Brasil e em outros países em
desenvolvimento, os resíduos acabam sendo lançados aleatoriamente sobre o solo
natural. Quando observadas as diversas estatísticas com relação à disposição dos
resíduos sólidos, depara-se com uma situação alarmante, visto que aproximadamente
75% das cidades brasileiras dispõem seus resíduos sólidos em lixões, em vez de aterros
sanitários. Esta situação traz diversos comprometimentos ao meio ambiente e à saúde da
população. Podem-se citar problemas como o surgimento de focos de vetores
transmissores de doenças, mau cheiro, possível contaminação do solo e corpos d’água.
Como agravante, deve ser mencionada a presença de catadores nestes locais colocando
em risco, não apenas a sua integridade física e saúde, mas também se submetendo a uma
condição de marginalidade social e econômica, que muitas vezes se confunde com o
próprio conceito de resíduos, situação esta que deve ser repudiada e melhor
administrada pelos governantes.
A questão dos resíduos sólidos no Brasil tem sido amplamente discutida na sociedade, a
partir de vários levantamentos da situação atual brasileira e perspectivas para o setor. De
uma forma geral este assunto permeou por várias áreas do conhecimento, desde o
saneamento básico, meio ambiente, inserção social e econômica dos processos de
triagem e reciclagem dos materiais e, mais recentemente, o aproveitamento energético
dos gases provenientes dos aterros sanitários.
A busca de soluções para a destinação final dos resíduos tem se constituído num grande
desafio, sobretudo no que concerne à poluição dos solos, do ar e dos recursos hídricos,
bem como na compreensão dos mecanismos de biodegradação da massa de resíduos e
sua influência no comportamento dos aterros.
A realização do monitoramento geotécnico e ambiental sistemático em aterros de
Resíduos Sólidos Urbanos (inclusive para aterros de pequeno porte), no decorrer de toda
sua vida útil, ou seja, até sua completa inertização, tem como propósito prevenir os
impactos que eventualmente possam causar danos ao meio ambiente. O controle
preventivo de situações, através do acompanhamento das análises qualitativa e
quantitativa dos efluentes líquidos e gasosos, do comportamento geotécnico e dos
2
indicadores de qualidade da água e solos localizados na área de influência direta do
aterro possibilita ações emergenciais, de médio ou longo prazo na recuperação do local
e seu entorno.
Constitui-se como objetivo deste trabalho a discussão das características dos efluentes
líquidos produzidos por dois aterros de RSU (Resíduos Sólidos Urbanos), situados na
mesma região e operados de forma diferente, da importância dos sistemas de cobertura e
do comportamento do fluxo hídrico através de métodos e modelos utilizados na
avaliação quantitativa dos efluentes produzidos por aterros de RSU. Esta abordagem
permite o desenvolvimento de técnicas mais eficientes no monitoramento dos efluentes
líquidos e gasosos e no tratamento da massa de resíduos, que sejam capazes de
promover um melhor aproveitamento das áreas disponíveis para destinação final dos
resíduos sólidos. A fase experimental desta pesquisa foi desenvolvida no aterro sanitário
da CTR de Nova Iguaçu e os demais dados utilizados para análises comparativas foram
extraídos de estudos anteriores realizados na área deste mesmo empreendimento e no
Lixão do Marambaia.
Esta dissertação está dividida em sete capítulos cujos conteúdos são sumarizados em
seguida:
No Capítulo 2 é procedida uma revisão bibliográfica de fundamentação teórica dos
principais tópicos referentes à classificação e composição dos resíduos, a caracterização
dos líquidos percolados e a legislação atualmente vigente no país.
A previsão da vazão dos percolados é um aspecto importante que tem por propósito o
controle preventivo de situações de risco à integridade física e ambiental do aterro,
fornecendo elementos para a avaliação do desempenho dos sistemas de cobertura, a
execução do projeto de drenagem do percolado e do sistema de tratamento de efluentes,
e viabilidade de cada aterro específico. No capítulo 3 é feita uma abordagem sobre os
principais métodos empíricos e modelos encontrados na literatura para estimativa da
produção de percolados em aterros sanitários.
O capítulo 4 apresenta a descrição dos principais aspectos referentes à localização das
áreas dos aterros selecionados e suas carcterísticas, os resultados experimentais relativos
ao solo do local e empregados no aterro, além da análise do percolado. Os valores de
parâmetros retirados da literatura técnica e de outras pesquisas similares foram
abordados como forma de complemento dos parâmetros utilizados nos dados de entrada
3
do software MODUELO 2, utilizado na estimativa de produção de percolados do aterro
sanitário da CTR de Nova Iguaçu.
Os resultados obtidos com a aplicação do Método do balanço hídrico, e na calibração e
simulação do modelo MODUELO 2 encontram-se expostos no capítulo 4.
A discussão dos valores obtidos no desenvolvimento da pesquisa, apresentada no
Capítulo 5, é divida em duas partes: na primeira parte é abordada a comparação entre os
parâmetros físico-químicos dos percolados gerados por ambos os aterros e na segunda
discutem-se os resultados obtidos na calibração e na análise de sensilbilidade do
programa MODUELO 2.
O Capítulo 6 apresenta os comentários finais com as conclusões e sugestões para futuras
pesquisas.
Para finalizar, no Capítulo 7 são relacionadas às referências bibliográficas que
forneceram subsídios para o desenvolvimento desta pesquisa. É importante destacar que
a realização deste trabalho permite o aprofundamento acerca do conhecimento referente
ao monitoramento ambiental de aterros de resíduos sólidos, que envolve a avaliação de
alterações do meio físico direto (lençol freático, águas superficiais, solos e atmosfera) e
antrópico.
4
CAPÍTULO 2 - RESÍDUOS SÓLIDOS
Resíduos sólidos ou semisólidos são aqueles que resultam da atividade da comunidade
de origem industrial, doméstica, hospitalar, comercial, agrícola, de serviços e de
varrição. Considera-se também resíduo sólido os lodos provenientes de sistemas de
tratamento de água, aqueles gerados em equipamentos e instalações de controle de
poluição, bem como determinados líquidos cujas particularidades tornam inviável o seu
lançamento na rede pública de esgotos ou corpos d’água ou exijam, para isso, soluções
técnicas e economicamente inviáveis, em face à melhor tecnologia disponível”, segundo
a norma brasileira (ABNT/NBR 10.004/2004).
A geração de resíduos sólidos vem apresentando números crescentes nas várias regiões
do país e traz consigo um grande desafio às autoridades municipais, desde a promoção
da coleta do resíduosgerado, até a determinação de áreas adequadas à disposição.
Os resíduos domiciliares e urbanos são dispostos de três maneiras, na forma de lixões,
aterros controlados e aterros sanitários. No primeiro caso, trata-se da simples descarga
de resíduossobre o solo a céu aberto. Como conseqüências, têm-se a proliferação de
vetores de doenças, geração de odores, e a poluição do solo, das águas subterrâneas e
superficiais pelo percolado, líquido de elevado potencial poluente.
O aterro controlado consiste no confinamento dos resíduos sólidos através da cobertura
com uma camada inerte, geralmente por solo com certa predominância de argila.
Embora minimize alguns dos impactos normalmente gerados pelos lixões, não apresenta
sistemas adequados de impermeabilização de base, o que compromete a qualidade das
águas subterrâneas e superficiais, já que não há nenhum tratamento do percolado ou
dispersão dos gases gerados pelos resíduos. A norma brasileira (ABNT/NBR
8849/1985) fixa as condições mínimas exigíveis para a apresentação de projetos de
aterros controlados de RSU.
De acordo com a norma da ABNT NBR 8419/1984, o aterro sanitário é considerado
como uma 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
5
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 for necessário.
Dentre os princípios de engenharia citados na norma NBR 8419/1984, ao se planejar e
operar um aterro sanitário, os seguintes elementos devem ser considerados: seleção da
área adequada, projeto do aterro, método de execução e operação, controle de águas
superficiais e drenagem de líquidos percolados, controle de gases, monitoramento da
qualidade ambiental e encerramento do aterro. A norma brasileira NBR13896/1997 fixa
as condições mínimas exigíveis para projeto, implantação e operação de aterros de
resíduos não perigosos, de forma a proteger adequadamente as coleções hídricas
superficiais e subterrâneas próximas, bem como os operadores destas instalações e
populações vizinhas. A Figura 2.1 ilustra a estrutura de um aterro sanitário para RSU,
sem a cobertura final e as setas indicam o fluxo do percolado gerado.
Fonte: Adaptado de http://howstuffworks.com/landfill.htm (2005)
Figura 2.1 - Estrutura de um aterro sanitário de RSU e o fluxo do percolado.
Em que: “A” é o lençol freático; “D” é o sistema de coleta dos percolados; “B”, “C”,
“E”; “F”, “G” e “H” compõem a camada de proteção impermeabilizante; “I” e “J” as
camadas de resíduos intercaladas pela cobertura diária e “K” o tratamento do percolado
(lagoa).
6
2.1. CLASSIFICAÇÃO DOS RESÍDUOS
De acordo com a definição da ABNT em sua norma NBR-10.004/2004, os resíduos
sólidos podem ser classificados em:
• Resíduos Classe I – Perigosos: são os chamados resíduos perigosos por
apresentarem periculosidade quanto à inflamabilidade, reatividade, toxidade,
patogenicidade ou corrosividade;
• Resíduos Classe II – Não Perigosos
a. Resíduos Classe II A – Não Inertes: são os resíduos que não se
enquadram nas classificações de resíduos classe I – Perigosos ou
resíduos de classe II B – Inertes. Podem ter propriedades tais como:
biodegradabilidade, combustibilidade ou solubilidade em água;
b. Resíduos Classe II B – Inertes: são os resíduos que quando amostrados
de uma forma representativa, submetidos a um contato dinâmico e
estático com água destilada ou deionizada, à temperatura ambiente, não
tiveram nenhum de seus constituintes solubilizados em concentrações
superiores aos padrões de potabilidade de água, excetuando-se aspectos
de cor, turbidez, dureza e sabor.
Outra forma de classificação dos resíduos é quanto à origem: domiciliar, público,
comercial, industrial, serviços de saúde e hospitalar, portos, aeroportos, terminais
ferroviários e rodoviários, industriais, agrícolas e de construção civil (entulhos).
Para este estudo, contaminantes e poluentes são termos sinônimos. São substâncias
geradas por resíduos resultantes de fontes de poluição, que têm como origem atividades
humanas, industriais e agrícolas, dispostos em lixões ou em aterros de RSU.
Estes contaminantes podem ser classificados em:
• Orgânicos são originados principalmente da decomposição de plantas e animais.
Matéria orgânica, potencialmente ativa, capaz de entrar em decomposição
(resíduos e esgotos domésticos, resíduos de podas e jardinagem, lodos de ETE,
excrementos humanos e animais).
• Inorgânicos são substâncias químicas minerais ou bioquímicas, relativamente
estáveis ou capazes de alterar as condições físico-químicas e biológicas do meio
(resíduos industriais de metalúrgicas, refinarias de petróleo, mineração,
7
coquerias). Apresentando-se no percolado como materiais suspensos ou
dissolvidos.
• Tóxicos são vários metais e compostos químicos despejados como subprodutos
de processos industriais. Cádmio, Mercúrio, Cromo, Ferro e Chumbo,
substâncias presentes nos produtos de limpeza domésticos, como alvejantes,
soda cáustica e pesticidas, além de herbicidas e inseticidas, e resíduos de
serviços de saúde. Além de substâncias químicas como os PCBs e o DDT que
são letais para alguns organismos e interferem nos processos biológicos normais
dos organismos.
2.2. O PERCOLADO
Os resíduos destinados aos aterros de RSU são constituídos por diversos tipos de
materiais que podem sofrer processos de transformações físico-químicas e biológicas e
da decomposição destes materiais resulta a produção do percolado.
O significado original da palavra chorume vem da agropecuária. Trata-se do líquido
resultante da lavagem de estábulos. É reconhecido pelos agropecuaristas como fonte
alternativa de adubo nitrogenado (SCHIMIDT et al. 2003).
Em aterros de RSU, o chorume é um líquido oriundo da decomposição da matéria
orgânica presente nos resíduos sólidos domésticos, gerado por ação de exoenzimas
produzidas por bactérias e outros microrganismos e das transformações químicas que
ocorrem na massa dos resíduos em decomposição. As enzimas1 solubilizam e quebram a
matéria orgânica em moléculas mais simples que podem ser assimiladas pelas células
dos microrganismos, principalmente as bactérias2.
Para FARQHUAR (1989A), o percolado é produzido no aterro quando a umidade
penetra nos resíduos, extraindo os contaminantes na fase líquida e produzindo um
conteúdo suficientemente alto para iniciar o fluxo do líquido.
1 Enzimas são estruturas protéicas responsáveis pela transformação/quebra de uma substância em outra (MONTEIRO,2003). 2 Bactérias são microorganismos unicelulares responsáveis pela decomposição e estabilização da matéria orgânica (JORDÃO e PESSOA,2005).
8
O líquido percolado, também chamado de lixiviado, compõe a fase líquida do aterro
sanitário. Este percolado é formado pela umidade inicial contida nos resíduos e por
fontes externas de água, tais como precipitação, águas subterrâneas, recirculação do
próprio percolado, adição de lodos provenientes de estações de tratamento de águas
residuárias e etc.
O percolado é um efluente de composição temporalmente e espacialmente variável e
depende das características físicas do local de disposição dos resíduos. O percolado é
gerado durante todo o ciclo de vida do aterro, durante longos períodos, devendo ser
monitorado e encaminhado para tratamento por longo período após o fechamento do
aterro.
O efluente bruto lançado em corpos hídricos resulta na poluição das águas, causando a
redução na concentração de oxigênio dissolvido. A desoxigenização pode ocorrer
devido à presença de redutores químicos (sulfetos, sais ferrosos, sais estanosos, anidro
sulforoso e seus compostos) ou pela decomposição biológica da matéria orgânica
presente no percolado. A redução de oxigênio dissolvido na água provoca desequilíbrios
ecológicos, podendo resultar prejuízos à biota e o incremento nas concentrações de
nutrientes, podendo desencadear a eutrofização3.
A composição do percolado é variável, está condicionada a uma série de fatores.
Depende dos tipos de resíduos que são depositados no terreno, operação do aterro e
condições climáticas. A variabilidade da composição dos resíduos aterrados pode
produzir percolados com elevados teores de metais tóxicos, xenobióticos (substâncias
químicas produzidas pelas atividades humanas) e microorganismos perigosos à saúde.
Tendo em vista a grande carga poluidora do efluente líquído, o monitoramento da
qualidade e quantidade do percolado produzido tem como propósito o controle
preventivo de situações que eventualmente possam causar danos ao meio ambiente ou à
população do entorno, através da coleta de dados, que possibilitem ações emergenciais,
de médio e longo prazo, para recuperação do local e de seu entorno.
A Tabela 2.1 relaciona a presença de íons na composição de percolados e suas possíveis
fontes.
3 Eutrofização - Enriquecimento das águas superficiais por nutrientes, em particular os nitrogenados e fosforados, que levam a um grande crescimento de algas e outras espécies vegetais aquáticas. A morte e apodrecimento desta flora aquática provocam um grande consumo do oxigênio dissolvido no corpo de água.
9
Tabela 2. 1 - Fontes dos íons encontrados na composição do percolado.
Íons Fontes
Na+, K+, Ca2+, Mg2+ Material orgânico, entulho de construção e cascas de ovos.
PO4-3, NO-
3, CO3-2 Material orgânico.
Cu2+, Fe2+, Sn2+ Material eletrônico, latas e tampas de garrafas.
Hg2+, Mn2+ Pilhas comuns e alcalinas, e lâmpadas fluorescentes.
Ni2+, Cd2+, Pb2+ Baterias recarregáveis (celular, telefone sem fio e automóveis).
Al3+, Latas descartáveis, utensílios domésticos, cosméticos e embalagens laminadas em geral.
Cl-, Br-, Ag+ Tubos de PVC, negativos de filmes e raio X.
As3+, Sb3+, Cr3+ Embalagens de tintas, vernizes e solventes orgânicos.
Fonte: SEGATO e SILVA, 2000.
2.3. FATORES QUE INFLUENCIAM NA FORMAÇÃO DO PERCOLADO
Além das variações temporais das características físicas, químicas e biológicas dos
líquidos percolados relacionadas às fases de degradação e a fatores como a composição
dos resíduos, presença de oxigênio, idade do aterro, operação do aterro também
influenciam a composição do percolado. Também podem ocorrer variações entre uma
época do ano e outra, em função das mudanças climáticas, sendo observadas menores
concentrações dos parâmetros monitorados nas estações chuvosas (KJELDSEN et al.,
2002).
2.3.1. Composição dos resíduos
Os RSU são constituídos basicamente por matéria orgânica putrescível, papel/papelão,
podas de árvores e gramados, vidros, plásticos, materiais metálicos ferrosos e não
ferrosos, ossos e alguns materiais inertes. A composição física dos resíduos sólidos, os
tipos de materiais que os constituem, sua heterogeneidade e as proporções de diferentes
compostos e elementos químicos, depende basicamente das condições de geração, do
modo de coleta, da construção e a operação do aterro.
10
As características dos resíduos podem variar também em função de aspectos sociais,
econômicos, culturais, geográficos e climáticos, ou seja, os mesmos fatores que também
diferenciam as comunidades entre si e as próprias cidades.
Os resíduos sólidos orgânicos depositados em aterros de RSU possibilitam a geração de
um percolado de elevada matéria orgânica e de concentrações baixas de determinados
metais pesados (Cd, Co, Cr, Cu, Fe, Mn, Ni, Pb, Zn ).
Conforme CANTANHEDE & FERREIRA (1989), a codisposição de resíduos
industriais perigosos com lixo doméstico em aterros sanitários, fundamenta-se no fato
de que muitos resíduos perigosos poderão ser diluídos e dispersos na massa total do
aterro. Adicionalmente, espera-se que o percolado não sofra alterações significativas em
qualidade e quantidade devido à adição e mistura de resíduos industriais perigosos (DE
DEUS, 1996).
A fração orgânica constitui a maior parcela dos RSU gerados pelos municípios
brasileiros. A composição média dos resíduos apresentada em CASTILHOS et al.
(2003), a partir de resultados de análises em diversas cidades brasileiras, indica que a
matéria orgânica e agregado fino correspondem a aproximadamente 59% do total dos
resíduos com um teor de umidade de 65%.
A Tabela 2.2 expressa a variação das composições dos resíduos em alguns países e de
algumas capitais no Brasil, deduzindo-se que a participação da matéria orgânica tende a
se reduzir nos países mais desenvolvidos ou industrializados, provavelmente em razão
da grande incidência de alimentos semipreparados disponíveis no mercado consumidor.
11
Tabela 2. 2 - Composição gravimétrica dos resíduos de diversas regiões.
Composição gravimétrica (%)
Local Metal Papel Plástico Couro, galhos e
borrachas Têxteis
Matéria orgânica
Vidros Outros
Rio de Janeiro
Brasil (*) 1,7 13,5 15,3 1,5 1,6 60,7 3,2 2,5
B. Horizonte Brasil
3,0 10,0 11,0 2,5 0,5 67,0 3,0 4,0
Salvador Brasil
2,4 10,5 15,0 2,6 1,0 60,0 2,0 6,5
Brasília Brasil
3,0 20,0 15,0 1,5 1,0 49,0 2,0 8,5
Dona Juana Colômbia
3,4 13,6 10,3 6,5 2,5 49,5 2,5 11,7
Bangkok Tailândia
1,0 25,0 - 7,0 3,0 44,0 1,0 19,0
Cochabamba Bolívia
1,0 2,0 3,0 1,0 - 71,0 1,0 21,0
Nova York
USA 5,0 22,0 - 3,0 - 20,0 6,0 44,0
Genebra Suiça
2,5 31,0 9,5 4,0 5,0 28,0 9,0 11,0
Fonte: MANASSERO et al. Modificado, (1996) apud BORGATTO (2006); (*)
COMLURB, 2005.
2.3.2. Altura do aterro
A espessura da massa de resíduos aterrada é importante na qualidade do percolado. À
medida que a água percola através da massa de resíduos carrea partículas de diversas
substâncias, o que tende a aumentar a concentração de diversos parâmetros nos pontos
mais profundos (McBEAN et al, 1995).
OLIVEIRA e JUCÁ (2004) apresentaram, conforme a Tabela 2.3, a variação na
concentração de diversas substâncias do percolado produzido pelo Aterro da Muribeca.
12
Tabela 2. 3 - Concentração de diversos parâmetros do percolado em função da
profundidade.
Resultado em função da profundidade Parâmetros
de 1 a 3 m > 3m
pH 7 – 8,3 7 – 8,3
Alcalinidade (mg/L de CaCO3) 2220 - 5600 4750 - 12480
Cloretos (mg/L Cl) 580 - 1700 1500 – 4800
DQO (mg/L) 500 - 4000 3000 - 16000
DBO (mg/L) 200 - 2170 1750 – 6000
Sódio * 420 - 1500 1000 – 3000
Cálcio* 20 -105 30 - 1700
Alumínio* 24 - 500 50 - 1800
Ferro* 15 - 220 30 - 770
Cobre* 0,2 – 2,9 0,2 – 4,4
Cromo* <0,01 – 3,5 <0,01 – 6,9
Chumbo* <0,01 – 1,5 <0,01 – 1,8
* valor expresso mg/L do elemento.
Fonte: OLIVEIRA e JUCÁ (2004).
2.3.3. Presença de oxigênio
A quantidade de oxigênio livre determina a fase da decomposição do aterro (aeróbia ou
anaeróbia). A fase aeróbia ocorre no início da disposição dos resíduos, enquanto o
oxigênio encontra-se disponível. Durante a decomposição aeróbia, os microrganismos
degradam a matéria orgânica transformando-a em CO2 (dióxido de carbono) e H2O
(água), e resíduos orgânicos mais simples, liberando calor. Altas concentrações de
ácidos orgânicos, amônia, hidrogênio, dióxido de carbono, metano e água são
produzidos durante o processo de degradação anaeróbio (McBEAN et al., 1995).
O percolado produzido no início da disposição dos resíduos, fase em que se encontra O2
disponível, apresenta valores altos de DBO e DQO, e elevadas concentrações de sais
dissolvidos. Há uma tendência à solubilização dos metais pesados, ou seja, os metais são
transferidos da fração sólida para o percolado.
Na ausência de oxigênio, ou seja, (fase anaeróbia) o pH do percolado sobe a valores
mais neutros, na faixa de 6,8 a 8 e os valores nas concentrações de DBO e DQO e
metais pesados se reduzem.
13
JUNQUEIRA (2000) observou em seus estudos o aumento das taxas de infiltração e da
temperatura, este incremento pode estar associado ao fato de que a infiltração de águas
de chuva nos resíduos aumenta a quantidade de oxigênio disponível dentro da massa,
possibilitando um incremento nas atividades de algumas bactérias aeróbias ainda
existentes na massa de resíduos. O oxigênio está presente nas águas precipitadas numa
quantia de 7mg/L a 14mg/L.
2.3.4. Temperatura
A temperatura é um parâmetro físico de grande importância, interfere nos processos
biológicos, reações químicas e bioquímicas.
Variações de temperatura podem ter grande influência no transporte dos contaminates,
promovendo alteração da permeabilidade, da velocidade dos processos de transferência
e da solubilidade de substâncias, além de propiciar a ocorrência de reações que não se
processam a temperatura ambiente. A solubilidade dos gases decresce e a dos sais
minerais cresce com o aumento da temperatura.
Temperaturas altas diminuem a concentração de oxigênio dissolvido e interferem na
velocidade de degradação, elevando a atividade dos microorganismos. Temperaturas
baixas (menores que 30ºC) retardam o processo de disgestão.
Em pequenas profundidades e próximo da camada de cobertura final, a temperatura dos
RSU varia em função das mudanças sazonais (SILVA, 2005). Temperaturas
continuamente mais elevadas são observadas em profundidades maiores e em locais
onde há umidade disponível. Os estudos de WARITH (2002) demonstraram que em
aterros profundos, que possuam fluxo de água moderado, temperaturas de 30 a 40ºC são
esperadas, mesmo em climas temperados.
MARIANO e JUCÁ (1998) relatam que no aterro da Muribeca em Recife, a partir de 5
m, a temperatura no interior do aterro não é aparentemente afetada pelas variações da
temperatura ambiente, de 5 a 10 m de profundidade a temperatura varia entre 30º a 60º e
a partir de 10 m tende a estabilizar.
Na fase inicial de disposição a temperatura do aterro sobe acima daquela encontrada no
ambiente. O pouco percolado produzido apresenta concentrações elevadas de sais
altamente solúveis (cloretos e sulfatos). Alguns sais contendo metais são formados pela
elevação da temperatura, porque muitos íons são solúveis em água com temperatura
14
elevada. Entretanto, certos compostos presentes nos percolados (sulfato de cálcio)
diminuem a solubilidade com o aumento da temperatura.
A temperatura é um fator de grande importância na digestão anaeróbia, afeta os
processos biológicos e bioquímicos de diversas maneiras. Pode-se citar dentre seus
principais efeitos, as alterações da velocidade no metabolismo das bactérias, o equilíbrio
iônico e a solubilidade dos substratos (PAES, 2003).
A atividade enzimática das bactérias depende estreitamente da temperatura, alterações
bruscas de temperatura causam desequilíbrio nas culturas envolvidas, principalmente
nas bactérias formadoras de metano. Em torno de 10oC essa atividade é muito reduzida
e, acima de 65oC, as enzimas são destruídas pelo calor (CASTILHOS et al.,2003).
2.3.5. Idade do Aterro
A qualidade do percolado é bastante influenciada pela idade do aterro, sendo seu
potencial poluidor inversamente proporcional ao tempo de aterramento. A qualidade das
substâncias químicas nos resíduos é finita e a qualidade do percolado alcança um limite
de diversidades de seus componentes depois de aproximadamente dois a três anos,
seguindo um gradual declínio nos anos seguintes, (McBEAN et al., 1995).
A redução nos valores da concentração de DBO e DQO ocorre com o passar do tempo.
O decréscimo na concentração da DBO pode ser atribuído à combinação da redução dos
contaminantes orgânicos disponíveis à lixiviação e a queda na biodegradação dos
compostos orgânicos. Geralmente, percolados de aterros novos tem valores altos de
DBO e DQO, que diminuem e estabilizam-se depois de aproximadamente 10 anos
(AKYUREK, 1995).
As substâncias contaminantes não atingem os seus picos de concentração ao mesmo
tempo. A maioria dos compostos orgânicos tem sua degradação mais rápida que os
inorgânicos ou os orgânicos recalcitrantes (DE WALLE, 1977).
A relação DBO/DQO, também é influenciada pela idade do aterro, possibilitando a
interpretação sobre a fase de degradação e a idade dos aterros. Percolados de aterros
jovens contêm alta carga orgânica e valores altos de DQO, com biodegradabilidade
média. Percolados de aterros estabilizados possuem baixa carga orgânica e DQO
menores a 2000 mg/L, biodegradabilidade muito fraca (FERNÁNDEZ-VIÑA -2000).
Percolados gerados por aterros velhos apresentam recalcitrância, que indica a presença
15
de compostos de difícil degradação. A Tabela 2.4 apresenta as amplitudes usualmente
encontradas na variação de valores de alguns parâmetros da composição do percolado
relacionado com a idade do aterro.
Tabela 2. 4 - Valores de diversos parâmetros da composição do percolado relacionados
com a idade do aterro.
Parâmetro Aterro jovem
(menos de 2 anos)
Aterro Antigo
(mais de 10 anos)
pH 4,5 – 7,5 6,6 – 7,5
DBO5 2000 - 30000 100 - 200
DQO 3000 - 60000 100 - 500
COT 1500 - 20000 80 - 160
NH4 10 - 800 20 - 40
P total 4 – 100 5 - 10
Fe 50 - 1200 20 - 200
Sólidos suspensos totais 200 - 2000 100 - 400
Fonte: TCHOBANOGLOUS et al., 1993 – modificado.
2.3.6. Fases de decomposição
A decomposição dos resíduos sólidos depositados se realiza pela combinação de
processos físicos e bioquímicos. Os processos de biodegradação são gerados em duas
fases: Aeróbia e anaeróbia.
2.3.6.1. Fase Aeróbia
Logo após a cobertura dos resíduos em um aterro sanitário, ainda há a presença de ar
(oxigênio) aprisionado no interior da célula confinada. Os microrganismos aeróbios,
fungos e bactérias fotossintéticas dão início à primeira das fases do processo de
decomposição dos resíduos sólidos urbanos. Observam-se condições adequadas de
crescimento de microrganismos aeróbios, ou seja, aqueles que utilizam oxigênio na
decomposição da matéria orgânica (Fase I da figura 2.3).
A decomposição aeróbia dura aproximadamente um mês, consumindo rapidamente a
quantidade limitada de oxigênio presente. Os percolados produzidos nessa fase
apresentarão elevadas concentrações de sais de alta solubilidade.
16
Nessa fase dá-se grande formação de gás carbônico (CO2) e hidrogênio, particularmente
se a umidade no interior da massa de resíduos sólidos urbanos for baixa LO et al.
(1997). Os produtos finais do processo aeróbio estão apresentados na Tabela 2.5.
Tabela 2. 5 - Produtos finais do processo de degradação aeróbia dos RSU.
Elementos constituintes da matéria orgânica Produtos finais do processo de degradação aeróbia
H Água H2O
C Gás carbônico CO2, bicarbonatos e carbonatos
N Nitratos NO3
P Fosfato PO4
S Sulfatos SO4
Metais Seus hidróxidos ou carbonatos
Fonte: CASTILHOS JR. et al, (2003).
2.3.6.2. Fase Anaeróbia
Esta segunda fase é subdividida em quatro estágios: hidrólise; acidogênica; acetogênica
e, por último, a metanogênica. Essa divisão do processo de digestão anaeróbia em fases
facilita bastante o entendimento dos fenômenos de estabilização biológica dos resíduos
sólidos urbanos, seus impactos sobre a composição dos percolados e das emissões
gasosas. Na prática, durante a vida de um aterro, essas fases não são tão bem distintas.
Isto ocorre na medida em que sempre há o aterramento de resíduos sólidos novos,
causando grande variabilidade na idade do material disposto, não sendo difícil encontrar
as três fases ocorrendo simultaneamente em um único aterro.
• Fase Hidrólise
Trata-se do início do processo de decomposição anaeróbia, conforme demonstrado na
Figura 2.2. Com a diminuição da quantidade de oxigênio, começam a predominar
microrganismos anaeróbios facultativos, ou seja, aqueles que preferencialmente não
usam oxigênio na decomposição da matéria orgânica. Essas bactérias convertem o
material orgânico particulado, como a celulose e outros materiais putrescíveis, em
compostos dissolvidos.
17
A presença de água é importante para o primeiro passo da degradação anaeróbia
(hidrólise), promovendo a diluição de agentes inibidores e facilitando a distribuição de
microrganismos e nutrientes na massa de RSU (CHRISTENSEN E KJELDSEN, 1989).
• Fase Acidogênica
A formação de bactérias acidogênicas e o rápido consumo de substratos e nutrientes são
as principais características desta fase. No interior das células bacterianas, substratos
são metabolizados, em função do equipamento enzimático da célula, em ácidos
orgânicos, cetonas, álcoois, NH3, H2 e CO2. É a fase de acidificação.
Microbiologicamente verifica-se que as bactérias não conseguem sobreviver somente da
fase de hidrólise, visto que tudo acontece no exterior da célula. São, portanto, as
mesmas bactérias que realizam as duas fases, agrupadas por esta razão em uma só fase.
Essas bactérias são anaeróbias estritas ou facultativas, porém em sua maioria são
anaeróbias estritas. Essa segunda fase se caracteriza, portanto, por ser um processo
bioquímico pelo quais as bactérias obtêm energia pela transformação da matéria
orgânica hidrolisada, sem ocorrer nenhuma estabilização da matéria orgânica. Durante
essa fase, que pode durar alguns anos, são produzidas quantidades consideráveis de
compostos orgânicos simples e de alta solubilidade, principalmente ácidos graxos
voláteis.
• Fase Acetogênica
Nesta fase, dentre os principais ácidos graxos produzidos, encontra-se o ácido acético e
também quantidades grandes de nitrogênio amoniacal. Esses ácidos se misturam com o
líquido que percola pela massa de resíduo sólido, fazendo com que seu pH caia para
valores entre 4 e 6. O caráter ácido dessa mistura ajuda na solubilização de materiais
inorgânicos, podendo apresentar altas concentrações de ferro, manganês, zinco, cálcio e
magnésio. Os valores baixos de pH favorecem, também, o aparecimento de maus
odores, com a liberação de gás sulfídrico (H2S), amônia (NH3) e outros gases
causadores de maus odores (LIMA, 1995). Os percolados produzidos nessa fase
apresentam grande quantidade de matéria orgânica com valores elevados nas
concentrações de DBO e DQO.
18
• Fase Metanogênica
A transição da fase de formação ácida para a fase de fermentação metanogênica ocorre
de 4 a 10 anos depois da disposição dos resíduos. O metabolismo metanogênico é
relativamente lento, alonga-se por períodos de várias décadas.
Os compostos orgânicos simples formados na fase acetogênica são consumidos por
bactérias estritamente anaeróbias, denominadas bactérias metanogênicas, que dão
origem ao metano (CH4) e ao gás carbônico (CO2). Essas bactérias metanogênicas
desenvolvem-se preferencialmente em valores de pH próximos do neutro (pH = 7,0),
entre 6,6 e 7,3. Com o consumo dos ácidos voláteis simples produzidos na fase anterior,
o valor do pH, que era ácido, começa a subir, favorecendo o aparecimento desse tipo de
bactéria; porém, esta é bastante sensível.
As condições de redução irão influenciar a solubilidade dos compostos inorgânicos,
resultando na precipitação ou dissolução desses componentes. Sulfatos e nitratos são
reduzidos para sulfitos e amônia, as concentrações de DBO e DQO decrescem na
medida em que muitos desses materiais são convertidos em gás. Os metais pesados são
removidos por complexação e precipitação.
Uma vez estabelecido o equilíbrio no pH, qualquer acúmulo de ácido pode provocar
queda na quantidade de bactérias metanogênicas, prejudicando o processo de
decomposição dessa fase.
Em temperaturas biologicamente altas, as reações processam-se aceleradamente. A
umidade também interfere neste processo, pois além de suprir as necessidades dos
microrganismos através da mobilização dos nutrientes e substratos, possibilita o
transporte de enzimas e outros produtos microbianos por todo o sistema. Estes fatores
não devem ser analisados isoladamente, deve-se considerar a associação com
parâmetros como o pH, a compactação e a composição dos resíduos. Os metais pesados,
dependendo da concentração encontrada, poderão inibir o processo metanogênico.
19
Figura 2.2- Fluxograma do processo de decomposição anaeróbia nos RSU
(CASTILHOS JR. et al, 2003).
Na Figura 2.3 pode-se verificar a variação das concentrações de diversos componentes
do percolado e do gás na evolução da degradação dos resíduos. Sendo a Fase I: aeróbia;
a Fase II: ácidogênica; a Fase III: Metanogênica; a Fase IV: Estabilização da fase
metanogênica, em que os nutrientes e substratos disponíveis tornam-se limitados e a
atividade biológica é reduzida e a Fase V: Estágio final de estabilização, a produção do
gás diminui e o percolado encontra-se com concentrações mais baixas.
20
Figura 2.3 - Evolução ao longo do tempo da composição do percolado e gás em aterros
de RSU (Christensen & Kjeldsen, 1989, apud STEGMANN e HEYER, 2006).
FASES
Composição do Gás, % vol
Concentrações no percolado
21
2.4. CARACTERIZAÇÃO DO PERCOLADO
O percolado gerado em aterro de RSU é um resíduo líquido de elevada carga orgânica e
forte coloração, produzido pela decomposição química e microbiológica dos resíduos
sólidos depositados em um aterro. A sua composição química apresenta grande
variabilidade, além de depender da natureza dos resíduos depositados, da forma de
disposição, manejo e da idade do aterro, é extremamente influenciada por fatores
climáticos.
De maneira geral, o percolado pode ser considerado como uma matriz de extrema
complexidade, composta por: matéria orgânica dissolvida (formada principalmente por
metano, ácidos graxos voláteis, compostos húmicos e fúlvicos), compostos orgânicos
xenobióticos (representados por hidrocarbonetos aromáticos, compostos de natureza
fenólica e compostos organoclorados alifáticos), macrocomponentes inorgânicos (dentre
os quais se destacam Ca, Mg, Na, K, NH4+, Fe, Mn, Cl, SO42- e HCO3-) e metais
potencialmente tóxicos (Cd, Cr, Cu, Pb, Ni e Zn).
Deve-se ainda ressaltar, que um mesmo aterro, a existência de resíduos velhos e
resíduos recém dispostos. Toda esta heterogeneidade torna complexa a caracterização
do efluente gerado pelos aterros de RSU. A Figura 2.4 ilustra a variação da
concentração do percolado em função do tempo.
Figura 2.4 - Concentração dos percolados em relação ao tempo (Farquhar, 1988), apud
SEGATO (2000).
22
A composição química do percolado variará enquanto a massa de resíduos atravessa as
diversas fases de decomposição. As características químicas deste efluente também
serão influenciadas pela decomposição biológica de materiais orgânicos biodegradáveis,
processos de oxidação química e a dissolução de materiais orgânicos e inorgânicos
presentes nos resíduos.
Diversos parâmetros são habitualmente estudados na caracterização do percolado.
SISINNO (1995) verificou na literatura, que se ressaltam principalmente a avaliação da
DBO, DQO, matéria orgânica, condutividade, pH, dureza, nitrogênio (total, orgânico e
inorgânico), sulfato, cloreto, sólidos (totais, dissolvidos e em suspensão), fósforo,
cálcio, magnésio, sódio, potássio e metais pesados.
• DBO (Demanda Bioquímica de Oxigênio)
A DBO pode ser definida como a quantidade de oxigênio requerida para a estabilização
da matéria orgânica, através de processos bioquímicos, a matéria orgânica carbonácea.
É uma indicação indireta do carbono orgânico biodegradável.
Observando-se as Tabelas 2.9 e 2.10 verifica-se que a DBO dos percolados de aterros de
RSU apresenta valores elevados, que colaboram para acelaração do processo de redução
de O2 na massa de resíduos.
• DQO (Demanda Química de Oxigênio)
A DQO mede o consumo de oxigênio ocorrido durante a oxidação química da matéria
orgânica, obtida através de um forte oxidante (dicromato de potássio) em meio ácido. É,
portanto, uma indicação indireta do teor de matéria orgânica.
A relação DBO5/DQO denota a biodegradabilidade do percolado. A idade do aterro
também varia a relação DBO5/DQO, propiciando uma idéia sobre o estado de
degradação dos percolados e a idade dos aterros (FERNÁNDEZ-VIÑA - 2000).
Na Tabela 2.6 estão correlacionadas à idade do aterro e sua biodegrabilidade.
23
Tabela 2. 6 - Taxa de biodegrabilidade DBO5/DQO.
Relação DBO5/DQO
0,5 a 0,6 Percolado biodegradável
Aterros jovens
≈ 0,1 Percolado pouco biodegradável
Aterros estabilizados
Fonte: FERNÁNDEZ-VIÑA (2000)
• pH (Potencial Hidrogeniônico)
O potencial hidrogeniônico que representa a concentração de íons de hidrogênio H+
(em escala anti-logarítma), indicando a condição de acidez, neutralidade ou
alcalinidade. Os valores de pH apresentam-se na faixa de 0 a 14.
O processo de biodegradação pode ser acompanhado pelas variações dos valores do pH.
Ao chegar ao aterro, os resíduos passam por um processo de decomposição assistido por
bactérias acetogênicas, o que dá um caráter ácido ao percolado, apresentando um pH
baixo. O ácido é um composto hidrogenado que, em estado líquido ou dissolvido, se
comporta como um eletrólito. No início de um processo de biodegradação, o alto teor de
matéria orgânica junto a uma população composta por bactérias acetogênicas, faz com
que a matéria orgânica seja fracionada e ocorra a produção de ácidos voláteis, o que
resulta em um aumento da acidez do meio e na redução do pH.
Depois de algum tempo, com a redução da concentração de O2 no meio, inicia-se a
atividade das bactérias metanogênicas que transformam os ácidos em CH4, o que eleva
o pH do meio. O percolado passa a apresentar características básicas, pH acima do
neutro, contendo espécies mais recalcitrantes do que as produzidas nas fases
preliminares de decomposição. Quando as populações estão balanceadas, o pH se
estabiliza em valores próximos a 7, desde que não ocorram grandes mudanças externas,
nas condições de operação do aterro ou nas condições climáticas (NOGUEIRA, 1986).
O pH dos percolados gerados em aterros sanitários é controlado pela presença de
metabólitos da fermentação dos resíduos orgânicos ou pela solubilização das espécies
químicas a partir dos resíduos não orgânicos.
24
Os percolados de caráter ácido ajudam na solubilização de materiais inorgânicos,
podendo apresentar altas concentrações de ferro, manganês, zinco, cálcio e magnésio.
Os valores baixos de pH favorecem, também, o aparecimento de maus odores, com a
liberação de gás sulfídrico (H2S), amônia (NH3) e outros gases causadores de maus
odores (LIMA, 1995). Os percolados produzidos nessa fase apresentam grande
quantidade de matéria orgânica.
Estando o pH próximo do neutro, reduz-se a solubilização de compostos inorgânicos,
diminuindo a condutividade dos lixiviados, grandeza que caracteriza a capacidade do
líquido de conduzir corrente elétrica (D’ALMEIDA et al., 2000).
Valores de pH acima de 7 correspondem a um percolado produzido por resíduos velhos.
• Nitrogênio
Os compostos de nitrogênio são de grande interesse para a engenharia ambiental, devido
à sua importância na atmosfera e nos processos biológicos dos seres vivos. Dentro do
ciclo do Nitrogênio na biosfera, este se alterna entre várias formas e estados de
oxidação. No meio aquático, o nitrogênio pode ser encontrado nas seguintes formas:
nitrogênio molecular (N2), escapando para a atmosfera; nitrogênio orgânico (dissolvido
e em suspensão); amônia (forma livre NH3 e ionizada NH4), nitrito (NO2-) e nitrato
(NO3-) (SPERLING, 1996).
A amônia pode ocorrer na forma livre, que é o nitrogênio amoniacal NH3, dependendo
do pH do meio. É utilizada pelas bactérias heterotróficas e autotróficas no processo de
anabolismo e, para que seja absorvida pelos microrganismos, deve apresentar-se numa
forma assimilável pelos mesmos, como amônia e nitrato (SPERLING, 1996). Na
Tabela. 2.7 são apresentados os valores de pH do meio e as formas de variação da
amônia.
Tabela 2. 7 - Formas da amônia de acordo com o pH do meio.
pH Formas da amônia
< 8 Praticamente toda a amônia na forma de NH4
8 - 11 Aproximadamente 50 % NH3 e 50 % NH4
> 11 Praticamente toda a amônia na forma de NH3
Fonte: RODRIGUES (2004).
25
A relação entre a amônia e o nitrato é de suma importância, pois é um indicativo das
condições em que se encontra o aterro (fase aeróbia ou anaeróbia). Em condições
aeróbias, a amônia é oxidada para nitrito e em seguida para nitrato. No caso de
prevalecerem as condições anaeróbias, o nitrato é reduzido a nitrito e posteriormente a
gás carbônico.
A matéria nitrogenada orgânica rapidamente biodegradável encontra-se na forma
solúvel, e é convertida pelas bactérias heterotróficas em amônia, através do processo de
amonificacão e a matéria nitrogenada orgânica lentamente biodegradável encontra-se na
forma particulada, sendo convertida à forma solúvel (rapidamente biodegradável)
através da hidrólise (SPERLING, 1996).
A amônia derivada da proteína e da matéria orgânica é liberada dos resíduos
principalmente pela decomposição das proteínas. O único mecanismo pelo qual a
concentração da amônia pode decrescer durante a decomposição dos resíduos é pela
lixiviação, não existindo outro mecanismo para sua degradação em condições
metanogênicas. Por esta razão, diversos pesquisadores identificam a amônia como o
mais importante componente em aterros mais velhos (KJELDSEN et al., 2002).
• Sólidos em suspensão totais (SST)
Os sólidos totais em suspensão são divididos em duas categorias cujos em função da
metodologia analítica empregada para a sua determinação. Os sólidos em suspensão
voláteis (SSV) estão associados ao material particulado de origem orgânica (volatilizam
a 500 - 550ºC). Os sólidos em suspensão fixos (SSF) estão associados ao material
particulado inorgânico (resíduo da calcinação a 500 - 550ºC). Logo, os sólidos em
suspensão totais (SST) são: SST= SSV+ SSF.
As partículas sólidas presentes no percolado são constituídas não só por frações de
matéria orgânica como por partículas de materiais inertes não dissolvidos e carreados
pelo percolado.
O percolado geralmente possui altos níveis de sólidos totais dissolvidos (cloretos,
sulfatos, sódio), sendo que partículas destas substâncias são carreadas pelo percolado.
Observando-se que as concentrações mais elevadas ocorrem em períodos de baixa
pluviosidade.
26
2.4.1. Componentes orgânicos
Os principais elementos presentes na matéria orgânica são carbono, hidrogênio e
oxigênio. Dependendo da origem, é possível encontrar-se outros elementos como
nitrogênio, fósforo, enxofre, ferro e outros elementos em menor proporção. Os
principais compostos orgânicos presentes nos percolados são as proteínas, carboidratos,
lipídios e ainda fenóis, pesticidas, matéria graxa e surfactantes.
A matéria orgânica presente no percolado tem importância na complexação e transporte
de metais pesados e na retenção de alguns contaminantes orgânicos (LEITE et al. 2004).
Os compostos orgânicos voláteis (VOC’s) são geralmente encontrados em grandes
escalas nos aterros de RSU. Estes compostos são produzidos durante a decomposição de
lipídeos, proteínas e carboidratos. Hidrocarbonetos aromáticos, incluindo benzenos,
vários xilenos e toluenos, também são encontrados em baixas concentrações
(KJELDSEN et al., 2002). Estas sustâncias são encontradas em compostos de gasolina e
óleos combustíveis (REINHART e GROSH, 1998).
Os principais compostos orgânicos de difícil degradação encontrados nos aterros de
RSU são celulose, ligninas, hemicelulose e proteínas (MONTEIRO, 2003).
Compostos orgânicos são degradados através da decomposição e biotransformação,
como também pela infiltração e lixiviação pela chuva.
A matéria orgânica presente nos processos de degradação dos resíduos pode ser dividida
quanto à sua facilidade de degradação em rapidamente biodegradável ou lentamente
biodegradável:
• Rapidamente biodegradável. Esta fração apresenta-se usualmente na forma
solúvel, consistindo de moléculas relativamente simples. Tais moléculas podem
ser utilizadas diretamente pelas bactérias heterotróficas.
• Lentamente biodegradável. Na maioria das vezes esta fração apresenta-se na
forma particulada, embora possa haver matéria orgânica solúvel de degradação
lenta. O material de degradação lenta consiste de moléculas relativamente
complexas, que não são utilizadas diretamente pelas bactérias. É necessária a
conversão em matéria solúvel, através da atuação de enzimas extracelulares, pelo
mecanismo da hidrólise.
27
Na Tabela 2.8 é apresentada a classificação dos compostos orgânicos em três grupos.
Tabela 2. 8 - Classificação dos compostos orgânicos quanto à biodegradacão.
Grupo A - Ácidos graxos Grupo B - Ácidos húmicos Grupo C – Ácidos fúlvicos
Peso molecular baixo
Acetato
Propionato
Butirato
Peso molecular alto
Carboidratos:
Carboxílicos Hidrocarbonetos aromáticos
Peso molecular intermediário
Fonte: McBEAN et al., 1995.
2.4.2. Componentes Inorgânicos
Uma variedade de componentes inorgânicos pode ser encontrada no percolado de
aterros de RSU, tais como Cálcio (Ca2+), Magnésio (Mg2+), Sódio (Na+), Potássio (K+),
Amônia (NH4+), Ferro (Fe2+), Manganês (Mn2+), Cloreto (Cl-), Sulfato (SO4
2-) etc; e
metais pesados em baixas concentrações como Cádmio, Zinco, Chumbo, Cobre, Níquel,
Cromo, etc. Fe e Mn geralmente estão presentes no percolado em altas concentrações.
Os metais pesados presentes no percolado sofrem forte atenuação, principalmente por
sorção e precipitação. Podem ser encontrados em formas variadas podendo interagir
com os componentes do solo, propiciando a formação de novos compostos. Em
decorrência das diversas formas encontradas e possibilidades de interação, a capacidade
dos metais pesados serem retidos ou liberados irá depender das propriedades químicas,
físicas e biológicas do solo, assim como da forma química com que o metal foi
aplicado, sendo que o potencial contaminante depende das interrelações que ocorrem
nessas diferentes fases. (CHRISTENSEN e KJELDSEN, 1989).
As concentrações de metais pesados encontradas nos percolados de aterros de resíduos
domésticos ou comerciais são relativamente baixas, aumentando caso haja disposição de
resíduos industriais. Estas concentrações serão variáveis de acordo com o estágio de
decomposição dos resíduos, sendo maiores durante a fase de estabilização, onde o pH
normalmente é mais alcalino (SISINNO, 1995).
Os metais pesados não costumam ser os maiores responsáveis na contaminação de água
subterrânea pelo percolado de resíduos urbanos. A grande preocupação ambiental, nesse
caso, se deve à tendência a se acumular nos tecidos dos seres vivos, podendo migrar e
28
sofrer magnificação biológica na cadeia alimentar, resultando em diversos efeitos
tóxicos (EHRIG, 1989).
As altas concentrações de sulfatos (SO4) observadas em aterros jovens decrescem
gradualmente, pois ocorre a redução a sulfeto quando em ambiente anaeróbio. A
produção de sulfetos pode induzir a precipitação de vários metais pesados contidos no
percolado. A alta concentração inicial de cloretos decresce com a idade do aterro.
Os principais mecanismos de atenuação são: a adsorção, a biodegradação, a troca
catiônica, a filtração e a precipitação. Segundo Bagchi (1983), citado em CASTILHOS
JR. et al., 2003, eles não atuam ao mesmo tempo, vão depender dos diferentes tipos de
poluente. Na Tabela 2.9 são apresentados os principais mecanismos de atenuação das
concentrações dos principais metais presentes em percolados de RSU citados por.
Tabela 2. 9 - Principais mecanismos de atenuação de diversos poluentes.
Poluentes Principais mecanismos de atenuação
Cobre, chumbo e zinco. Precipitação, adsorção, troca de cátions e diluição. Em geral, as concentrações desses metais pesadas são baixas no lixiviado. Eles serão fortemente atenuados no meio argiloso.
Ferro Precipitação, troca catiônica, adsorção, biodegradação e diluição. A presença do ferro em aterros municipais é, em sua maior parte, no estado reduzido, e a mobilidade do ferro bivalente é mais alta do que a do ferro trivalente. Sua atenuação deve ser considerada moderada no meio argiloso.
Amônia, magnésio, potássio e sódio
Íons atenuados pela troca catiônica. A quantidade total de amônia, magnésio, potássio e sódio atenuados do lixiviado corresponde a 3% do total de cálcio dissolvido, aumentando a dureza da água subterrânea.
Nitratos e cloretos São ânions altamente móveis mesmo em solo argiloso. Diluição é a única forma de atenuação em longo prazo para ambos.
Sulfato Troca aniônica, troca gasosa, adsorção, precipitação e diluição. Porém, sulfato, por ser um ânion, é altamente móvel no solo. No longo prazo diluição é o único mecanismo no qual o sulfato é atenuado.
Fonte: Bagchi (1983) apud CASTILHOS JR. et al., 2003.
2.4.3. Nutrientes
Os nutrientes, principalmente nitrogênio e fósforo, são elementos considerados
essenciais ao crescimento dos microorganismos responsáveis pelo processo de
decomposição anaeróbia.
29
Os microrganismos que atuam na degradação anaeróbia dos RSU requerem a presença
de nutrientes tais como Enxofre, Cálcio, Magnésio, Zinco, Cobre, Cobalto, Molibdênio,
Selênio e, principalmente, Nitrogênio e Fósforo.
As necessidades nutricionais das populações microbianas são específicas e são
usualmente estabelecidas empiricamente a partir da composição químicas das células
microbianas. Estes nutrientes são encontrados na maioria dos aterros (WARITH e
SHARMA, 1998).
SISINNO (1995) observou que o íon amônia (NH4+) geralmente é a principal forma de
nitrogênio encontrada no percolado, sendo os valores de nitrito e nitrato são geralmente
baixos. LIMA (1995) descreve que no caso específico dos resíduos, os nitratos e
fosfatos são os nutrientes em maior concentração e responsáveis pelo fenômeno da
eutrofização, em que a água torna-se excessivamente carregada de sais e nutrientes,
provocando um crescimento acelerado de determinados organismos vivos no meio
hídrico.
Os principais nutrientes inorgânicos requeridos pelos microrganismos são: nitrogênio,
enxofre, fósforo, potássio, magnésio, cálcio, ferro, sódio e cloro. Em nível secundário
são: zinco, selênio, cobalto, cobre e níquel (TCHOBANOGLOUS et al, 1994).
O nitrogênio é encontrado em concentração elevada nas proteínas e na uréia. Nas
proteínas pode encontrar-se também fósforo, ferro e enxôfre.
O potássio é um nutriente favorável à degradação microbiana. TCHOBANOLOUS, et
al. (1994) citam valores na faixa de 200 a 1000 mg/L para resíduos recentes (<2 anos) e
de 50 a 400mg/L para resíduos antigos (> 10 anos). As concentrações elevadas
confirmam a presença de sais no percolado.
Em corpos de água doce, sob condições temperadas, o Fósforo (P) é normalmente o
nutriente limitante e mesmo concentrações muito baixas podem causar problemas de
eutrofização. Águas superficiais podem ser enriquecidas com fósforo de fontes pontuais
(ex: descarga de efluentes líquidos) ou fontes difusas (ex: áreas sob agricultura),
(ISHERWOOD, 2000).
A Tabela 2.10 apresenta as características de percolados produzidos em aterro de
diversas regiões do Brasil.
30
Tabela 2. 10 - Características do percolado gerado em aterros de diferentes regiões
brasileiras.
Substância
Gramacho
Gruta do Diabo
Caucaia
Bauru
CTRS
BR -040
Sauípe
(*) 1992 2002 1996 2004 1998 2003 2001 2001
NH4 - 934 - - 1003 a 684 - 1660 709,2
NTK 1990 - - - - 353,03 - - -
Ba - <1 - - 0,25 a 0,06 - 20,242 0,26 0,88
Cd 0,09 <0,01 <0,005 <0,002 0,016 a 0,13 - 0,070 0,031 -
Pb - <1 0,13 0,19 0,25 a 0,10 - 0,705 0,15 0,1
Cu 0,25 0,08 0,24 0,36 0,21 a 0,01 - 0,241 0,03 -
Fe 15,3 5,5 17,0 27,6 10,2 a 7,7 - 12,98 10 15,27
Mn 0,25 0,2 0,35 0,21 1,51 a 0,42 - 0,778 0,48 0,23
Ni 0,74 0,1 0,14 0,13 1,81 a 0,06 - 0,448 0,27 -
Ag - - - - 2,84 a 0,06 - - <0,01 0,02
Zn 0,50 0,35 0,68 0,67 1,25 a 0,11 - 5,120 0,66 0,22
Cr hexa 1,6 - 0,15 0,15 1,51 a 0,25 - - -
DBO5 580 150 4000 182 a 938 969 a 71 - 1598,5 1521
DQO 7000 3455 11500 534 a 3085 2521 a 442 - 6490 7320
DBO5/DQO 0,08 0,04 0,35 0,1 a 0,47 0,38 a 0,16 - 0,24 0,35
pH 8,2 8,16 8,0 7,71 a 8,19 8,35 a 7,65 7 a 8 7,18 7,9
(*) mg/L, exceto pH e DBO5/DQO. Fonte: MAHLER et al, 2005 A e B.
A heterogeneidade apresentada na composição dos resíduos sólidos urbanos e na
concentração de diversos poluentes pode ser encontrada na Tabela 2.11.
31
Tabela 2. 11 - Variação da concentração das substâncias de percolados em diversas fases de decomposição.
(Ehrig,1990) (Kruse, 1994)
Parametros Unid. Fase ácida
Variação Média
Fase metanogênica
Variação Média
Fase ácida
Variação Média
Fase intermediária
Variação Média
Fase metanogênica
Variação Média
pH - 4,5 - 7 6 7,5 - 9 8 6,2 – 7,8 7,4 6,7 -8,3 7,5 7,0 – 8,3 7,6
DQO mg/L 6.000 -60.000 22.000 500 - 4.500 3.000 950 - 40.000 9.500 700 -28.000 3.400 460 - 8300 2.500
DBO5 mg/L 4.000 -40.000 13.000 20 - 550 180 600 - 27.000 6.300 200 -10.000 1.200 20 -700 230
COT mg/L 1.500 -25.000 7.000 200 - 5.000 1.300 350 -12.000 2.600 300 -1.500 880 150 -1.600 660
N(org) mg/L 10 - 4.250 600 10 - 4.250 600 - - - - - -
NH4 mg/L 30 - 3.000 750 30 - 3.000 750 17 -1.650 740 17 - 1.650 740 17- 1.650 740
NO2 mg/L 0-25 0,5 0 - 25 0,5 - - - - - -
NO3 mg/L 0,1-50 3 0,1 - 50 3 - - - - - -
SO4 mg/L 70 - 1.750 500 10 - 420 80 35-925 200 20-230 90 25 - 2.500 240
Cl mg/L 100 - 5.000 2.100 100 – 5.000 2.100 315 -12.400 2.150 315 - 12.400 2.150 315 - 12.400 2.150
Na mg/L 50 - 4.000 1.350 50 – 4. 000 1.350 1 -6.800 1.150 1 - 6.800 1.150 1 - 6.800 1.150
K mg/L 10 -2.500 1.100 10 – 2. 500 1.100 170 – 1.750 880 170 – 1.750 880 170 – 1.750 880
Mg mg/L 50 - 1.150 470 40 - 350 180 30-600 285 90 -350 200 25 - 300 150
Ca mg/L 10 - 2.500 1.200 20 - 600 60 80 -2.300 650 40 -310 150 50 - 1.100 200
P total mg/L 0,1 - 30 6 0,1 - 30 6 0,3-54 6,8 0,3 -54 6,8 0,3 -54 6,8
Cr mg/L 0,03 - 1,6 0,3 0,3 -1,6 0,3 0,002-0,52 0,155 0,002 -0,52 0,155 0,002 - 0,52 0,155
Fe mg/L 20 - 2. 100 780 3 - 280 15 3-500 135 2 -120 36 4 -125 25
Ni mg/L 0,02 - 2,05 0,2 0,02 - 2,05 0,2 0,01-1 0,19 0,01 - 1 0,19 0,01-1 0,19
Cu mg/L 0,004 -1,4 0,08 0,004 - 1,4 0,08 0,005-0,56 0,09 0,005 -0,56 0,09 0,005 - 0,56 0,09
Zn mg/L 0,1-120 5 0,03 - 4 0,6 0,05-16 2,2 0,06 -1,7 0,6 0,09 -3,5 0,6
Cd mg/L 0,0005 -0,14 0,006 0,0005 -0,14 0,006 0,0007-0,525 0,0375 0,0007 -0,525 0,0375 0,0007 -0,525 0,0375
Pb mg/L 0,008 -1,02 0,09 0,008 - 1,02 0,09 0,008-0,4 0,16 0,008 -0,4 0,16 0,008 - 0,4 0,16
Fonte: modificado STEGMAN e HEYER, 2006
32
2.5. VALORES DE REFERÊNCIA
A contaminação das águas superficiais e subterrâneas por substâncias carreadas através
dos efluentes de RSU, é um dos maiores problemas sobre esta questão, envolvendo a
saúde pública. Considera-se o percolado como um efluente líquido que deve ser
previamente monitorado para o lançamento em corpos de água, como também na
escolha do tratamento adequado. Para valores de referência de lançamento deste
efluente não existe até o momento “legislações específicas” nem a nível federal, nem a
nível estadual, sendo consideradas as resoluções, diretrizes e normas técnicas abaixo
descritas.
Nesta pesquisa foram utilizados dois instrumentos legais vigentes no âmbito federal
(CONAMA - Resolução número 357, art. 34) e no Estado do Rio de Janeiro (FEEMA -
RJ DZ 205 e NT 202).
O Conselho Nacional do Meio Ambiente - CONAMA, em sua Resolução número 357,
art. 34, de 17 de março de 2005 estabelece condições e padrões de lançamento direto ou
indireto de efluentes de qualquer fonte poluidora em corpos de água, conforme
apresentado na Tabela 2.12.
Tabela 2. 12 - Padrões de lançamento estabelecidos pela portaria CONAMA Nº
357/2005.
SUBSTÂNCIAS CONCENTRAÇÃO (mg/L), exceto pH.
pH 5 a 9
Cádmio 0,2
Chumbo 0,5
Cobre dissolvido 1,0
Cromo 0,5
Nitogênio Amoniacal 20,0
Ferro dissolvido 15,0
Manganês dissolvido 1,0
Níquel 2,0
Sulfeto 1,0
Zinco 5,0
33
No Estado do Rio de Janeiro, a FEEMA órgão ambiental controlador tem duas
referências a lançamento de efluentes, a diretriz DZ-205, R-05 (1991) e os critérios e
padrões estabelecidos pela norma técnica NT-202, R-10 (1986).
DZ – 205. R – 05 - Diretriz de controle de carga orgânica em efluentes líquidos de
origem industrial estabelece exigências de remoção de carga orgânica:
• Nível básico (eficiência de remoção de DBO mínima de 70%): valor de
oxidação, reator anaeróbico de fluxo ascendente, fossa séptica seguida de filtro
anaeróbico de leito fluidizado, filtro biológico, etc.
• Processos biológicos convencionais (eficiência de remoção de DBO mínima de
90%): lodo ativado convencional, aeração prolongada, reatores anaeróbicos, etc.
• O nível mínimo de eficiência a ser exigido (70% ou 90%) dependerá da carga
orgânica total lançada pela atividade poluidora.
NT – 202. R –10 - Critérios e padrões para lançamento de efluentes líquidos. Esta
norma técnica aplica-se aos lançamentos diretos ou indiretos, provenientes de atividades
poluidoras, em águas interiores ou costeiras, superficiais ou subterrâneas do Estado do
Rio de Janeiro, através de quaisquer meios de lançamento, os efluentes líquidos, além
de obedecerem aos padrões gerais, não deverão conferir ao corpo receptor,
características em desacordo com os critérios e padrões de qualidade de água adequados
aos diversos usos benéficos previstos para o corpo d'água.
Os padrões de lançamento estabelecidos pela FEEMA estão apresentados na Tabela
2.13.
34
Tabela 2. 13 - Padrões de lançamento estabelecidos pela FEEMA/ NT-202.
SUBSTÂNCIAS CONCENTRAÇÃO (mg/L), exceto pH.
pH 5 a 9
Cádmio 0,1
Chumbo 0,5
Cobre 0,5
Cromo 0,5
Amônia 5,0
Ferro solúvel 15,0
Manganês 1,0
Níquel 1,0
Sulfeto 1,0
Zinco 1,0
35
CAPÍTULO 3 - MÉTODOS EMPÍRICOS E
MODELOS
A água que se infiltra na área de disposição de um aterro sanitário eleva a umidade
retida na massa dos resíduos depositados e da cobertura diária até que excedam a
capacidade de retenção de umidade resultando no percolado. A estimativa da vazão do
percolado gerado em um aterro é um parâmetro de projeto crítico, a quantidade de
percolado produzido influenciará no dimensionamento do sistema de drenagem e na
planta de tratamento do percolado, que deverão ser dimensionados para a vazão de pico,
sendo também fator determinante na avaliação dos sistemas de cobertura e de
impermeabilização de fundo. Estes cálculos provocarão impacto direto sobre o custo do
monitoramento ambiental, por longo tempo após o fechamento do aterro.
As vazões do percolado, quando comparadas aos registros de precipitações
pluviométricas, permitem avaliar eventuais perdas de efeciência no sistema de
drenagem do percolado e na estabilidade do aterro.
Diversos estudos vêm sendo desenvolvidos no Brasil e diversos fatores devem ser
levados em consideração para a estimativa da quantidade do percolado gerado. O
volume do percolado é alterado pelas condições climáticas (precipitação, temperatura,
evaporação, umidade relativa do ar, etc.), pelas características dos resíduos, forma de
disposição e desenvolvimento do aterro.
O método Suíço e o Balanço Hídrico clássico foram testados por CAPELO NETO
(1999B) no aterro de Caucaia no Ceará e os resultados observados semanalmente foram
confrontados com simulações matemáticas e os dois métodos não se mostraram
adequados.
MEDEIROS et al. (2002) relatam que os resultados obtidos pelo Método Suíço
apresentaram deficiências, superestimando as vazões médias e subestimando as vazões
de pico.
LINS (2003) utilizou também estes dois métodos e relata que o Método Suíço sempre
apresenta geração do percolado, mesmo em épocas de déficit hídrico, pois não considera
os parâmetros negativos, ou seja, evaporação e escoamento superficial. Para o Método
do Balanço Hídrico, o autor declara que a superestimação dos dados pode ser justificada
36
pela alta percentagem de infiltração que é considerada (em torno de 82% para este caso)
pelo método, não levando em consideração a taxa de compactação da massa do solo e
dos resíduos para obtenção de um valor mais coerente.
3.1. O MÉTODO SUIÇO
LINS (2003) correlacionou a precipitação pluviométrica e o escoamento dos líquidos
percolados para vários aterros, e os resultados deste estudo são apresentados na Tabela
3.1. Baseado neste estudo, o autor suíço criou uma sistemática empírica para
determinação das descargas de percolados. Daí a origem do nome do método. Trata-se
de um modelo simples de previsão da vazão média de percolado.
Tabela 3. 1 - Correlação entre a precipitação e o percolado.
Compactação
dos Aterros Precipitação Anual (mm) Percolado (%)
571 31,3
617 44
632 32,3
Fraco
400 a 700 kg/m3
662 58,2
652 15,1
692 17,7
617 16 – 18
Forte
Maior que 700
kg/m3 501 16 - 22
Fonte: LINS, 2003.
A estimativa de geração do percolado é calculada pela fórmula:
tKAPQ
1×××= Equação [3.1]
Em que: Q = vazão média do percolado; P = precipitação; A = área do aterro (m2); K =
coeficiente empírico adimensional, ver Tabela 3.2 e t = tempo.
37
Tabela 3. 2 - Valores do coeficiente “K” para aplicação no Método Suíço.
Compactação do Aterro Peso Específico dos RSU
compactados K
Aterros fracamente compactados
0,4 a 0,7 ton/m3 0,25 a 0,50
Aterros fortemente compactados
Acima de 0,7 ton/m3 0,15 a 0,25
Fonte: LINS, 2003.
3.2. MÉTODO DO BALANÇO HÍDRICO
O Balanço hídrico é um sistema contábil de monitoramento da água do solo, que
permite estimar o percolado em um fluxo unidimensional e resulta da aplicação do
princípio de conservação de massa para a água num volume de solo. A variação do
armazenamento no solo, num intervalo de tempo, representa o balanço entre entradas e
saídas de água do volume de controle. Basicamente as entradas são: chuva; orvalho;
escoamento superficial; drenagem lateral; ascensão capilar e irrigação, e as saídas:
evapotranspiração; escoamento superficial; drenagem lateral e drenagem profunda.
Para a conservação de massa, a quantidade de água que entra na camada de cobertura
deve ser igual à quantidade que sai mais o montante de água que ficou armazenado. O
princípio da conservação de massa é, portanto a base para o Balanço Hídrico
(KOERNER e DANIEL, 1997). A metodologia utilizada por estes autores foi baseada
nas publicações de Thornthwaite e Mather (1957), Fenn et al. (1975) e Kmet (1982). A
metodologia utilizada para a estimativa de geração do percolado através do cálculo do
Balanço Hídrico está apresentada na Tabela 3.3.
38
Tabela 3. 3 - Metodologia de cálculo para o Método do balanço hídrico.
Parâmetros Fontes
Precipitação (P)
Estação metereológica
Escoamento Superficial (Es)
Es= C x P
Coeficiente de escoamento
Infiltração (I)
I = P - Es
Evapotranspiração Potencial (ETp)
Formulação de Thornthwaite.
Evapotranspiração real (ETr)
(I- ETp) > 0 ; ETr = ETp ;
Per> 0; períodos úmidos.
(I- ETp) < 0 ; ETr = [ETp + (I – ETp)- ∆As] ;
Per = 0; períodos secos.
Armazenamento de água no solo de cobertura (As)
Valor da água disponível no solo obtidos na literatura, dependente do tipo do solo e do ∑ valores negativos de (I - ETp).
I - ETp Diferença entre a água que infiltra e a que evapora.
∑ NEG (I - ETp) ∑ dos valores negativos de (I - ETr).
Variação no armazenamento de água no solo (∆As)
Diferença entre a água armazenada no solo, de um mês para o outro (∆As = Asn – Asn-1)
Percolado em mm (Per) Per = I – As – Etp
Vazão mensal em l/s (Qm) Qm = (Per x Área aterro) /segundos
Para os meses onde existe déficit na quantidade de água armazenada, o valor de água
disponível é definido pelo ∑ (NEG (I - ETp), conforme a Tabela 3.4.
39
Tabela 3. 4 - Armazenamento de água no solo em função da evapotranspiração
potencial acumulada Neg (I – ETp).
∑ Neg (I - ETp) Armazenamento de água (As)*
(mm)
0 200
10 190
20 181
30 172
40 163
50 155
60 148
70 140
80 133
90 127
100 120
150 94
200 73
250 56
* valor referente à disponibilidade de água.
Fonte: Oweis and Khera (1990), apud REDDI e INYANG, 2000.
A quantidade de percolados produzidos em um aterro de RSU pode ser determinada por
meio da avaliação do balanço de águas no aterro. Este balanço corresponde ao
somatório de quantidades de água que entram e a subtração das quantidades de água que
são consumidas nas reações químicas e a quantidade de água que deixa o aterro como
vapor. O potencial de percolados produzidos refere-se ao excedente à capacidade de
retenção de umidade da massa aterrada.
A previsão da vazão dos líquidos percolados é um aspecto importante que tem por
propósito o controle preventivo de situações de risco à integridade física do aterro e de
risco ambiental. Fornece elementos para a execução do projeto de drenagem dos
percolados e do sistema de tratamento de efluentes, viabilizando as reais situações de
cada aterro específico. Para avaliação do movimento da água através de aterros
sanitários, levam-se em consideração a intensidade dos processos climatológicos,
40
hidrológicos, as propriedades dos materiais envolvidos, as características de projeto e a
operação do aterro, conforme ilustra a Figura 3.1.
Figura 3.1 - Balanço Hídrico de um aterro sanitário (FAQUHAR, 1989).
A quantidade total de percolado gerado por um aterro de RSU é primeiramente em
função da quantidade de água infiltrada no sistema e a quantidade de líquido gerado
pelos resíduos aterrados. Desta forma o potencial de geração de líquidos percolados
produzidos pelo aterro é resultante da infiltração da água no maciço, da umidade natural
dos resíduos sólidos, da água produzida pelo processo de decomposição e do líquido
proveniente de materiais orgânicos produzidos por enzimas e expelidos por bactérias.
Todo este processo é influenciado, conforme as condições metereológicas local
(umidade, precipitação, evaporação, temperatura e ventos); escoamento superficial; grau
de compactação e retenção de água no solo; condições de operação do aterro
(conformação geométrica, cobertura das células, compactação dos resíduos, tipo de
equipamento, recirculação do percolado); idade e natureza dos resíduos sólidos
(características, umidade, quantidade de matéria orgânica); topografia, área e perfil do
aterro.
3.2.1. Precipitação
A precipitação é toda a água proveniente do meio atmosférico que atinge a superfície
terrestre em diferentes formas: Neblina, chuva, granizo, orvalho, geada, neve. O que
diferencia estas formas de precipitações é o estado em que a água se encontra. (TUCCI,
2001).
(C)
Precipitação (P)
Evapotranspiração (Ep)
Runoff (C)
Percolação (Perc)
Infiltração de água subterrânea
Infiltração (I)
Umidade dos resíduos(Wr)
41
Segundo PINTO et al. (1976), a medida das precipitações é avaliada pela quantidade de
chuva pela altura de água caída e acumulada sobre uma superfície plana e impermeável,
por meio de medidas executadas em pontos previamente escolhidos, utilizando-se
pluviômetros ou pluviógrafos.
A precipitação é um fator importante na qualidade e quantidade do percolado. Nos
meses de alto índice pluviométrico observa-se um aumento considerável na quantidade
dos líquidos percolados, sendo a água infiltrada o principal fator (PAES, 2003).
3.2.2. Escoamento superficial
O escoamento superficial é a fase do ciclo hidrológico que trata da ocorrência e
transporte da água na superfície terrestre. A maioria dos estudos hidrológicos está ligada
ao aproveitamento da água superficial e à proteção contra os fenômenos provocados
pelo seu afastamento. O coeficiente de escoamento superficial “C” (runoff) é a fração da
precipitação, diretamente influenciada pelas características da superfície de escoamento.
Na Tabela 3.5 são apresentados os valores de runoff para solos argilosos e arenosos.
Tabela 3. 5 - Valores do coeficiente de escoamento superficial, C (runoff).
Coeficiente de runoff, C Tipo de Solo
Declividade (%) Estação seca Estação úmida
Arenoso
C = 0,30
0 a 2
2 a 7
0,17
0,34
0,34
0,50
Argiloso
C = 0,40
0 a 2
2 a 7
0,33
0,45
0,43
0,55
Fonte: Rocca et al.(1993), apud CASTILHOS Jr. et al. (2003).
3.2.3. Evaporação e evapotranspiração
A evaporação é definida como fenômenos da natureza que transformam em vapor a
água da superfície do solo, dos cursos de água, lagos, reservatórios de acumulação e
mares. Perda por evaporação é a quantidade de água evaporada por unidade de área
durante certo intervalo de tempo. Transpiração é a evaporação devida à ação fisiológica
dos vegetais, que através de suas raízes, retiram a água do solo para suas atividades
vitais e parte dessa água é cedida à atmosfera, sob a forma de vapor (PINTO et al,
1976).
42
A taxa de evaporação poderá ser determinada por meio de um modelo experimental em
escala reduzida instalado na proximidade do aterro sanitário ou com a utilização de
fórmulas teórico-empíricas.
Evapotranspiração é o conjunto da evaporação mais a transpiração e representa um
importante componente do balanço hídrico em aterros de resíduos sólidos urbanos. No
ciclo hidrológico, a evapotranspiração é um dos processos de monitoramento mais
complexos dependente do clima e das características do solo.
O conceito de evapotranspiração pode ser dividido em evapotranspiração potencial e
evapotranspiração real. A evapotranspiração potencial (ETp) é a quantidade de água
transferida para a atmosfera por evaporação e transpiração, na unidade de tempo, de
uma superfície extensa completamente coberta de vegetação de porte baixo e bem
suprida de água definido por Pennan (1956) in (TUCCI, 2001).
A evapotranspiração real (ETr) é a quantidade de água transferida para a atmosfera por
evaporação e transpiração, nas condições reais (existentes) de fatores atmosféricos e
umidade desolo. A evapotranspiração real é igual ou menor que a evapotranspiração
potencial (ETr < ETp), Gangopadhyaya (1968) in ( TUCCI, 2001).
Segundo PAES (2003), em locais onde a evapotranspiração supera a precipitação pouco
ou quase nenhum líquido percolado será formado. Diversos procedimentos são
apresentados na literatura para medir ou estimar a evapotranspiração.
O método empírico mais utilizado no Brasil, devido principalmente a facilidade de
acesso aos dados, trata-se do método para cálculo da evapotranspiração potencial de
Thornthwaite.
a
I
TFcETp
= .1016. Equação [3.2]
Em que, ETp= evapotranspiração potencial para meses de 30 dias e comprimento de
12h (mm/mês); T= temperatura média do ar (oC) e Fc= fator de correção em função da
latitude e mês do ano.
( )514,112
15∑= tiI Equação [3.3]
43
492,001791,010.71,7.10.5,67 2638 ++−= −− IIa Equação [3.4]
Em que, T e ti= temperatura média do mês analisado. Utilizando-se o ajuste de Serra,
citado no modelo MODUELO 1 (1999).
5,0016,010
163012
+
×××=
I
I
tdNETp Equação [3.5]
Em que, N= Número máximo de horas de sol; d= quantidade de dias do mês e t=
temperatura média do mês.
De acordo com McBEAN et al. (1995), em aterros de resíduos sólidos urbanos a
evapotranspiração tem como origem a água armazenada na camada de cobertura e no
interior dos resíduos. Em períodos de estiagem e temperaturas elevadas aumentam o
fluxo da capilaridade e do fluxo da água absorvida pelas raízes das plantas em direção à
superfície atmosférica.
3.2.4. Infiltração
TUCCI (2001) descreve que a infiltração é a passagem de água da superfície para o
interior do solo. É um processo que depende fundamentalmente da água disponível para
infiltrar, da natureza do solo, do estado de sua superfície e das quantidades de água e ar,
inicialmente presentes em seu interior.
A infiltração da água é um processo direcionado pela combinação da ação gravitacional
e as forças capilares. Após o preenchimento dos poros capilares, gravitacionalmente a
água se direciona para maiores profundidades com uma velocidade que vai decrescendo
gradativamente com o tempo até manter-se em uma velocidade constante. A água de
infiltração talvez seja o fator que mais contribui na produção de percolado em aterros de
resíduos sólidos urbanos.
A bibliografia técnica apresenta diversas metodologias para cálculo da capacidade de
infiltração, que pode também ser avaliada por meio de métodos de medição in situ.
44
Tabela 3. 6 - Exemplos de metodologias para quantificar a capacidade de infiltração.
Métodos Parâmetros
Holtan (1961)
ca ISaGII +=14..
I : capacidade de infiltração
GI : índice de crescimento da vegetação
a : constante
Ic : constante proporcional
Huggins and Monke (1966)
p
pc T
FSAII
−+=
Ic: capacidade de infiltração constante do solo
A e p: coeficientes
S: potencial de armazenamento do solo acima da camada de baixa permeabilidade.
F: infiltração acumulada
Tp: porosidade total do solo acima da camada de baixa permeabilidade.
Horton (1933, 1939)
( ) ktcoc efffI −
−+=
I : capacidade de infiltração
fc: capacidade de infiltração mínima do solo, valor empírico.
fo : capacidade de infiltração máxima do solo, o valor no início da chuva.
k: constante e t: tempo.
Fonte: McBEAN, et al (1995).
Para a expressão de Horton apresentada na Tabela 3.6, Huber e Dickson (1988)
recomendam valores “fc” e “fo” propostos por vários autores, conforme citado por
LOBO, (2003) e apresentados nas Tabelas 3.7 e 3.8.
45
Tabela 3. 7 - Valores orientativos de “fc”
Tipos de solo fc (mm/h)
Areias 11,4 – 7,6
Silte arenoso 7,6 – 3,8
Silte argiloso 3,8 – 1,3
Argilas 1,3 - 0
Fonte: LOBO (2003)
Tabela 3. 8 - Valores aproximados para “fo”
Tipo, estado e vegetação do solo fo (mm/h)
Seco, com escassa ou sem vegetação:
Arenoso
Siltoso
Argiloso
127
76
25
Seco, com vegetação densa Valores anteriores x 2
Úmido:
Próximo à capacidade de campo
Próximo à saturação
Abaixo da capacidade de campo
Anteriores/3
Valores próximos a “fc”
Anteriores/1,5 – 2,5
Fonte: LOBO (2003)
• Medições em campo
Os infiltrômetros são aparelhos para determinação direta da capacidade de infiltração,
consiste em dois cilindros concêntricos e um dispositivo para medir os volumes de
água. Estes cilindros são cravados no solo de modo a restar uma pequena altura livre
sobre este. A altura da lâmina de água é calculada dividindo-se a variação do volume de
água pela área limitada pelo cilindro interno, sendo a capacidade de infiltração obtida
dividindo-se o valor da lâmina pela variação do tempo.
46
Ensaios de infiltração em cavas rasas de forma regular e seção trapezoidal são utilizados
para calcular a evaporação por unidade de área, a partir do volume evaporado. Na
primeira etapa deste ensaio a cava é preenchida com água, devendo a vazão infiltrada
ser acompanhada. Esta etapa terminará quando a vazão se mantiver constante. Na
próxima etapa, com a cava seca, procede-se o alargamento desta e realiza-se novamente
o ensaio (ABGE, 1981).
( )HBL
Qk
2
1.
±= Equação [3.6]
Em que, B= base da cava; Q= diferença entre as vazões da cava 1 e 2; L= diferença
entre o comprimento da cava 1 e da 2 e H= profundidade da cava.
O método do infiltrômetro de anel duplo apresenta as seguintes características: dois
cilindros metálicos de 3 mm de espessura e 30 cm de altura, com diâmetros de 30 e
50cm, com uma das bordas biseladas para facilitar a penetração no solo. Os cilindros
são cravados a percussão. Para a realização do ensaio, coloca-se água no cilindro
interno até que se forme uma lâmina de 7,5 cm de altura e entre os cilindros interno e
externo de 5 cm. Com auxílio de uma régua graduada, lê-se o posicionamento do nível
d’água aos 1, 2, 3, 4, 5, 10, 20, 30, 45, 60, 90 e 120 minutos e, se for preciso, continua-
se a leitura em intervalos de 1 hora até que a velocidade determinada de entrada de água
no solo seja praticamente constante (ABCP, 1980), citado por AGUIAR, 2001.
Outro método utilizado em campo é a câmara de fluxo, que consiste em um cilindro
metálico de aço inox, com 1 mm de espessura, diâmetro de 80 cm e altura de 80 cm. A
cravação ocorre por pressão exercida por macaco hidráulico de 10 t e conta, também,
com o auxílio de um sistema de contra pesos e de uma mesa de cravação.A câmara é
cravada a 70 cm de profundidade e o ensaio de permeabilidade com a câmara de fluxo,
é realizado seguindo-se as mesmas rotinas do infiltrômetro de anel duplo (FABIAN e
OTTONI FILHO, 1997).
3.2.5. Camadas de cobertura
O principal objetivo dos sistemas de cobertura para aterros de resíduos sólidos é formar
uma barreira física, com o propósito de reduzir a infiltração de água de precipitação,
reduzir a proliferação de vetores, prevenirem as falhas na superfície e erosão dos
taludes, protegerem a saúde humana e o meio ambiente. A eficiência das camadas de
47
cobertura influencia diretamente o processo de decomposição bioquímica dos resíduos,
a geração e características físico-químicas do percolado e o controle de migração do gás
para a atmosfera.
O projeto do sistema de cobertura para aterros de resíduos sólidos é específico para cada
obra, devido às peculiaridades locais e conforme o resíduo armazenado, considerando o
controle de qualidade requerido nos procedimentos de execução da cobertura fator de
crucial importância na minimização das descontinuidades e defeitos da camada de
cobertura.
REAL (2005) relata que uma grande parte das emissões de gases de efeito estufa é
relacionada com aterros de resíduos sólidos municipais. Dessa forma é muito
importante que a ação microbiana nas partes aeradas das coberturas em argila possa
limitar ou minimizar os fluxos das emissões de metano.
A capacidade de infiltração da cobertura de um aterro de resíduos sólidos pode ser
afetada por diversos fatores:
• Porosidade, densidade e granulometria do solo, teor orgânico;
• Umidade inicial;
• Inclinação e deformação na superfície;
• Descida d’água com alta velocidade;
• Duração e intensidade de tempestades;
• Carreamento de materiais finos;
• Vegetação (raízes profundas);
• Temperatura.
As argilas são geralmente muito utilizadas para a execução de sistemas de cobertura em
aterros de RSU devido a sua baixa permeabilidade. Para a execução dos sistemas de
cobertura em aterros sanitários construídos em solos, poderão ser utilizados diversos
tipos de argilas, normalmente com condutividade hidráulica menor que 10 x 10-7 cm/s.
A seleção do tipo de material de cobertura é um parâmetro crítico, já que seu coeficiente
de permeabilidade influencia significativamente na drenagem e acúmulo de umidade
oriunda de eventos de chuva (PEYTON e SCHROEDER, 1998). A camada de cobertura
deverá ser compactada para a obtenção de uma condutividade hidráulica relativamente
48
baixa (<10-5 ou <10-7 cm/s), de acordo com o seu objetivo (ALBRIGH et al. 2004). A
alta permeabilidade será via potencial de transporte dos contaminantes e de riscos
ambientais à população e ao meio ambiente. Sistemas de cobertura utilizando solos de
alta permeabilidade (arenosos) provocarão perdas no sistema de coleta de gases e as
condições anaeróbicas serão destruídas pela entrada de ar (FERRIZ, 1999).
Em regiões de clima árido e semi-árido, as coberturas finais devem possuir
configurações e especificações de solos diferentes das coberturas convencionais
construídas em aterros de regiões de clima úmido ( KOERNER e DANIEL, 1997).
Com a análise das diversas configurações de cobertura pode-se perceber que cada
camada do sistema de cobertura possui características e funções específicas. Sendo que
existem camadas em que a baixa permeabilidade é primordial para que ocorra o
funcionamento adequado, enquanto outras não. A erosão é outro fator importante e que
precisa ser evitado, pois compromete a estabilidade do sistema de cobertura.
Durante a operação dos aterros de RSU, após o espalhamento e compactação dos
resíduos, as camadas intermediárias deverão ser executadas ao longo do período de
preenchimento dos aterros e têm como propósito minimizar a infiltração de água de
chuvas, evitando o acúmulo de líquidos no interior do maciço que prejudica sua
estabilidade física e acréscimo na geração do percolado, controlar a proliferação de
vetores e pássaros, a ação do vento e a combustão espontânea. Nas camadas
intermediárias deve ser construído um sistema de drenos secundários, o qual deve
direcionar o percolado e parte do gás produzido para os sistemas principais de coleta de
percolados.
O sistema de cobertura final dos aterros de RSU deve garantir a estabilidade física,
química e biológica, condicionando-o à utilização futura. Este sistema é constituído de
várias camadas, geralmente construído de argila compactada, geomembranas ou a
combinação desses materiais. Nestes sistemas poderão ser adicionadas camadas
complementares, sendo que uma camada superficial com vegetação poderá prevenir a
erosão (EPA, 2003).
A camada de solo será compactada e com baixo coeficiente de permeabilidade em meio
saturado (< 10-5 ou < 10-7 cm/s), (ALBRIGT et al., 2004). A execução de uma camada
superficial com vegetação terá como objetivo prevenir a erosão e minimizar o impacto
visual, reestabelecendo a interação da área com o meio ambiente local. A seqüência
49
destas camadas é apresentada nas figuras a seguir, onde a Figura 3.2 ilustra um exemplo
de cobertura executado com solo argiloso.
Figura 3.2 - Sistema de cobertura em solos recomendado para aterros de RSU
O fator climático é considerado de extrema importância na escolha da cobertura
adequada. Em regiões áridas, os de sistemas de coberturas em solo natural (argila)
sofrem com a alta evaporação, a qual provoca o ressecamento do solo e a formação de
trincas, comprometendo o desempenho da cobertura (DWYER, 2003). KOERNER e
DANIEL (1997) relatam que as coberturas finais em regiões de clima árido e semi-árido
devem possuir configurações e especificações de solos a serem utilizados diferentes das
coberturas convencionais construídas em aterros de regiões de clima úmido. DWYER
(2003) sugere como alternativa para climas secos, o sistema de cobertura final com uma
barreira capilar.
O princípio físico das barreiras capilares é baseado no fluxo não saturado entre solos de
diferentes texturas, ou seja, uma camada de solo fino sobre uma camada de granulação
mais grosseira (brita), a água infiltrada pela superfície não passa para a camada de solo
mais grosso até que a camada de solo fino esteja bem próxima de sua saturação. Este
sistema possui a vantagem de armazenar a água na camada superior durante um período
maior, a água de infiltração escoará pela interface dos dois materiais, a Figura 3.3 ilustra
um exemplo de barreira capilar.
Solos de cobertura (15 cm)
Solo de baixa permeabilidade (45 cm)
RESÍDUOS RSU
50
Figura 3.3 - Sistema de cobertura com barreira capilar.
A localização das jazidas, as propriedades e classificação geotécnica são os principais
fatores que determinarão a qualidade do material a ser utilizado na cobertura. Em alguns
locais a distância das jazidas inviabiliza o custo de operação de execução da camada de
cobertura com solos de boa qualidade, porém a utilização de material de alta
permeabilidade aumenta a infiltração no maciço do aterro gerando maior quantidade de
percolados, que proporciona a criação de bolsões de percolado o que ocasiona
incremento na poro-pressão e problemas de estabilidade.
A concepção básica de um aterro sanitário é isolar todo tipo de ação com potencial
poluidor sobre o meio ambiente. Os geossintéticos têm uma importante função nesta
concepção, pois podem funcionar com material drenante e previnem a entrada de água
no aterro, a fuga do gás para atmosfera e a contaminação do solo pelo percolado.
Os geossintéticos são polímeros usados em obras de terra com várias funções, sendo
que a condutividade hidráulica desses materiais pode variar de 10-8 a 10-10 cm/s. Em
aterros de RSU os geossintéticos de maior interesse são os geotexteis e as
geomembranas. Algumas vantagens e desvantagens na utilização destes materiais são
ressaltadas a seguir:
• Geomembrana é um polímero amplamente aplicado em obras geotécnicas, de
baixa permeabilidade, espessura fina, flexível, prazo de colocação pequeno;
requer cuidados na instalação e mantém sua resistência mecânica durante longo
período. A resistência química ao percolado tem sido uma questão crítica para
percolados de alta concentração de solventes.
• Geotextil é um material tecido ou não, mais permeável, porém mais resistente que
poderá ser utilizado em conjunto com a argila e/ou a geomembrana, adequado na
utilização para filtração, drenagem, sistemas de coleta de percolado e gás, reforço,
proteção, união de geossintéticos, costura mecânica e junção térmica (EPA, 2001).
Vegetação Solo de cobertura
Solo de granulação mais grosseira (brita)
Solo fino acima da camada drenante superior
Camada de solo
Areia abaixo da camada drenante inferior
51
O sistema de cobertura de argila geossintética (GCL) consiste de um produto fabricado
com uma camada de bentonita colocada entre geotêxteis ou adesivos unidos a uma
geomembrana. A bentonita é um componente de baixa condutividade hidráulica, sendo
que o GCL constituído por bentonita sódica apresenta uma condutividade hidráulica na
ordem de 1x10-9 a 5x10-9 cm/s. Em sistemas de cobertura para aterros de resíduos
perigosos DWYER (2003) sugere a utilização deste material como garantia para o
confinamento destes resíduos.
Nas Figuras 3.4 e 3.5 são apresentados exemplos de sistemas de cobertura sugeridos no
relatório da agencia de proteção ambiental norte americana (EPA-600-R-02/099).
Fonte:
Figura 3.4 - Sistema de cobertura final para aterros de RSU.
Figura 3.5 - Sistema de cobertura final para aterros de resíduos perigosos.
Solo de cobertura
Geomembrana
Argila k≤ 10-5 cm/s
RESÍDUOS
0,15 m
0,45 m
Solos de cobertura
Geomembrana
Argila k≤ 10-7 cm/s
Drenagem k≤ 10-2
Drenagem do gás RESÍDUOS
52
3.2.6. Armazenamento da água no solo e nos resíduos
“O solo é um meio poroso estruturado, biologicamente ativo, que se
desenvolveu na superfície de nosso planeta. Este material, suporte da
vida, foi criado e continua a evoluir através de processos atmosféricos de
degradação causados por influências biológicas, climáticas, geológicas e
topográficas. Apesar da variabilidade espacial e temporal dos solos,
possuem uma característica que é única: o solo é uma seqüência vertical
e sistemática de camadas produzidas pela ação combinada dos
organismos vivos e da percolação das águas” SPOSITO & REGINATO
(1992) apud NAIME (2001).
As propriedades hidráulicas do solo são parâmetros fundamentais para se compreender
e modelar os processos de infiltração, evapotranspiração e transporte de solutos,
conforme relatado por ANTONINO et al. (2001). A estrutura do solo e a formação de
partículas e poros também determinam a dinâmica da água e do ar no solo. A
quantidade de água que um solo pode armazenar depende principalmente do tipo de
solo, densidade e espessura da camada.
Denomina-se quantidade de água disponível no solo aquela passível de utilização pelas
plantas. Como o solo normalmente não permanece saturado acima da capacidade de
campo, a água disponível para as plantas situa-se entre os volumes da capacidade de
campo e do chamado ponto de murcha, no qual as plantas não possuem mais capacidade
de absorver água do solo. Na Tabela 3.9 são apresentados os valores para a capacidade
de campo, ponto de murcha e água disponível para vários tipos de solo.
Tabela 3. 9 - Quantidade de água armazenada para vários tipos de solos.
Tipo de solo Capacidade de campo
(mm)
Ponto de murchamento
(mm)
Água disponível
(mm)
Arenoso 200 50 150
Siltoso 300 100 200
Argiloso 375 125 250
Fonte: KOERNER e DANIEL (1997).
53
Em aterros de RSU a compreensão da dinâmica da água no solo é importante para o
estudo dos processos de contaminação do solo e das águas subterrâneas, avaliação de
sistemas de coberturas de aterros de resíduos, dimensionamento dos sistemas de coleta e
tratamento dos percolados.
A água é armazenada nos aterros sanitários na massa de RSU em embalagens, madeira,
papel, material orgânico, macroporos ou buracos formados, e sobre camadas
impermeáveis tais como as camadas intermediárias ou materiais plásticos. Em princípio,
a água não percola no aterro até que tenha sido atingida a sua capacidade de campo. A
heterogeneidade existente na massa de resíduos propicia a existência de largos vazios,
razoavelmente contínuos, denominados macroporos, que possuem condutividade
hidráulica muito superior à matriz de RSU. Dados da literatura indicam que, apesar dos
macroporos constituírem apenas uma pequena porção dos vazios existentes, eles
dominam o fluxo vertical da massa não saturada, especialmente durante os períodos de
grande entrada de água. O armazenamento de água pelos RSU está diretamente
relacionado à composição, idade (estado de decomposição dos RSU), peso específico,
porosidade, profundidade e capacidade de campo dos RSU.
Durante períodos de intensa precipitação, rotas adicionais de fluxo podem ser
desenvolvidas. A existência de fluxo por caminhos preferenciais é mais significativa em
aterros novos, em função da estrutura mais grosseira. À medida que os RSU se
degradam e ocorrem os recalques, a massa se torna mais homogênea, o peso específico
aumenta e o volume de vazios decresce, o que tende a limitar o fluxo por caminhos
preferenciais (SILVA, 2005). O teor de umidade nos resíduos depende diretamente das
condições climáticas, no Brasil, o valor médio do teor de umidade inicial dos resíduos
domiciliares é da ordem de 60% (LIMA, 1995).
A Tabela 3.10 apresenta a influência da precipitação na variação de água armazenada
nos resíduos e na produção de percolados.
54
Tabela 3. 10 - Influência da precipitação na produção de percolados.
Ano Precipitação Infiltração Variação do
armazenamento de água - RSU
Percolado
produzido
abril 1989 391 59 46 13
1990 576 201 185 16
1991 640 245 238 7
1992 558 236 183 53
1993 630 264 191 73
1994 664 284 163 121
nov.1995 432 254 139 115
Valores em (mm); Fonte: (Bendz et al. 1997) apud SILVA (2005).
O armazenamento de água pelos RSU está diretamente relacionado à composição,
idade, peso específico, porosidade, profundidade e capacidade de campo dos RSU.
Considerando a água percolada pela cobertura final, a recirculação de todo líquido
percolado produzido e o teor de umidade inicial dos RSU, SILVA (2005) obteve os
resultados da estimativa do montante de água retida em células experimentais, conforme
apresentados na Tabela 3.11.
Tabela 3. 11 - Valores médios mensais do armazenamento de água nos RSU (∆RSU)
em células experimentais.
Valor (mm) Período
∆RSU 1 ∆RSU 2 ∆RSU 3
Inicio set/2004(*) 566,0 747,0 845,0
15-30 de set/2004 563,0 744,0 842,0
Out/ 2004 559,8 741,0 839,0
Nov/ 2004 558,3 739,3 837,3
Dez/ 2004 578,6 759,5 857,7
Jan/ 2005 598,1 778,8 877,2
Fev/ 2005 602,5 786,5 881,6
Mar/ 2005 640,8 821,5 919,9
Abr/ 2005 640,1 820,8 919,2
Mai/ 2005 638,3 819,4 917,8
Jun/ 2005 637,7 818,1 916,8
Jul/ 2005 636,7 627,7 916,0
(*) Valores iniciais; Fonte: modificado SILVA (2005).
55
Comparando-se os valores da umidade medida inicialmente e os valores finais
armazenados, observa-se que houve grande retenção de umidade nas células
experimentais.
3.2.6.1. Textura e estrutura
A textura e a estrutura são características que influenciam significativamente a
movimentação da água no solo, uma vez que determinam o volume de macroporos
presentes em seu perfil, os quais são de extrema importância na condutividade
hidráulica do solo. Também interferem na infiltração, a forma e tamanho dos poros,
bem como sua continuidade.
A textura do solo refere-se à proporção relativa em que se encontram, em determinada
massa de solo, os diferentes tamanhos de partículas. Refere-se, especificamente, às
proporções relativas das partículas ou frações de areia, silte e argila na terra fina seca
ao ar. É a propriedade física do solo que menos sofre alteração ao longo do tempo, e
tem influência direta na taxa de infiltração, na aeração, na capacidade de retenção de
água no solo, como também na aderência ou força de coesão nas partículas do solo.
A forma e a textura dos grãos influenciam a condutividade hidráulica. Partículas
alongadas ou irregulares criam trajetórias de fluxo mais tortuoso do que aqueles ao
redor de partículas aproximadamente esféricas. Partículas de superfície áspera
apresentam maior resistência por atrito ao fluxo do que partículas de superfície lisa.
Desta forma os efeitos das partículas alongadas e irregulares, bem como a aspereza,
tendem a reduzir a velocidade de fluxo de água através do solo, ou seja, a reduzir sua
condutividade hidráulica.
Solos argilosos retêm mais água, e grande parte desta água fica aderida à superfície das
partículas de argila. Isto significa que o solo argiloso irá reter mais água tanto na sua
capacidade de campo como no ponto de murcha (LINS, 2003).
A estrutura do solo e a disposição relativa dos grãos também influenciam na
condutividade hidráulica dos solos. Nos solos residuais existem aglomerações de
partículas argilosas que se dispõe de forma a determinar vazios de maiores dimensões e
em virtude dos macroporos de sua estrutura, tendem a apresentar permeabilidades
maiores.
56
Outro aspecto importante na estrutura dos solos é que eles não são isotrópicos em
relação à condutividade hidráulica. Solos sedimentares tendem a apresentar maiores
coeficientes de permeabilidade na direção horizontal do que na vertical. Isto se explica,
pois as partículas tendem a se posicionar com suas maiores dimensões orientadas na
direção horizontal.
Alguns índices e informações da engenharia geotécnica são muito úteis ao projeto de
disposição final de resíduos sólidos. São informações importantes para o entendimento
da degradação e da lixiviação que ocorrem no maciço e também no solo local. Dados
como teor de umidade, granulometria, textura, consistência, espessura, cor,
classificação, peso específico, índice de vazios, condutividade hidráulica, parâmetros de
compactação, capacidade de campo, bem como estimativa da capacidade de carga, da
compressibilidade e da resistência dos solos são informações que podem ser obtidas em
uma campanha de investigação geotécnica.
3.2.6.2. Condutividade hidráulica
A condutividade hidráulica é a razão entre o fluxo e o gradiente hidráulico na equação
de Darcy, sendo definida como o fluxo volumétrico de água através do solo para um
gradiente hidráulico unitário.
A determinação do coeficiente de permeabilidade ou condutividade hidráulica pode ser
definida através de diversas metodologias, conforme apresentada na Tabela 3.12.
Tabela 3. 12 - Métodos para determinação do coeficiente de permeabilidade.
Determinação do coeficiente de permeabilidade
Formulas empíricas
Baseadas na Lei de Darcy
Métodos diretos: permeâmetros
No laboratório Métodos indiretos:
Ensaios de adensamento e ensaios de capilaridade
No Campo Ensaios de bombeamento e ensaios de infiltração;
Permeâmetro de Guelph
Fonte: modificado Lopes (2003).
57
Os ensaios realizados em laboratórios para a determinação da permeabilidade tratam-se
de permeâmetros de carga constante ou de carga variável. Os permeâmetros de carga
constante são utilizados em materiais muito permeáveis, como areias e pedregulhos,
neste ensaio a amostra é submetida a uma carga constante, até atingir a saturação e o
fluxo de saída seja constante, a amostra é submetida a uma carga constante até que se
obtenha a saturação e fluxo de saída constante.
Para o cálculo da permeabilidade utiliza-se a expressão proposta por Darcy:
AH
QLk = Equação [3.7]
Em que, Q= fluxo da saída; L= comprimento da amostra; A= área transversal da
amostra e H= carga constante.
Em solos de baixa permeabilidade são utilizados permeâmetros de carga variável,
aplica-se a equação abaixo para o cálculo da condutividade hidráulica:
=
1
0lnH
H
At
aLK Equação [3.8]
Em que, a= área da seção transversal do tubo onde a variação de carga é medida; L=
comprimento da amostra; A= área transversal da amostra, t= intervalo de tempo; H0=
carga inicial e H1=carga final.
O permeâmetro de Guelph de carga constante possibilita através de simples leituras a
estimativa in situ da condutividade hidráulica saturada de campo. Este método mede o
fluxo de recarga necessário para manter uma altura constante de água em um poço
cilíndrico realizado acima do nível freático (DAFONTE, et al 1999). É um equipamento
portátil, oferece facilidade de operação, confiabilidade e precisão.
GUPTA et al, (1993) realizaram um estudo comparativo em campo e verificaram que as
médias de condutividade hidráulica do solo saturado obtida pelo método do
infiltrômetro de duplo anel e pelo permeâmetro de Guelph foram estatisticamente
iguais.
Na Tabela 3.13 são apresentados uma relação de valores referentes a permeabilidade em
RSU realizados em pesquisas por diversos autores.
58
Tabela 3. 13 - Coeficientes de condutividade hidráulica para RSU de diversos estudos.
Fonte Coeficiente de permeabilidade
(m/s)
FUNGAROLI et al. (1979) (1) 10-5 a 2 x 10-4
KORIATIS et al. (1983) (1) 3,15 x 10-5 a 5,1 x 10-5
OWEIS & KHERA (1986) (1) 10-5
OWEIS et al. (1990) (1) 10-5 / 1,5 x 10-4 a 1,1 x 10-5
LANDVA & CLARK (1990) (1) 10-5 a 4 x10-4
GABR & VALERO (1995) (1) 10-4 a 10-5
BLENGINO et al. (1996) (1) 3 x 10-7 a 3 x10-5
MANASSERO (1990) (1) 1,5 x 10-5 a 2,6 x10-4
BEAVEN & POWRIE (1995) (1) 10-7 a 10-4
BRANDL (1990) (1994) (1994) (1) 3 x10-7 a 5 x10-6;10-6 a 5 x10-4; 3 x 10-8 a 2 x 10-6
MARIANO & JUCÁ (1998) (1) 1,89 x 10-8 a 4,15x10-4
CEPOLLINA et al. (1994) (1) 10-7
SANTOS et al. (1994) (1) 10-7
CARVALHO (1999) 5x 10-8 a 8 x10-6
ERLICH et al (1994) 10-5
AGUIAR (2002) - RSU 3,9 x 10-4 a 5,1 x 10-4
AZEVEDO (2002) - RSU 10-5 a 10-6
Fonte: SCHUELER (2005).
Observa-se na Tabela 3.13, que os valores em aterros brasileiros são menores do que os
encontrados na bibliografia internacional. O teor de matéria orgânica influência a
permeabilidade na medida em que é o maior responsável pelo aumento do percentual de
partículas finas e diminuição do índice de vazios com o passar do tempo.
3.2.6.3. Teor de Umidade dos Resíduos
O teor de umidade (quantidade de água) de uma amostra de RSU é geralmente expresso
de duas maneiras: em base úmida ou em base seca. No primeiro caso, que é mais
comumente utilizado, o teor de umidade é expresso como uma percentagem do peso de
todo o material. Já no segundo caso, o teor de umidade é expresso como uma
percentagem do peso seco do material (após secagem à temperatura de 100 ± 5ºC)
59
(TCHOBANOGLOUS et al., 1993). A relação entre as duas formas é apresentada na
equação a seguir
1001 sec
sec ×+
=a
aumida W
WW Equação [3.9]
Em que, Wúmida
= Teor de umidade em base úmida e Wseca
= Teor de umidade em base
seca.
O teor de umidade nos RSU varia com diversos fatores, tais como, a compressão inicial
dos resíduos, as condições climáticas, a operação do aterro, a quantidade de matéria
orgânica, a presença de drenagem dos percolados, a cobertura do aterro. O teor de
umidade é considerado como um parâmetro que influencia fortemente na geração do
biogás. A Tabela 3.14 apresenta dados típicos de teor de umidade para os componentes
dos resíduos sólidos, para a maioria dos RSU o teor de umidade varia de 15 a 40%
dependendo de sua composição.
Tabela 3. 14 - Valores típicos de teor de umidade de diversos componentes dos RSU.
% teor de umidade Componentes
Variação Típico
Restos de alimentos 50 - 80 70
Papel 4 – 10 6
Papelão 4 – 8 5
Plásticos 1 – 4 2
Têxteis 6 – 15 10
Borracha 1 – 4 2
Couro 1 – 12 10
Restos de poda 30 – 80 60
Madeira 15 – 40 20
Vidro 1 – 4 2
Embalagens de lata 2 – 4 3
Metais não ferrosos 2 – 4 2
Metais ferrosos 2 – 6 3
Terra, cinzas, ladrilhos 6 – 12 8
RSU 15 – 40 20
Fonte: TCHOBANOGLOUS et al. (1982)
60
A medida do teor de umidade em aterros sanitários implica na retirada de amostras, o
que pode se tornar muito trabalhoso e dispendioso, além da necessidade de um grande
número de amostras para garantir uma boa representatividade espacial do aterro. O uso
de métodos indiretos e não destrutivos são mais convenientes para tal finalidade.
Atualmente, outros métodos vêm sendo estudados para a avaliação do teor de umidade,
como o uso de sensores de resistividade elétrica e sonda de nêutrons (GAWANDE et
al., 2003).
JUCÁ et al.(2005), em célula experimental no aterro da Muribeca, realizaram ensaios
com amostra de resíduos em diversas profundidades. Os resultados apresentados na
Tabela 3.15.
Tabela 3. 15 - Valores de teor de umidade em diversas profundidades.
Amostra de resíduos
Profundidades
Teor de umidade
(%)
Furo 1 0 - 4 m 41,64
4 -6 m 34,16
Furo 2 0 -5 m 35,92
5 -10 m 42,44
Furo 3 5 -10 m 30,66
11 -13 m 35,77
Furo 4 0 -6 m 42,15
6-11 m 28,44
12 -16 m 44,10
Fonte: modificado JUCÁ et al. (2005).
3.2.6.4. Curva característica da água no solo
Define-se como curva característica solo-água a relação entre a quantidade de água
presente nos poros e a sucção do solo. A quantidade de água é medida em relação aos
teores de umidade volumétricos e a sucção pode ser estabelecida em termos de sucção
mátrica ou sucção total. A “curva característica solo-água” é também denominada de
“curva de retenção da água do solo” ou “curva de sucção”.
Para a obtenção da curva de retenção um dos métodos que tem sido utilizado durante os
últimos anos é o da câmara de pressão de Richards (1941). Neste método utilizam-se
amostras saturadas, sendo que através da relação da variação da tensão aplicada e o teor
61
de umidade do solo obtém-se a curva característica de retenção de umidade do solo. As
tensões usualmente utilizadas são: 0,01; 0,033; 0,1; 0,5 e 1,5 MPa.
Solos argilosos apresentam curvas características de menor inclinação, enquanto em
solos areno-siltosos apresentam curvas mais inclinadas ou verticalizadas, o que leva a
um rápido decréscimo da sucção para variações de umidade.
Nos projetos de irrigação, é considerada como água disponível às plantas aquela do
intervalo de umidade no qual a mesma está retida pela matriz do solo e pode ser
absorvida pelas plantas. O limite superior desse intervalo é considerado como
capacidade de campo, aceito conceitualmente como o máximo conteúdo de água retido
pelo solo depois que o excesso tenha sido drenado. O limite inferior é representado pelo
ponto de murcha permanente que se refere ao teor de água abaixo do qual a planta não
consegue absorver água pela forte retenção matricial (MELLO et al. 2002).
CARVALHO (2002) define que a água disponível é a água estocada entre a Capacidade
de Campo “Cc” e o Ponto de Murcha “Pm”.
Outra metodologia utilizada com base na curva de retenção de água a “Capacidade de
Campo” é definida pelo ponto em que a tensão oscila em torno de 1/3 atm (33 kPa) e o
“Ponto de Murcha” permanente, quando a tensão oscila em torno de 15 atm (1500 kPa),
(OLIVEIRA, 2005).
3.2.6.5. Capacidade de Campo
Uma das primeiras definições do conceito da capacidade de campo (Cc), a principal
contribuição foi dada por Veihmeyer e Hendrickson (1931,1949) in OTTONI (2005).
De acordo com esses autores, a capacidade de campo é a “quantidade de água retida
pelo solo depois que o excesso tenha drenado e a taxa de movimento descendente tenha
decrescido acentuadamente, o que geralmente ocorre dois a três dias depois de uma
chuva ou irrigação em solos permeáveis de estrutura e textura uniforme”. Os
procedimentos normalmente adotados para a determinação da capacidade de campo no
solo podem ser divididos.
Métodos diretos in situ - Consistem na aplicação no campo de uma lâmina de água por
inundação, numa área delimitada, sem vegetação, para garantir o molhamento pleno do
perfil de solo, e, em seguida, no cobrimento do terreno umedecido, por lona, plástico ou
galharias, para evitar a perda de água por evaporação ou a adição por ocorrência de
62
chuvas. A umidade da capacidade de campo, por profundidade, é normalmente obtida
após dois a quatro dias da completa infiltração da água aplicada.
FABIAN e OTTONI FILHO (1997) desenvolveram um equipamento denominado
câmara de fluxo, que consiste num cilindro metálico de 80 cm de diâmetro por 80 cm de
altura e que pode ser cravado no terreno por pressão hidráulica sem nenhuma
perturbação do solo. A utilização deste equipamento tem a vantagem de eliminar os
fluxos horizontais de perda de água das camadas superiores do perfil.
FABIAN e OTTONI FILHO (2000) avaliaram em seus estudos, a redução da área
delimitada para aplicação de água, devido às dificuldades operacionais dos testes
padronizados. Os autores compararam a capacidade de campo por dois processos in situ,
aquele preconizado pela a EMBRAPA (1979), onde o tabuleiro é de 1m², e por uma
câmara de fluxo, onde a área de alagamento é de 0,50 m². Os resultados mostraram uma
equivalência entre os dados obtidos pelos dois procedimentos, havendo, assim, a
possibilidade da redução do tamanho do tabuleiro definido pela EMBRAPA (1979). O
método da EMBRAPA (1979) define que a lâmina de água deve ser aquela suficiente
para saturar o perfil até a profundidade desejada. Essa lâmina é obtida pela diferença
entre a porosidade total e a umidade inicial do solo, integrada ao longo do perfil,
adicionando uma quantidade de água relativa às perdas laterais devidas aos fluxos
horizontais.
OTTONI et al. (2004) compararam a aplicação de três diferentes valores (100, 200 e
300 mm) de lâmina de água para a saturação de um perfil com 70 cm de profundidade,
em um tabuleiro de 1 m². Os resultados sugerem que a lâmina de 200 mm possa ser
padronizada nos testes de capacidade de campo in situ.
Os métodos indiretos podem ser subdivididos em métodos de laboratório ou de
determinação por pedofunções. Em sua pesquisa OLIVEIRA (2005) relata que vários
pesquisadores procuraram estimar a capacidade de campo em laboratório através da
utilização dos aparelhos de pressão desenvolvidos por Richards e Fireman (1943),
aplicando uma tensão específica em uma amostra de solo (preferencialmente
indeformada), para obter o mesmo teor de água encontrado na capacidade de campo,
sendo comumente adotados os potenciais matriciais de 0,033 MPa
De acordo com FABIAN e OTTONI FILHO (2000), a capacidade de campo pode ser
influenciada pela textura e estrutura do solo, teor de matéria orgânica, seqüência dos
63
horizontes pedogenéticos e gradiente textural entre os horizontes, bem como o teor
inicial de umidade do solo e lâmina d’água aplicada. A Tabela 3.16 apresenta valores
médios de algumas características físicas, matéria orgânica e capacidade de campo
“Cc”, de oito repetições entre 15 a 60 cm de profundidade.
Tabela 3. 16 - Valor médio de algumas características físicas, matéria orgânica e
capacidade de campo “Cc”.
Densidade Granulometria Retenção de
água Profundidade
Solo Partículas
Matéria orgânica
Areia Silte Argila Areia grossa
Cc
(cm) (g cm-3) (10-2kg kg-1) (kg kg-1) (dm3dm-3)
15 1,70 2,63 0,54 0,80 0,06 0,14 0,59 0,16
45 1,74 2,66 0,32 0,68 0,06 0,26 0,48 0,23
60 1,71 2,65 0,29 0,58 0,06 0,38 0,40 0,26
Fonte: FABIAN e OTTONI FILHO (2000) modificado.
OTTONI (2005) exemplifica um outro processo de laboratório denominado de
equivalente de umidade (EU). Neste ensaio, as amostras de solo são peneiradas,
saturadas em água e submetidas a uma força centrífuga de mil vezes a gravidade,
durante 30 minutos. O método indica que a umidade gravimétrica resultante (EU),
equivale à umidade no potencial de 0,033 MPa (CASSEL e NIELSEN, 1986) e a
capacidade de campo gravimétrica.
MELLO et al. (2002) propuseram o uso do ponto de inflexão da curva característica de
água para um Latossolo Vermelho distrófico típico, gerada por regressão polinomial
cúbica, como sendo a umidade relativa à capacidade de campo. Concluíram que esse
ponto pode ser considerado como um bom estimador da capacidade de campo, o que
pode facilitar e agilizar o cálculo da disponibilidade hídrica.
A capacidade de campo em RSU é definida por TCHOBANOGLOUS et al., (1993)
como a quantidade máxima de água que pode ficar retida na massa de RSU aterrada em
oposição à ação da força da gravidade, sendo expressa como o teor de umidade
correspondente, podendo ser volumétrica (volume de água/volume total da amostra) ou
gravimétrica em base seca (massa de água/massa seca de RSU) ou em base úmida
(massa de água/massa total da amostra).
64
Os dados reportados em literatura apresentam grandes faixas de variação, que chegam a
80% no caso de resíduos novos e entre 63 a 74% para resíduos com mais de quatro anos
(Campbell, 1983 e Holmes, 1980, apud LINS, 2003).
Nos experimentos em escala real, YUEN (2001) considera que a capacidade de campo
foi atingida quando a quantidade de água adicionada é igual à quantidade de líquidos
percolados drenada. A capacidade de retenção de água nos RSU é função,
principalmente, da composição, densidade, porosidade e idade dos RSU, logo a elevada
heterogeneidade dos materiais que compõem os RSU, propicia a existência de grandes
vazios ou poros interconectados dentro do aterro sanitário. Alguns valores de
capacidade de campo volumétrica que variam de 14 a 44% conforme apresentado na
Tabela 3.17.
Tabela 3. 17 - Capacidade de campo “Cc” em aterros de RSU.
“Cc” (vol/vol) Pesquisador
29 Remson et al. (1968)
29 -42 Holmes (968)
30 - 40 Straub& Lynch (1982)
20 -30 Owesis et al. (1990)
14 Zeiss & Major (1993)
29 Schoeder et al.(1994)
44 Bengtsson et al. (1994)
34 Yuen (2001)
Fonte: YUEN (2001).
A determinação da capacidade de campo por meio de testes em laboratório e em campo
é dificultada devido à inexistência de metodologias e normas técnicas. Na pesquisa
elaborada por (LINS, 2003), observa-se uma grande variação nos valores da capacidade
de campo. O pesquisador obteve valores de capacidade de campo para amostras
retiradas de resíduos novos (5 anos) e resíduos velhos (10 anos) no aterro da Muribeca.
Amostras executadas através da cravação de Shelbys (10,4 a 11,8 cm de diâmetro por
20 cm de altura), no resíduo nivelado, retiradas evitando-se danos e submetidas aos
seguintes procedimentos laboratoriais para obtenção da umidade na capacidade de
campo. Os valores obtidos encontram-se na Tabela 3.18.
65
Tabela 3. 18 - Capacidade de campo no aterro da Muribeca.
Resíduos novos (5 anos) Resíduos velhos (10 anos)
Capacidade de Campo Cc (%)
Grau de Saturação (%)
Capacidade de Campo Cc (%)
Grau de Saturação (%)
43 85 30 98
45 84 34 98
55 97 35 98
56 98 44 86
55 96 73 88
Fonte: adaptado LINS (2003).
SILVA (2005), através de seu experimento, avaliou a capacidade de campo dos RSU,
em amostras saturadas com água, com massa e volumes conhecidos, e drenagem livre
por um determinado período de tempo, para então ser realizada a determinação da
quantidade de água (teor de umidade) retida na amostra. Os resultados estão
apresentados na Tabela 3.19.
Tabela 3. 19 - Teor de umidade dos RSU na capacidade de campo.
Teor de umidade (%)
Base úmida Amostras
10/09/2004 17/09/2004
1 75,85 72,50
2 62,96 71,60
3 62,54 64,49
Fonte: SILVA (2005) modificado.
Não somente para a avaliação do balanço hídrico, como para projetos ou monitoramento
faz-se necessário o conhecimento das propriedades dos RSU. No aterro sanitário de
Santo André, CARVALHO (2002) mediu os valores de diversos parâmetros em
diferentes idades do resíduo, utilizando um percâmetro capaz de determinaro peso
específico, a condutividade hidráulica e a capacidade de campo em amostras pouco
deformadas. A Tabela 3.20 apresenta o resumo dos resultados obtidos na pesquisa
elaborada por CARVALHO (2002) no aterro sanitário de Santo André em São Paulo.
66
Tabela 3. 20 - Parâmetros medidos no RSU do aterro sanitário Santo André.
Idade
(meses) Peso Específico
(kN/m3)
Teor de Umidade
(%)
Capacidade de Campo
(%)
60 16,18 22,56 42,77
56 11,27 16,94 34,06
50 11,55 25,6 31,99
44 10,29 35,18 26,48
24 7,84 43,35 38,45
18 8,02 49,48 31,04
6 11,79 53,93 31,00
Fonte: CARVALHO (2002) modificado.
A Tabela 3.21 apresenta valores de parâmetros hidráulicos de diversos RSU publicados
por vários autores. A amplitude na variação comprova a grande diversidade das
condições hidráulicas encontradas em diversos aterros.
Tabela 3. 21 - Valores dos parâmetros hidráulicos de RSU de diversos autores.
Referência Umidade de saturação (vol/vol)
Capacidade de campo (vol/vol)
Permeabilidade (m/s)
Comentários
Bleiker et al.,1993 10-5,8 a 10 -8 Amostra de campo
Oweis, 1990 0,4 – 0,5 0,20 – 0,35 1,5. 10 -8 a 10 -5 Ensaios em situ
Manassero et al., 1997
- - 10 -5 A partir de revisões bibliográfica
Schoeder et al., 1994
0,671
0,168
0,292
0,073 10 -5
Resíduos normais
Resíduos com canalizações
Huitric et al., 1980
- 0,065 – 0,397 - Ensaios de laboratório
Bengtsson et al., 1994
- 0,25 – 0,40 - Revisão de casos
Korfiatis et al., 1984
0,5 – 0,6 0,20 – 0,30 1,3. 10 -4 a
8 . 10 -5 Em colunas de laboratório
Koka y Zakowicz, 1998
0,3 - 0,4
0,5 – 0,7
0,32 – 0,38
0,51 – 0,56
5,3 .10 -5 a
1,1 . 10 -5 Ensaios in situ
Fonte: LOBO, A. (2003).
67
3.3. MODELO HELP
O modelo de SCHOEDER et al. (1994), chamado HELP versão 3 (Hydrology
Evaluation of Landfill Performance) vem se destacando como modelo determinístico
recomendado pela agência de proteção ambiental americana (USEPA). Modelo
computacional que considera a acumulação inicial de água até que seja atingida a
capacidade de campo e o período de retardamento entre a água da precipitação que se
infiltra e a descarga de líquidos percolados, por meio do cálculo do fluxo de água no
aterro.
Trata-se de um modelo de simulação dos processos hidrológicos, quasi-bidimensional
em que uma das dimensões é usada para calcular a percolação vertical e a outra, a
drenagem lateral instalada sob o sistema de cobertura. Para simulação dos processos
hidrológicos o modelo solicita dados de entrada dos parâmetros climatológicos e
propriedades dos materiais envolvidos, além das características de projeto. Os processos
hidrológicos externos são simulados através da alimentação de dados climáticos, como
taxas médias diárias de precipitação, temperatura médias mensais, umidades relativas
trimestrais, velocidade média do vento, radiação solar, crescimento vegetal e
evapotranspiração, além das especificações do projeto para realizar as análises. Para o
cálculo dos processos hidrológicos no interior do maciço são necessários dados
referentes à geometria das camadas formadoras do aterro.
O modelo possibilita a entrada de dados referentes ao sistema de drenagem, tais como,
declividades e distâncias máximas entre os drenos laterais; dados do sistema de
cobertura, espessuras, descrição das camadas, área, percentual do liquido utilizado na
recirculação de percolado, infiltrações subsuperficiais, características do solo
(capacidade de campo, ponto de murcha, condutividade hidráulica saturada, porosidade)
e da geomembrana (densidade, defeitos de instalação, condutividade hidráulica
saturada, espessura, transmissividade) SCHOEDER et al. (1994).
Nas camadas de percolação vertical aplica-se a lei de Darcy no cálculo, admitindo-se
um gradiente hidráulico unitário, pelo fato do fluxo ser vertical e não saturado,
considerando-se camadas a pressão constante. Para as camadas de drenagem lateral o
fluxo vertical é definido da mesma forma e acrescido à drenagem lateral, assimilando-se
a um fluxo saturado, e se resolve com a equação de Boussinesq (Lei de Darcy +
equação da continuidade), à qual se aplicam as hipóteses de Dupuit- Forcheimer (fluxo
em aqüífero livre). As barreiras impermeáveis de solo permitem somente o fluxo
68
vertical, funcionando como fluxo saturado com uma altura de água sobre a camada
argilosa (Lei de Darcy). A infiltração nas camadas com geomembranas ou barreiras
compostas ocorre por defeitos ou rupturas, e é elaborado com a utilização dos estudos
de Giroud e Fick. A infiltração nas membranas por difusão de vapor é calculada através
de um fluxo saturado com intervenção do estado gasoso (leis de Darcy e Fick).
O HELP usa o conceito de capacidade de campo para modelar o armazenamento de
umidade nos resíduos, que não produzirá percolado até atingir sua capacidade de
campo. A partir deste momento, qualquer umidade resultará em movimento vertical de
umidade.
SCHUELER (2005) em sua pesquisa utilizou o modelo HELP e relatou que o programa
possui um banco de dados de precipitação e temperatura para diversas cidades. São
poucas as estações climatológicas brasileiras inseridas no banco de dados do programa
HELP. No Brasil, pode-se considerar a chuva como a única forma de precipitação.
O modelo não considera o fluxo através dos bolsões de gás, comuns no interior de
aterros de resíduos, bem como despreza as eventuais trincas no solo causadas por
impacto de caminhões pesados e tratores, favorecendo o fluxo do percolado através de
caminhos preferenciais. O modelo assume um fluxo uniforme de água, desconsiderando
a existência de caminhos preferenciais (BENGTSSON et al., 1994; BENDZ et al.,
1997; HETTIARATCHI et al., 1999). Os caminhos preferenciais através das camadas
do aterro são citados como um importante fator das altas taxas de infiltração, sendo
mais significante em aterros jovens (GUYONNET et al., 1998; UGUCCIONI e ZEISS,
1997).
FIELD e NANGUNOORI (1993) citam que em seus estudos os resultados do HELP
foram úteis na previsão do comportamento do aterro por longos tempos, mas o modelo
comportou-se altamente impreciso na previsão da produção de percolado durante
eventos de chuva.
O processo de biodegrabilidade dos resíduos não é considerado pela simulação do
modelo HELP.
69
3.4. MODELO MODUELO 2
O MODUELO é um programa desenvolvido pelo Grupo de Engenharia Ambiental da
Universidade de Cantabria, Espanha. O modelo está programado em linguagem C++
(Borland C++, Versão 1). A partir de dados climatológicos, de produção de resíduos. O
software reproduz a evolução do aterro e a simulação com o modelo devidamente
calibrado permite estimar a vazão do líquido percolado, a contaminação orgânica e o
biogás gerado diariamente.
O programa utilizado neste trabalho é o MODUELO 2. Trata-se de um modelo
tridimensional que analisa o fluxo de um líquido através de um meio poroso baseado
nas equações de fluxo saturado e a partir dos dados climatológicos, de produção de
resíduos e de uma representação tridimensional de um aterro sanitário. Estimam-se o
volume e a composição dos percolados produzidos e do biogás gerado em um
determinado período de tempo.
O programa é estruturado em dois módulos básicos, o “hidrológico” e o da
“degradação”. O modelo utiliza as características geométricas básicas do projeto
(levantamento planialtimétrico, sistemas de cobertura e drenagem), além de reproduzir o
histórico da disposição dos resíduos através da discretização em células que obedecem a
uma ordem cronológica de preenchimento.
No módulo hidrológico o balanço hídrico é determinado pelo algoritmo apresentado na
Figura 3.6, em que a demanda de evaporação (EVP) ou evapotranspiração (EVTP) se
exerce em primeiro lugar sobre a água precipitada na área do aterro (P) e a armazenada
superficialmente (ALMSUP). O volume evaporado destas duas fontes constitui a
evaporação superficial (EVS). Para definição da água disponível, se (P + ALMSUP –
EVS) é maior que zero, se infiltrará uma parte, INF (infiltração), dada pela Lei de
Horton. A parte destinada à infiltração (INF) aumenta a umidade da célula, ω. O
restante formará poças (ALMSUP) até que supere uma “altura máxima de poça”, a
partir da qual se produz o escoamento superficial (ESC), que é água que não intervirá
nos cálculos posteriores. O volume acumulado na superfície (ALMSUP) permanece
disponível para infiltração ou evapotranspiração. No caso em que EVP ou EVTP são
maiores que (P + ALMSUP) então desaparecerá na forma de evaporação subsuperficial
(EVSS) e parte da umidade presente na “profundidade de evaporação”, interna à célula
superficial será consumida [EVP ou EVTP - (P + ALMSUP)].
70
Figura 3.6 - Algoritmo adotado no Balanço Hídrico superficial do programa
MODUELO 2 (LOBO, A., 2003).
O modelo busca representar o fluxo em condições saturadas com tratamento
independente dos movimentos horizontais e verticais. O MODUELO 2 introduz ao
cálculo do fluxo no interior do aterro utilizado na sua primeira versão, a definição de
espessura saturada.
A seguir é apresentado o esquema do algoritmo geral de cálculo do programa
MODUELO 2 (Figura 3.7).
Evapotranspiração EVTP (t)
Evaporação EVP(t)
Água disponível (t)
Precipitação P (t)
Evaporação Superficial
EVS (t)
Infiltração INF (t)
Excesso (t)
Umidade na Célula (t)
Escoamento ESC (t)
Volume acumulado na superfície ALMSUP (t)
Evaporação no Subsuperficial
EVSS (t)
P (t) + ALMSUP (t-1) – EVS (t)>0
71
Figura 3.7 - Esquema do algoritmo geral de cálculo (LOBO, A., 2003).
Para o modelo de fluxo vertical a hipótese fundamental é que o mesmo se produz
sempre em condições saturadas. Posto que na sua trajetória vertical a água atravessa
uma espessura menos permeável (ou uma camada de cobertura, ou uma interface ou
uma superfície de compactação), assume-se que uma vez superada esta separação, a
umidade presente em cada célula se acumula instantaneamente sobre seu fundo.
Para o modelo de fluxo em direção à declividade do dreno, considera-se o cálculo da
vazão afluente em situação estacionaria em que a vazão de recarga é igual à vazão
evacuada pelo dreno. A análise é realizada por unidade de longitude de condução,
considerando que o fluxo em direção ao dreno é unidimensional segundo a direção
transversal ao mesmo no plano de drenagem que forma um ângulo α com o horizontal.
Dados
Bloco de configuração Definição do domínio
Balanço superficial Cálculo da recarga superficial
Cálculo do fluxo vertical
Cálculo do fluxo por dreno
Atualização de H
Cálculo dos fluxos horizontais
Atualização de H
Dados
72
A Figura 3.8 ilustra um esquema da distribuição de altura do material saturado ao longo
do eixo x, horizontal e normal à direção do dreno, submetido a uma recarga de água r
[L·T-1] e em condições de fluxo livre (altura de água nula no dreno).
Figura 3.8 - Esquema de definição do modelo de fluxo em direção ao dreno (LOBO,
A., 2003).
O modelo de fluxo horizontal analisa em primeiro lugar o transporte em uma dimensão.
Na Figura 3.9 é representada a curva de espessura de saturação ou de altura de água
livre “H” no terreno ao longo de “l”, na direção do fluxo sobre a superfície inferior. É
aplicado o principio de conservação da massa de água num no terreno de largura
unitária e espessura “dx”. A variação do volume de água armazenada, correspondente à
água livre, é devida ao balanço entre a vazão de entrada “Ql” e a de saída “Ql+dl”.
Figura 3.9 - Esquema do fluxo de umidade em uma direção (LOBO, A., 2003).
Para simular o fluxo do percolado num aterro de resíduos devem ser consideradas as
variações das suas propriedades hídricas no tempo. Conforme o aterro cresce em altura
Material da célula Espessura saturada
Impermeável
Rede coletora do percolado
73
e são degradadas as camadas inferiores, mais antigas, as mesmas vão sendo
compactadas com uma redução de sua capacidade de armazenamento de água, fazendo
com que sua transmissão seja mais lenta. No modelo apresentado, estes fenômenos se
traduzem como uma diminuição da umidade de saturação, da capacidade de campo e da
permeabilidade dos resíduos. A variação das características hidráulicas dos demais
materiais é considerada desprezível diante dos resíduos onde a compactação e
degradação tem maior importância.
Para a determinação da capacidade de campo utiliza-se o modelo adaptado de HUITRIC
et al. (1980), que relaciona a capacidade de campo da massa de resíduos numa camada
com o peso de resíduos acima. A capacidade de campo “ωps” é definida pela relação da
umidade expressa como percentual em volume “ωVOL” e o peso específico seco do
resíduo, conforme apresentado na Equação [3.10]. O modelo de capacidade de campo
definida para o programa MODUELO 2 é apresentado na equação [3.11].
( )( )tV
tMww
w VOL
o
VOLps ==
secγ Equação [3.10]
Em que: γseco= peso específico do resíduo seco; M(t): massa de resíduo seco; V(t):
volume aparente ocupado pela massa M(t).
( )( )tV
tM
WCC
CCCCw
c
a
accps
ps.
1
+−= Equação [3.11]
Em que: wcc= umidade de capacidade de campo, como fração volumétrica; CCaps, CCbps
e CCc são parâmetros do modelo, apresentados por LOBO, A. (2003) e CCbps(%) e
CCaps(%) são as capacidades de campo (peso de água sobre peso de resíduos seco)
inicial e final respectivamente e CCc(kg/m2) é o parâmetro de variação de wcc com a
sobrecarga, W= sobrecarga sobre o resíduos(kg/m2).
Para considerar a permeabilidade dos resíduos este modelo adota o modelo publicado
por DEMIREKLER et al. (1999), no qual a permeabilidade varia com a sobrecarga
sobre o resíduo segundo a equação [3.12].
74
).(exp.0 iki WaoKK −= Equação [3.12]
Em que: Ko é a umidade inicial do resíduo e wi a sobrecarga sobre a camada de resíduo.
Esta equação deverá ser ajustada conforme observações experimentais em cada aterro
de resíduos, mas no MODUELO 2 adapta-se a constante de variação de “K” com a
profundidade conforme proposto por ROWE e NADARAJAH (1996). Estes autores
determinam um valor para o parâmetro de diminuição exponencial da permeabilidade
na profundidade. O valor dessa constante é de 0,269, desta forma o valor de ak será dado
pela equação [3.13], onde “γ” é o peso específico médio dos materiais sobre a camada
considerada.
γ269,0=ka Equação [3.13]
3.4.1. Módulo hidrológico
Os dados que alimentam o módulo Hidrológico podem ser denominados de “parâmetros
reais”. A próxima etapa refere-se à introdução de dados externos que é subdividida em 3
submodelos: Produção, Morfológico e Clima.
A Tabela 3.22 reúne os parâmetros essenciais à simulação do módulo Hidrológico do
programa MODUELO 2.
75
Tabela 3. 22 - Parâmetros utilizados no módulo hidrológico.
Modelo Parâmetro Descrição
INFILTRAÇÃO (Horton)
fc (mm/h)
fo (mm/h)
k (h-1)
Taxa mínima de infiltração.
Taxa máxima de infiltração (começo da chuva).
Variação da taxa de infiltração com o tempo.
EVAPOTRANSPIRAÇÃO H EVA (m)
Hlimite (%)
Profundidade onde ocorre a evaporação.
Percentagem de umidade da capacidade de campo que não é evaporada.
ESCOAMENTO SUPERFICIAL
dp (mm)
“conexão”
Altura máxima de água acumulada sobre a superfície.
Conexão do escoamento superficial com a rede de drenagem.
FLUXO HORIZONTAL
Kh (m/s)
mx (rad)
my (rad)
Permeabilidade horizontal da célula
Declividade da cobertura em relação ao eixo x.
Declividade da cobertura em relação ao eixo y.
FLUXO VERTICAL
Kv (m/s)
Kc (m/s)
ec (m)
Permeabilidade vertical da célula.
Permeabilidade vertical da cobertura.
Espessura da cobertura.
FLUXO por DRENAGEM
“tipo drenagem”
β (rad)
η
Ld(m)
Ad(m2)
Características do dreno na célula.
Declividade da tubulação.
Coeficiente de Manning (dreno).
Área de influência do dreno.
Área equivalente de dreno por célula.
CAPACIDADE de CAMPO
CCbps (%)
CCc (%)
Capacidade de campo mínima (pressão infinita), quantidade de água por peso seco.
Influência da sobrecarga sobre a capacidade de campo.
PERMEABILIDADE
Ko (m/s)
ak (m-1)
bk (m-1)
Permeabilidade inicial no resíduo.
Variação da permeabilidade do resíduo com a profundidade.
Variação da permeabilidade do resíduo com a profundidade.
PARÂMETROS GERAIS
(Resíduos)
ωSAT (%)
ω (%)
ρ (T/m3)
Umidade de saturação.
Umidade do material.
Densidade aparente do material.
76
• Submodelo de produção
No submodelo de produção de RSU, os dados de entrada são introduzidos diretamente
nas janelas apresentadas pelo programa. Os principais parâmetros abordados neste
módulo referem-se à população atendida, evolução temporal, taxa de produção,
composição gravimétrica, umidade, poder calorífico, densidade e a biodegrabilidade dos
resíduos.
• Submodelo morfológico
O submodelo morfológico refere-se à disposição geométrica do aterro (topografia da
área, situação de cada célula, ordem de enchimento) e as características de discretização
(dimensão horizontal das células, espessura da cobertura, tipologia das células e posição
e dimensão dos drenos). O programa apresenta vários tipos de células para definição da
ordem cronológica de execução.
• Células terreno: célula impermeável inativa que reflete as irregularidades da base
do aterro. São fixadas e definidas pela topografia original da área e sua
discretização correspondente;
• Células vazias: células que nunca terão elementos em seu interior e permitem
fluxo em direção às células inferiores;
• Células de resíduos (V): são as células formadas pelos resíduos que chegam ao
aterro, sendo sempre dispostas sobre elas uma camada de cobertura intermediária.
Cada célula conserva seu número de ordem, que consiste em uma informação
temporal sobre a materialização daquela célula no aterro, uma vez que haja
resíduos suficientes para seu preenchimento;
• Células de resíduos com camada de cobertura final (Vs): tem as mesmas
características das células de resíduos, no entanto para estas células são definidos
os parâmetros para a camada de cobertura final;
• Células de solo (R): são células aterradas por um único material (solo) diferente
dos resíduos;
• Células de dreno (D): células similares às células de solo, elas simulam a presença
dos drenos verticais e permitem o fluxo vertical e horizontal conforme dimensões,
coeficiente de Manning, declividade e permeabilidade definidas.
77
• Submodelo clima
Nesta etapa são inseridas as séries temporais de precipitação horária, temperatura média
diária, insolação média diária, velocidade do vento e umidade relativa do ar diária. Para
cada célula é calculado o volume diário de percolados produzidos em função da
precipitação, dos fluxos vertical e horizontal, e das perdas de água (escoamento
superficial, evaporação, evapotranspiração, etc.).
Na Tabela 3.23, LOBO, A. (2003) acrescenta, como sugestão de entrada de dados para
o MODUELO 2, alguns valores em aterros de resíduos referentes a pesquisas de vários
autores.
Tabela 3. 23 - Valores de parâmetros hidráulicos em RSU.
Referência Umidade Saturada
(vol/vol)
Capacidade de campo
(vol/vol) Permeabilidade Comentários
Bleiker et el., 1993 10-5,8 a 10-8 Amostras de campo
Oweis, 1990 0,4 – 0,5 0,20 – 0,35 1,5.10-6 a 10-5 Ensaios “in situ”
Manassero et al., 1997 10-5 A partir de revisões
bibliográficas
Schroeder et al., 1994
0,671
0,168
0,292
0,073
10-5 Resíduos normais;
Resíduos com caminhos preferenciais.
Huitric et al., 1980 0,065 – 0,397 Ensaios de laboratório
Bengtsson et al., 1994 0,25 – 0,40 Revisão de casos
Korfiatis et al., 1984 0,5 – 0,6 0,20 – 0,30 1,3.10-4 a 8.10-5 Colunas de laboratório
Koda y Zakowicz, 1998 0,3 – 0,4 a
0,5 - 0,7
0,32 – 0,38 a
0,51 - 0,56
5,3.10-4 a
1,11.10-6 Ensaios “in situ”
Fonte: LOBO, A. (2003).
Com base nos resultados obtidos no módulo hidrológico, o modelo estabelece as
condições de umidade para cada célula, que servirão como dado ao módulo da
degradação, obtendo-se então os resultados das cargas de contaminantes orgânicos
biodegradáveis e não biodegradáveis no percolado, das concentrações de DBO e DQO.
78
3.4.2. Módulo de degradação
O módulo de degradação se concentra nos processos que afetam os compostos
orgânicos.
A matéria orgânica está composta por duas frações sendo uma biodegradável e outra
não biodegradável. Por sua vez a fração biodegradável é constituída por uma parte
rapidamente hidrolisável e outra lentamente hidrolisável. LOBO,A. (2003) sugere para a
biodegrabilidade dos principais componentes dos resíduos os valores da Tabela 3.24.
Tabela 3. 24 - Biodegrabilidade dos principais componentes dos resíduos adotada pelo
MODUELO 2.
Componentes dos resíduos
Papel Papelão Resíduos
de alimentos
Resíduos de jardins
Madeira Têxtil Borracha e couro
C 43,5 44 48 47,8 49,5 55,0 69
H 6 5,9 6,4 6 6 6,6 9
O 44,0 44,6 37,6 38 42,7 31,2 5,8
N 0,3 0,3 2,6 3,4 0,2 4,6 6
Composição média (%), [1]
S 0,2 0,2 0,4 0,3 0,1 0,15 0,2
Fração biodegradável adotada pelo
MODUELO 2
40% 41% 64% 35% 17% 32% 0%
Fonte: [1] Tchobanoglous et al. (1994) e Bonori et al. (1997), apud LOBO, A. (2003).
Conhecendo a massa de cada componente que chega ao aterro pode-se estimar a
biodegradação da matéria orgânica no interior de cada célula a partir de estudos da
hidrólise e gaseificação.
A decomposição da matéria orgânica dissolvida em gás segue uma cinética de primeira
ordem com velocidade constante e igual para todas as substâncias biodegradáveis. As
reações de primeira ordem são aquelas nas quais a taxa de reação é proporcional à
concentração do reagente (SPERLING, 1996B).
A massa “gaseificável” é acrescida às substâncias que podem ser carreadas pelo efeito
da hidrólise dos componentes em seu entorno ou como conseqüência direta de
processos físico-químicos como carreamento com a água na sua percolação e ou
dissolução química.
79
Na modelagem, os compostos orgânicos não biodegradáveis que aparecem no percolado
são incluídos no programa através do “fator de arraste”, ou melhor, fator de
carreamento, de forma que este fator, entre 0 e 1, determina a fração da matéria orgânica
inerte que será lixiviada pelo percolado.
Outro fator presente no programa é o de “acessibilidade” que expressa a parte da fração
biodegradável que será dissolvida no aterro. Este fator que indica a “fração degradável
accessível”, aplicado à massa degradável em condições ideais, expressa a parte da
mesma que será realmente hidrolizada nas condições específicas do aterro estudado. O
fator de acessibilidade varia de 0 (os microrganismos não tem acesso a nenhuma fração
do resíduo) a 1 (situação ideal em que toda matéria degradável será decomposta).
A decomposição da matéria orgânica pode ser descrita com uma série de etapas de
degradação anaeróbia que fazem parte várias espécies biológicas. Em primeiro lugar se
processa a hidrólise do sólido orgânico, resultando em polímeros mais simples como
proteínas, carboidratos e lipídeos que são hidrolisados e formam açúcares, aminoácidos
e ácidos graxos voláteis de alto peso molecular. Os aminoácidos e açúcares são
transformados em produtos intermediários ou se fermentam diretamente produzindo
ácido acético: em ambos os casos geram-se amônia. Os ácidos graxos se decompõem
em subprodutos intermediários como os mencionados e hidrogênio, sendo os produtos
finais da degradação o dióxido de carbono e o metano.
Na simulação o programa processa a produção sucessiva de contaminantes no percolado
e produção de biogás, conforme as três etapas descritas a seguir:
• Fase Hidrólise
Na hidrólise, a parte da matéria sólida é dissolvida por degradação biológica dos
compostos orgânicos ou por ação de arraste químico ou físico. São distinguidas duas
reações segundo o tipo de matéria que sofre o processo: biodegradável ou não
biodegradável.
A fração do carbono que é convertida em acetato nas etapas de hidrólise e fermentação
é denominada “f’AC” e a fração de carbono convertida em compostos intermediários é
denominada como fCHO. Portanto (1- fAC - fCHO ) será a proporção que gera CO2 nesta
fase. Os valores sugeridos pelo MODUELO 2 são os apresentados por ZHENDER et al.
(1982) para ecossistemas anaeróbios que indicam que cada mol de carbono ao se
80
decompor gera aproximadamente 0,76 mol de carbono na forma de compostos
intermediários e 0,20 mol de carbono na forma de acetato.
• Fase de Acetogênese
Consiste na transformação dos “produtos intermediários” em acetato, dióxido de
carbono e hidrogênio. A proporção de carbono dos compostos intermediários que se
transforma em acetato se denomina f’ AC. O valor sugerido pelo programa para f’AC é o
adotado por ZHENDER et al. (1982) de 0,68.
• Fase de Gaseificação
O processo final de decomposição transforma a matéria em biogás e por esse motivo é
denominada “gaseificação”. A geração do metano em sistemas biológicos é produzida
por duas vias: pela utilização do acetato (metanógenos acetófilos) e pela redução do
CO2 com H2 (metanógenos hidrogenófilos).
Como resultante destes processos se obtem a carga de cada contaminante
(toneladas/dia) presente no percolado (todos os elementos da matéria não biodegradável
arrastada, o carbono, hidrogênio e oxigênio que formam compostos orgânicos distintos
do acetado, CCHO, HCHO e OCHO, acetato, nitrogênio amoniacal, ácido sulfídrico SH2 e
gases dissolvidos), e sua concentração diária de DBO e DQO, além dos volumes dos
gases obtidos.
As etapas de degradação variam em cada aterro (inclusive em um mesmo aterro) e as
proporções em que as fases de decomposição se desenvolvem são controladas pelas
cinéticas estabelecidas pelo processo de degradação dos resíduos.
Os parâmetros utilizados no MODUELO 2, para estabelecer a velocidade de degradação
em cada fase, estão apresentados na Tabela 3.25 em função do tipo de compostos e
condições ambientais.
81
Tabela 3. 25 - Etapas de degradação no MODUELO 2 e seus respectivos parâmetros.
Etapas Parâmetros
Hidrólise do material biodegradável rapidamente hidrolizável
khr
Hidrólise do material biodegradável lentamente hidrolizável
khl
Arraste do material biodegradável na hidrólise rápida far . khr
Arraste do material biodegradável na hidrólise lenta far . khl
Acetogênese kA
Metanogênese/ Acetofílica kAC
Metanogênese/ Hidrogenofílica kH2
As reações de degradação dos resíduos estão apresentadas no Anexo 5 deste estudo. As
taxas de velocidades de degradação aplicadas neste estudo foram utilizadas em
pesquisas de LOBO, A. (2003) ou resultantes da calibração de modelos de outros
autores, conforme demonstrado na Tabela 3.26.
Tabela 3. 26 - Valores de taxas de degradação de calibração utilizadas em outros modelos.
Referência Hidrólise Acido-
Acetogênese Gasificação/
Metanogênese
El-FADEL et al. (1996 a e 1996 b) (1)
Rápida:
0,006 – 0,000002
Média:
0,001 – 0,0000003
Lenta:
0,0002 – 0,0000006
0,0002 – 0,003 0,00007 – 0,001
YOUNG, 1995
Rápida: 0,00274;
Média: 0,000548
Lenta: 0,00000113;
0,6912 (kA)
0,0024(kAC)
0,6 (Acetoclástica);
9300 (kH2)
(1) Calculados com os parâmetros empregados em análises de sensibilidade (El-FADEL et al. ; 1996 b) e a concentração de biomassa média resultante da aplicação ((El-FADEL et al. ; 1996 c).
82
3.5. COMPARAÇÕES ENTRE OS MODELOS
Considerando as limitações apresentadas por cada modelo, a Tabela 3.27 apresenta um
panorama comparativo entre os métodos e modelos computacionais discutidos nos
parágrafos anteriores.
Tabela 3. 27- Comparação entre os modelos utilizados para estimativa de percolados em
aterros de RSU
Características Método Suíço
Balanço Hídrico HELP MODUELO 2
Dimensão 1D 1D Quase 2D 3D
Precipitação x x x x
Temperatura x x x
Velocidade do vento x x
Radiação Solar x
Insolação x
Umidade relativa x
CL
IMA
Interação com a atmosfera
x x x
Camadas de resíduos x x x
Camadas de solo x x x
Geossintéticos x
Sistema de drenagem x x
Fluxo Vertical x x x x MA
TE
RIA
IS
Fluxo Horizontal x x
Histórico do aterro x
Simulação em operação.
x
Simulação pós - fechamento
x x x x
Degradação dos resíduos
x OP
ER
AÇ
ÃO
Previsões de longo prazo
x x
83
CAPÍTULO 4 - INVESTIGAÇÃO EXPERIMENTAL
O presente capítulo descreve a metodologia utilizada na fase experimental deste estudo
e os resultados de ensaios realizados nesta pesquisa e os obtidos em pesquisas anteriores
desenvolvidas no aterro sanitário da CTR de Nova Iguaçu e no lixão do Marambaia.
Alguns parâmetros necessários à alimentação do banco de dados de entrada do
programa, para o cálculo da estimativa de quantidade do percolado desenvolvido pelo
software MODUELO 2, foram extraídos da literatura. A Tabela 4.1 apresenta as
principais tarefas realizadas para o desenvolvimento desta pesquisa.
Tabela 4. 1 – Plano de trabalho para a execução da pesquisa.
Etapas Tarefas
Levantamentos de dados
Dados extraídos da literatura necessários ao desenvolvimento da pesquisa;
Dados obtidos de pesquisas realizadas no Lixão do Marambaia – UERJ;
Dados obtidos de pesquisas e/ou cedidos pela CTR de Nova Iguaçu – UFRJ.
Trabalhos de campo Amostragem;
Permeabilidade in situ – Guelph.
Ensaios de laboratório Permeabilidade em laboratório;
Caracterização dos solos.
Cálculo da estimativa de produção dos percolados
Método do Balanço Hídrico;
Software MODUELO 2.
4.1. LOCALIZAÇÃO E ASPECTOS GERAIS
O lixão do Marambaia e a CTR de Nova Iguaçu estão localizados no município de Nova
Iguaçu situado na Baixada Fluminense, parte da Região Metropolitana do Rio de
Janeiro. Situa-se a uma latitude 22º 45' 33" Sul e a uma longitude 43º 27' 04" Oeste, a
uma altitude de 25 metros. O município tem uma área total de 524,5 quilômetros
quadrados, correspondentes a 11,1% da área da Região Metropolitana. Sua população
estimada em 2005 é de 830 865 habitantes, com base na taxa de crescimento de 1,94%,
baseado no censo de 2000 (IBGE).
84
Em escala regional, as áreas utilizadas pelos aterros situam-se em zona classificada pelo
Conselho Deliberativo da Região Metropolitana do Rio de Janeiro como uso
predominantemente industrial, cuja utilização preferencial é para a instalação de
unidades cujos processos industriais sejam submetidos a métodos adequados de controle
e tratamento de efluentes e que não causem incômodos sensíveis às demais atividades
urbanas.
A classificação de Koppen e Thornhwaite mostra que a região em questão tem um clima
subtropical (wa), com inverno seco (w) e verão quente (a), tropical chuvoso de região de
floresta.
A região está situada na Bacia do Rio Iguaçu/Sarapui, na qual está inserida a área de
influência direta e indireta, e que drena uma área de 726 km2 abrangendo parte dos
municípios do Rio de Janeiro, Nova Iguaçu, Nilópolis, São João de Meriti, Belford
Roxo e Duque de Caxias. O rio Iguaçu tem sua nascente na serra do Tinguá, a uma
altitude de cerca de 1000m. Possui uma extensão de aproximadamente 43 km e deságua
na Baía de Guanabara. Seus principais afluentes são: Tinguá, Pati e Capivari pela
margem esquerda e Botas e Sarapuí, pela margem direita. O rio Iguaçu é considerado,
segundo a Resolução CONAMA no 357 de 17/03/2005, que classifica as águas doces,
salobras e salinas, como de Classe 2, cujas águas são destinadas (IBG - Instituto Baía de
Guanabara):
a) ao abastecimento doméstico após tratamento convencional;
b) à proteção das comunidades aquáticas;
c) à recreação de contato primário ( natação, esqui aquático e mergulho);
d) à irrigação de hortaliças e plantas frutíferas;
e) à criação natural e/ou intensiva (aqüicultura) de espécies destinadas à
alimentação.
Os principais acessos ao município de Nova Iguaçu são pelas rodovias: Rodovia
Presidente Dutra; BR-465 - Antiga Rodovia Rio-São Paulo; RJ-105 - Estrada de
Madureira; RJ-111 - Estrada Federal; RJ-113 - Estrada de Adrianópolis.
85
A Figura 4.1 apresenta no mapa com a localização da CTR de Nova Iguaçu e do Lixão
do Marambaia.
Figura 4.1 - Mapa de localização das áreas estudadas.
Nova Iguaçu tem 88,2% dos domicílios com coleta regular de resíduos, outros 2,9% têm
seus resíduos jogados em terrenos baldios ou logradouros, e 7,5% o queimam (TCE RJ,
2005). Em Nova Iguaçu a coleta de resíduos é efetuada pela Empresa Municipal de
Limpeza Urbana (EMLURB). A coleta domiciliar é realizada 3 vezes por semana no
horário de 7:00 às 16:20 h, exceto no centro da cidade onde é realizada coleta noturna
diariamente.
A Tabela apresentada a seguir mostra dados fornecidos pela prefeitura de Nova Iguaçu,
que detalham as quantidades de resíduos depositados, em toneladas, na CTR da cidade,
em 2003.
CTR
Lixão do Marambaia
86
Tabela 4. 2 - Resíduos depositados na CTR em 2003 (toneladas).
Período Resíduos
Domiciliares Público a Granel
Varrição Grandes
Geradores Total
Fev/03 7.414,61 7.321,51 276,70 - 15.012,82
Mar/03 13.564,72 17.527,13 476,48 - 31.568,33
Abr/03 13.884,10 8.039,12 102,51 - 22.025,73
Mai/03 14.574,45 13.290,35 174,03 - 28.038,83
Jun/03 11.845,28 11.845,28 381,57 30,95 24.103,08
Jul/03 11.942,93 15.337,91 336,53 463,79 28.081,16
Ago/03 10.837,14 13.282,47 497,45 63,02 24.680,08
Set/03 10.502,73 10.613,53 727,42 137,03 21.980,71
Out/03 11.298,00 12.692,24 604,58 5.113,13 29.707,95
Nov/03 11.949,44 10.919,07 601,30 10.821,75 34.291,56
Dez/03 14.784,76 11.353,78 466,61 5.423,14 32.028,29
Total 132.598,16 132.222,39 4.645,19 22.052,81 291.518,55
Fonte: EMLURB (2004)
Existem 54 Estabelecimentos de Saúde cadastrados, que geram 3 toneladas de resíduos
por dia, os quais eram depositados até 2003 no aterro Metropolitano de Gramacho,
quando passaram a ser processados na CTR Nova Iguaçu.
Um importante projeto executado pela EMLURB em vários bairros, conta com a
parceria das comunidades locais, é o da Coleta Seletiva, realizada uma vez por semana.
Em cerca de 530 pontos da cidade, as unidades de recepção de materiais recicláveis
geram uma média de 40 toneladas de resíduos por mês.
4.2. LIXÃO DO MARAMBAIA
A Prefeitura Municipal de Nova Iguaçu utilizou o Lixão do Marambaia para disposição
final dos resíduos sólidos urbanos coletados, desde o final da década de 80 até fevereiro
de 2003. O lixão situa-se na Vila Cava, região leste do município de Nova Iguaçu.
O lixão ocupava uma área de aproximadamente 200.000 m² e recebia diariamente cerca
de 1000 toneladas de resíduos sólidos urbanos de origem domiciliar, coleta pública,
comercial, hospitalar e industrial dos municípios de Nova Iguaçu e Mesquita.
87
A Figura 4.2 mostra a situação do Lixão do Marambaia anterior à implantação da obra
de recuperação ambiental. Atualmente, os resíduos da cidade estão sendo encaminhados
para a CTR Nova Iguaçu, inaugurada em 13 de fevereiro de 2003.
Figura 4.2- Área do Lixão do Marambaia, 2001 (FELIPETTO, 2006).
A área do lixão está sendo recuperada por meio de ações como retaludamento e
recobrimento com solo da região, e construção de estrada periférica para delimitação do
perímetro da área a ser recuperada. A Figura 4.3 apresenta a situação do Lixão do
Marambaia durante sua recuperação. Foram efetuadas perfurações de poços para a
coleta de biogás e sistemas de drenagem das águas pluviais e do líquido percolado. A
coleta do percolado será encaminhada a duas lagoas impermeabilizadas, posicionadas
nas duas laterais do aterro.
O atual aterro controlado do Marambaia recebeu resíduos desde o final da década de 80
até fevereiro de 2003, depositados sem nenhum controle, com grande parte dos resíduos
encontram-se enterrados há mais de 15 anos.
88
Figura 4.3- Localização dos locais de coleta do percolado na área do Lixão do
Marambaia durante a implantação da obra de recuperação ambiental (FELIPETTO,
2006).
Com a finalidade de caracterizar e estudar o comportamento do solo da região do Lixão
do Marambaia, o solo foi coletado de dois pontos bastante próximos, à montante do
lixão, por tanto não afetados pela percolação dos percolados.
A Tabela 4.3 apresenta a caracterização dos solos amostrados, onde wnat é o teor de
umidade do solo, wL, limite de liquidez, wP, limite de plasticidade, IP, índice de
plasticidade e G, densidade dos grãos.
Tabela 4. 3 – Caracterização dos solos amostrados – Lixão do Marambaia.
SOLO A – Coloração Amarela B – Coloração Avermelhada
wnat 25,19 % 17,32 %
wL 73,00 % 52,20 %
wP 42,40 % 30,30 %
IP 30,60 % 21,90 %
G 2,74 % 2,72 %
Fonte: MOTA et al. (2004).
Lagoa Sul: C1, C2, L1 e L2
Lagoa Norte : C 2
89
A caracterização do solo e o ensaio de permeabilidade com carga variável foram obtidos
em MOTTA et al.(2004). Os percentuais das diferentes frações que compõem as
amostras, retirados das curvas granulométricas, estão apresentados na Tabela 4.4.
Tabela 4. 4 – Análise Ganulométrica – Lixão do Marambaia.
Frações A – Coloração Amarela B – Coloração Avermelhada
Argila 70% 23%
Silte 3% 35%
Areia fina 11% 19%
Areia média 13% 20%
Areia grossa 0% 1%
Pedregulho 3% 2%
Fonte: MOTA et al. (2004).
A determinação do coeficiente de permeabilidade foi realizada com ensaio de carga
variável. A metodologia adotada no ensaio seguiu a norma ABNT NBR 14545. O
ensaio de permeabilidade com água foi realizado na amostra indeformada de coloração
vermelha. O valor médio do coeficiente de permeabilidade obtido foi de 3,79 x 10-4
cm/s.
Para a caracterização do percolado, foram utilizados os resultados de ensaios elaborados
por MOTTA et al.(2004)., sendo as amostras “C1” e “C2”, respectivamente coletadas
nas lagoas sul e norte, em 2001, analisadas pela Escola de Engenharia de São Carlos,
São Paulo (EESC/USP) e as demais amostras “C3” (2003) e “C4” (2004) nas lagoas sul
e norte, e as amostras L1 e L2 foram coletadas em 2004 na lagoa sul. As análises físico-
químicas do percolado foram elaboradas com base no “Standard Methods (APHA
1998)”.
90
Tabela 4. 5 - Caracterização do percolado gerado pelo Lixão do Marambaia.
Amostras
São Carlos (05/2001)
Amostras
UERJ Parâmetros analisados
(mg/L) C1 C2
C3
(11/2003)
C4
(03/2004)
L1 (*)
(07/2004)
L2 (*)
(11/2004)
Sólidos suspensos totais 313,0 88,0 220,0 - 264 56
Fósforo - - 0,62 - - -
Zinco 0,36 0,02 - - - -
Chumbo 0,07 < 0,02 0,30 - - -
Cálcio - - - - - 33
Cádmio < 0,0006 < 0,0006 <0,01 - - -
Níquel 0,10 < 0,008 0,10 - - -
Ferro total 13,00 7,0 6,14 - - -
Potássio - - - - - 684
Sódio - - - - - 930
Magnésio - - - - - 35
Manganês 0,48 0,24 - - - -
Cobre 0,18 0,05 - - - -
Cromo Total 0,40 0,10 0,10 - - -
Nitrogênio total 939,0 357,0 - - - -
Nitrogênio Amoniacal - - 214,0 604,0 1465 173
Cloretos - - 953,0 1.097,00 2312 1413
DQO 5.880,0 1.778,0 1.206,0 - 2825 1605
DBO5 494,0 835,0 220,0 - 116 1429
DBO/ DQO 0,08 0,47 0,18 - 0,04 0,89
COT 1.379,5 459,4 - - - -
pH 8,0 8,5 7,8 7,3 8,0 8,7
Alcalinidade Total (mg CaCO3/ L)
- - 1.518,00 - - -
Condutividade (µS/cm)
- - 5,0 9,0 17,5 7,2
Fonte: MOTA et al.(2004) modificado; (*) RITTER et al. (2006).
91
4.3. ATERRO SANITÁRIO DA CTR DE NOVA IGUAÇU
A CTR de Nova Iguaçu foi inaugurada em fevereiro de 2003. O empreendimento
totaliza uma área de 1.200.000 m2, opera totalmente licenciado, sob uma concessão de
20 anos nos moldes da parceria público-privada (PPP). A central está autorizada a
receber resíduos urbanos, industriais, de serviços de saúde (RSS) e de construção civil.
A área de implantação da CTR de Nova Iguaçu está situada entre as latitudes de 22o 30’
e 23oS e os meridianos de 43o00’W, em região de planície, destacando-se ao norte a
serra do Mar, ao sul os maciços de Tijuca e de Jacarepaguá, a leste a baía de Guanabara
e a oeste a serra da Madureira. A área assim definida possui um micro-clima típico de
região litorânea tropical úmida. Situada próximo aos centros geradores de resíduos,
oferecendo economia nos custos de transportes, não dispõe de concentração urbana em
suas imediações e apresenta características topográficas favoráveis à operação do aterro.
A topografia local constitui uma proteção natural no que diz respeito à dispersão de
odores, ao arraste de resíduospelo vento e a agressão à estética.
Os solos predominantes na área do aterro são argilo a silto-arenosos, com ocorrências
localizadas de fragmentos rochosos e cascalho, possuindo boas a excelentes
características tecnológicas para utilização em aterros compactados (NOVAGERAR,
2003B).
Figura 4.4 - Vista do aterro sanitário de Nova Iguaçu.
92
Embora a CTR de Nova Iguaçu tenha instalado uma estação metereológica na área do
empreendimento, para este estudo foram utilizados os dados da estação pluviométrica
de Anchieta operada pela Fundação Instituto de Geotécnica do Município do Rio de
Janeiro (GEORIO), devido à exigência do banco de dados do programa MODUELO 2.
Através do sistema Alerta Rio a estação Anchieta fornece dados pluviométricos a cada
15 minutos, o que não ocorre na estação pluviométrica instalada na área do aterro.
Para o período estudado, de fevereiro de 2003 a dezembro de 2005, o valor máximo de
precipitação no verão foi de 236,8 mm e o mínimo registrado no inverno de 4,2 mm, o
valor médio do período de 92,4 mm, a variação sazonal mensal mostra que janeiro é o
mês mais chuvoso, sendo junho e julho os meses mais secos. A área de localização do
aterro está sob a influência de uma precipitação máxima em 24 horas situada entre 150 e
200 mm.
Na área do empreendimento, a distribuição sazonal da média da evaporação apresenta o
valor máximo no verão, com 64 mm, e o mínimo no outono, com 50 mm. A média
anual é de 703 mm, e maio o mês com valor mínimo, de 49 mm. A circulação do vento
à superfície, a partir da análise convencional de linhas de corrente dos dados
disponíveis, revela que, no verão e no outono, o escoamento predominante na área do
empreendimento tem a direção sul-sudeste entre 3 e 4 m/s. No inverno, predomina o
vento este, com velocidade entre 4 e 5 m/s. Na primavera o escoamento atua novamente
no sentido sul-sudeste, com velocidade de 4 m/s (NOVAGERAR, 2003A).
A área atual de disposição dos resíduos abrange 10 hectares. A base de fundo do aterro
possui uma declividade de 2 %, com cotas variando de 24 m e 34 m. O sistema de
drenagem de fundo é composto por um dreno principal constituído por tubos de
concreto do tipo CA-3, com diâmetro de 0,40 m e parede perfurada e, envoltos por
rachão e brita, conforme mostrado na Figuras 4.5 e 4.6.
O sistema de drenagem secundário em forma de espinha de peixe, possui seção
retangular de 0,70 por 0,80 m executados com brita 4 envoltos com manta de geotextil
não tecidas do tipo BIDIM OP-60, a fim de evitar eventuais carreamentos dos solos de
fundação para o sistema de drenagem.
93
Figura 4.5 - Detalhe de construção da drenagem de fundo (FELIPETTO, 2006).
Figura 4.6 - Detalhe do dreno principal (SA PAULISTA - ENGERCORPS 2001C).
94
4.3.1. Coleta e amostragem
Os solos utilizados para análise neste trabalho são provenientes de jazidas situadas na
própria área da CTR de Nova Iguaçu, obtidos preferencialmente das escavações
obrigatórias dos retaludamentos dos taludes das encostas do aterro. Estes solos são
empregados como materiais de impermeabilização das camadas de base e dos sistemas
de cobertura.
No campo foram coletadas amostras deformadas e indeformadas. Todas foram retiradas
diretamente do sistema de cobertura intermediária na cota 65, acondicionadas de forma
a manter a representatividade física e química do solo amostrado, sendo posteriormente
levadas para o laboratório e mantidas em câmara úmida até o momento de execução dos
ensaios.
Figura 4.7 - Localização da retirada das amostras para os ensaios de permeabilidade em
laboratório.
As amostras “AC1”(solo vermelho) e “AC5” (solo amarelado) foram retiradas em
corpos de prova cravados sobre o sistema de cobertura diária; o corpo de prova da
amostra “AC4” (solo vermelho) foi cravado em laboratório, no sentido horizontal da
amostra indeformada em forma de cubo de aproximadamente 25x25x25 cm. A Figura
4.8 nos mostra a metodologia aplicada na obtenção das amostras. Já as amostras
Local de retirada das amostras
95
“AC2” e “AC3” (solo amarelo) foram retiradas diretamente da cobertura lateral com
cravação do corpo de prova no sentido horizontal.
Figura 4.8 - Retirada das amostras para realização dos ensaios de permeabilidade.
4.3.2. Permeabilidade
Para a determinação do coeficiente de permeabilidade do sistema de cobertura foram
realizados ensaios com permeâmetros de carga constante e de carga variável,
executados no Laboratório de Geotecnia da COPPE/UFRJ. Para determinação do
coeficiente de permeabilidade “in situ”, utilizou-se o permeâmetro de Guelph na
camada de cobertura e na camada de resíduos.
Foram identificados dois tipos de solos utilizados no sistema de cobertura diária do
aterro sanitário da CTR de Nova Iguaçu, um solo de coloração vermelha e outro
amarelado. Como o solo amarelado, na cobertura lateral, apresentou visualmente uma
menor compactação, optou-se em fazer além um ensaio de carga variável, outro ensaio
de carga constante. Os resultados obtidos nos ensaios de permeabilidade em laboratório
para o solo de para atual pesquisa estão apresentados na Tabela 4.6.
Amostra “AC4” para o ensaio de permeabilidade horizontal Amostra “AC1” para o ensaio
de permeabilidade vertical Retirada de amostra
indeformada Cravação do corpo de prova
na amostra indeformada
96
Tabela 4. 6 - Coeficientes de permeabilidade “kv” e “kh” (médio) do solo de cobertura
diária – CTR Nova Iguaçu.
Coeficiente de permeabilidade (cm/s)
Solo Vermelho Solo Amarelado Amostras
kv kh kv kh
AC1 3,09 x 10-5 - - -
(*)AC2 - - - 8,33 x 10-4
AC4 - 7,05 x 10-6 - -
Carga Variável
AC5 - - 1,36 x 10-7 -
Carga Constante
(*) AC3 - - - 2,49 x 10-3
(*) Amostra retirada na cobertura lateral (no talude), as demais amostras foram retiradas na cota 65,00m.
A Figura 4.9 ilustra a localização dos ensaios de permeabilidade “in situ” –
Permeâmetro Guelph. Na Figura 4.10 pode-se ver o permeâmetro Guelph operando na
camada de cobertura diária sob o resíduo industrial e na Figura 4.11 são ilustrados os
resíduos retirados do furo realizado por trado, preparando-se assim o local para
montagem do permeâmetro Guelph sobre a camada de RSU.
Figura 4.9 - Localização dos ensaios de permeabilidade “in situ” – Permeâmetro
Guelph.
Ensaio na camada de RSU
Ensaio na camada de resíduos industriais
97
Figura 4.10 – Desenvolvimento do ensaio de permeabilidade em campo, com a
utilização do permeâmetro de Guelph.
Figura 4.11 - Resíduos retirados pelo trado na preparação do ensaio com o permeâmetro
de Guelph.
98
Foram executados um furo no sistema de cobertura e dois furos na camada de resíduos
industriais, além de outros dois furos no sistema de cobertura e mais dois no interior da
camada de RSU. Os coeficientes de permeabilidade obtidos nos ensaios do
permeâmetro de Guelph estão apresentados no Anexo. Na Tabela 4.7 são apresentados
os valores do coeficiente de permeabilidade, determinados pelos ensaios in situ.
Tabela 4. 7 - Coeficientes de permeabilidade nas camadas do aterro sanitário da CTR de
Nova Iguaçu (Guelph).
Local kv (cm/s)
Industrial
(profundidade 28 cm) 7,73 x 10-3
7,0 x 10-5
Sistema de cobertura
RSU
(profundidade 35 cm) 1,1 x 10-4
1,28 x 10-3 Industrial
(profundidade 60 cm) 1,47 x 10-3
7,7 x 10-2 Resíduos
RSU
(profundidade 65 cm) 5,96 x 10-2
4.3.3. Caracterização dos solos
Para os ensaios de caracterização do solo, foram retiradas duas amostras deformadas. As
amostras foram acondicionadas em sacos plásticos e devidamente identificadas, para
posteriormente serem encaminhadas ao laboratório e mantidas em câmara úmida para
garantir o teor de umidade original. Foram retiradas amostras de solos com coloração
avermelhada e amarelada. O conteúdo retirado de cada amostra foi superior a 2 kg, de
forma a garantir as quantidades necessárias para cada um dos ensaios que compõem a
caracterização.
Os procedimentos para caracterização das amostras foram realizados de acordo normas
da ABNT específicas, conforme apresentado na Tabela 4.8.
99
Tabela 4. 8 – Normas técnicas utilizadas na caracterização de amostragem.
Na Tabela 4.9 estão apresentados os resultados obtidos nos ensaios de granulometria e
índices de Atterberg.
Tabela 4. 9 - Granulometria e índices de Atterberg.
Frações Solo Amarelado Solo vermelho
Argila 23.29 % 13,3 %
Silte 38,83 % 37,98 %
Areia 49,49 % 49,71 %
wL 54,3 % 41,5 %
wP 26,0 % 23,8 %
IP 28,3 % 17,7%
Em que: wL=limite de liquidez; wP=limite de plasticidade; IP= Índice de plasticidade.
Os dados resultantes dos ensaios de caracterização dos solos permitem classificá-los
pelo SUCS4, como: solo amarelado que possui umidade de 25,97%, corresponde a um
solo SC-SM, areia argilo – siltosa e solo vermelho com umidade de 23,77%,
corresponde a um solo SM- SC, areia silto - argilosa, conforme as respectivas curvas
granulométricas apresentadas nas Figuras 4.12 e 4.13.
4 SUCS – Sistema Unificado de Classificação de Solos
Normas Técnicas – Caracterização de solos
Preparação de Amostra para ensaios de caracterização NBR 6457/86
Análise Granulométrica NBR 7181/84 e NBR 6502/95 (Rochas e Solos);
Determinação da Massa Específica NBR 6508/84
Limite de Liquidez (LL) NBR 6459/84
Limite de plasticidade (LP) NBR 7180/84.
100
Curva Granulométrica
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0,001 0,01 0,1 1 10 100
Diâmetro dos Grãos (mm)
Po
rcen
tag
em
qu
e P
assa
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Po
rcen
tag
em R
etid
a
PEDREGULHOAREIAARGILA SILTE
GROSSOMÉDIOFINO GROSSAMÉDIAFINAABNT
PENEIRAS: 200 100 60 40 2030 10 8 4 3/8 3/4 1 1 1/2
AMOSTRA 1SOLO AMARELO
NOVA IGUAÇU
Figura 4.12 - Curva Granulométrica do solo amarelado.
Curva Granulométrica
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
0,001 0,01 0,1 1 10 100
Diâmetro dos Grãos (mm)
Po
rcen
tag
em q
ue
Pas
sa
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Po
rcen
tag
em R
etid
a
PEDREGULHOAREIAARGILA SILTE
GROSSOMÉDIOFINO GROSSAMÉDIAFINAABNT
PENEIRAS: 200 100 60 40 2030 10 8 4 3/8 3/4 1 1 1/2
AMOSTRA 2SOLO VERMELHO
NOVA IGUAÇU
Figura 4.13 - Curva Granulométrica do solo vermelho.
101
4.3.4. Curva característica do solo de cobertura
Foram utilizadas 5 amostras indeformadas (AM1,AM2,AM3, AM4 E AM5) para o
ensaio no aparelho de Richards As amostras de solo são saturadas e submetidas a uma
determinada pressão, até atingir a drenagem máxima da água contida nos seus poros,
correspondente à tensão aplicada. Determina-se então a umidade da amostra. As tensões
usualmente utilizadas são: 0,01; 0,033; 0,1; 0,5; e 1,5 MPa, sendo que este ensaio foi
realizado na EMBRAPA Solos.
As curvas de retenção de água ou curvas características foram construídas com dados
obtidos segundo a metodologia proposta por RICHARDS e WEAVER (1944). A
estrutura do solo exerce influência na retenção de água. Na metodologia de Richards a
extração de água ocorre por diferença de potencial entre a placa porosa e a amostra de
solo e, o fluxo de água é exponencialmente reduzido quando o potencial matricial torna-
se mais negativo, despendendo do tempo cada vez maior para atingir o equilíbrio da
umidade na amostra (EMBRAPA,1997). A Figura 4.14 apresenta as curvas de retenção
referentes as cinco amostras analisadas.
20
25
30
35
40
0,001 0,010 0,100 1,000 10,000
MPa
Teo
r d
e u
mid
ade
(%)
AM1 AM2 AM3 AM4 AM5
Figura 4.14 - Curvas de retenção de água no solo.
102
4.3.5. Capacidade de campo
A capacidade de campo do solo utilizado no sistema de cobertura foi determinada pela
curva característica, sendo o teor de umidade para o potencial matricial de 0,033 MPa,
conforme a metodologia de CASSEL e NIELSEN (1986). Na Tabela 4.10 são
apresentados os resultados de capacidade de campo obtidos, sendo valor médio (X) de
teor de umidade de 30,98% , desvio padrão (s) de 2,65 e um coeficiente de variação
(s/X) de 0,09.
Tabela 4. 10 - Capacidade de campo do solo de cobertura.
Amostra Capacidade de campo (%)
AM1 33,1
AM2 31,4
AM3 30,4
AM4 29,8
AM5 30,2
X ± s 30,98 ± 2,65
(s/X) 0,09
4.3.6. Caracterização dos resíduos
A CTR de Nova Iguaçu foi inaugurada em fevereiro de 2003 e recebe diariamente 2000
toneladas de resíduos sólidos urbanos e resíduos industriais (Classes IIA e IIB).
4.3.6.1. Resíduos Sólidos Urbanos (RSU)
O aterro de Nova Iguaçu recebe os resíduos domiciliares, públicos e hospitalares,
provenientes do Município de Nova Iguaçu, que serão citados como resíduos
municipais, e resíduos de grandes geradores que se enquadram na Classe IIA.
Como nem a CTR de Nova Iguaçu e nem a Prefeitura do município possuem uma
composição gravimétrica dos RSU coletados, foi adotada a caracterização dos resíduos
domiciliares elaborada pela COMLURB para o bairro de Bangu, situado na zona oeste
do Rio de Janeiro, por apresentar similaridades com a área de coleta deste estudo. A esta
caracterização foram adicionados os dados referentes à coleta do lixo público, através
de contato verbal, pela Prefeitura local, sendo:
103
• 75% entulho (argila, areia, pedras, cimento, materiais cerâmicos, ferragens,
madeiras, resíduos de dragagem de valões, etc.);
• 20% resíduos da limpeza de logradouros (papéis, papelão, plásticos, resíduos de
varrição e limpeza de papeleiras, etc);
• 3% bens inservíveis (sofás, colchões, eletrodomésticos, mobiliário, etc.) e
• 2% resíduos de jardinagem (folhas, aparo de gramado, galhos secos, etc).
Conforme informação recebida da prefeitura os resíduos coletados pela EMLURB
compreendem: 49,21% são da coleta pública (onde 75% são entulhos de pequenas
construções) e 50,79% de resíuos de origem domiciliar (composição gravimétrica
similar a gravimetria do bairro de Bangu). Os dados de lixo público, resíduos
domiciliares e grandes geradores foram matricialmente combinados. Os resíduos
resultantes de grandes geradores somente foram computados os de maior
representatividade na rastreabilidade diária apresentada pela CTR de Nova Iguaçu, na
Tabela.4.14.
A composição gravimétrica de Bangu (Tabela 4.11) foi utilizada devido a similaridade
nos indicadores sócio-econômicos apresentados na Tabela 4.12.
Tabela 4. 11 - Composição gravimétrica do bairro de Bangu - RJ.
Composição Percentual (%)
Papel 10,05
Matéria orgânica 60,29
Plastico 13,6
Vidro 2,43
Metal 1,52
Outros 12,11
Fonte: COMLURB (2005).
104
Tabela 4. 12 – Indicadores sociais de Bangu e Nova Iguaçu.
Indicadores Bangu (1) Nova Iguaçu (2)
IDH 0,805 0,762
Renda percapta R$ 227,00 R$ 237,50
Fontes: (1) www.armazemdedados.rio.rj.gov.br
(2) www.novaiguaçu.rj.gov.rj
A composição gravimétrica dos resíduos depositados no aterro de Nova Iguaçu
utilizada para esta pesquisa ficou definida conforme a Tabela 4.13.
Tabela 4. 13 - Composição gravimétrica para os resíduos depositados na CTR de Nova
Iguaçu.
Composição Percentual (%)
Papel 5,6
Papelão 0,5
Comida 30,6
Poda 3,2
Madeira 0,5
Plástico 7,4
Vidro 1,2
Metal 1,4
Inertes 40,5 5
Outros 9,1
Fonte: Dados da rastreabilidade realizada pela CTR (2005).
4.3.6.2. Resíduos industriais
Dentre os resíduos de origem industrial, que são recebidos e devidamente catalogados,
pode-se dizer que os maiores pesos são originados de restos orgânicos de restaurantes
industriais, lodo de ETE, embalagens de papelão e madeira, têxteis e rejeitos ou refugos
dos processos industriais. São recebidos lodos de estação de tratamento e de sistemas de
controle de poluição desde que não possuam água livre. Além destes, são aceitos
resíduos do tipo domiciliar (dependências administrativas, sanitárias, cozinhas,
5 Considerando-se que 75% dos resíduos do lixo público tratam-se de entulho (resíduos de pequenos geradores da construção civil)
105
refeitórios, etc.), de varrição gerada nas indústrias e outros desde que classificados
como Classe II A ou inertes.
A composição gravimétrica dos resíduos recebidos dos grandes geradores, classificados
como resíduos Classe II A, não foi estabelecida devido à complexidade apresentada por
alguns deles, presentes em quantidades significativas na composição global. Na Tabela
4.14 estão indicados os principais tipos de resíduos recebidos dos grandes geradores
durante os anos de 2004 e 2005.
Tabela 4. 14 - Principais Resíduos de grandes geradores - Classe II A (2004 a 2005).
Resíduos de grandes geradores (Industriais)
2004 % 2005 %
Processo de fundição 42,7 Material de dragagem 31,5
Solo classe II 28,8 Processo de fundição 27,5
Tecido/plastico/papel/papelão 10,2 Processo industrial 7,6
Material de dragagem 4,0 Entulho 7,3
Lodo de ETE 2,7 Lodo de ETE 4,8
Entulho 2,4 Tecido/plastico/papel/papelão 4,1
Alimentos 2,4 Madeira/galhos 5,1
Processo industrial 2,4 Hidropulper 2,9
Hidropulper 1,2 Refratários cerâmicos 2,1
Madeira 0,4 Emulsão asfáltica 1,5
Terra infusoria 0,4 Alimentos 1,4
Fonte: CTR - SA Paulista, contato pessoal (2005).
• Quantidades de resíduos recebidos pelo aterro sanitário de Nova Iguaçu
Ao final do ano 2003 o aterro começou a receber resíduos Classe II A, não perigosos e
não inertes (recebido de grandes geradores), e a partir de 2004, o fornecimento deste
106
tipo de resíduos sofreu um incremento progressivo, conforme os dados apresentados na
Tabela 4.15. Atualmente a CTR Nova Iguaçu recebe em média 2.000 toneladas de
resíduos no total diário.
Tabela 4. 15 - Quantidades de resíduos depositados no aterro da CTR de Nova Iguaçu.
Percentual depositado Classificação do resíduo 2003 2004 2005
RSU 92,5 % 58,65 % 38,52 %
Grandes geradores 7,5 % 41,35 % 61,48 %
4.3.6.3. Peso Específico
Por meio de ensaios (método da cava – Figura 4.15) realizados por SILVEIRA (2004),
determinou-se o valor do peso específico de 9,15 kN/m3 para o aterro sanitário da CTR
de Nova Iguaçu.
Fonte: SILVEIRA (2004)
Figura 4.15 – Determinação do peso específico dos resíduos pelo método da cava.
4.3.7. Caracterização do percolado
Os percolados são drenados para as lagoas de equalização, que permitem a acumulação,
e posteriormente direcionados para o sistema de evaporação fechado, que utiliza para
alimentação do sistema de combustão a energia térmica gerada pelo aproveitamento do
biogás. Os resíduos sólidos gerados pelo sistema são retornados ao aterro. Durante o
107
período de chuvas intensas, o excedente da vazão de tratamento é direcionado para a
estação de tratamento de esgoto, licenciada para o recebimento deste efluente.
As amostras utilizadas para caracterização do percolado foram coletadas na entrada das
lagoas, tratando-se, pois, de percolado bruto. O sistema de tratamento adotado,
conforme relatado no parágrafo anterior não possui efluentes lançados em corpo hídrico,
sendo a comparação das concentrações das substâncias analisadas com o padrão de
lançamento de efluentes para conhecimento de seu potencial poluidor.
A análise dos parâmetros físico-químicos permite acompanhar o processo de
decomposição da matéria orgânica através das características do percolado. Os
resultados dos ensaios de caracterização do liquido percolado, executados no período de
fevereiro de 2003 a dezembro de 2005, foram realizados em diferentes laboratórios
credenciados pelo órgão ambiental e informados pela CTR de Nova Iguaçu (Tabelas
4.16, 4.17 e 4.18).
Tabela 4. 16 - Caracterização do percolado no ano de 2003.
ANO 2003
PARÂMETROS Fevereiro Junho Agosto Setembro
Nitrogenio Amôniacal (mg/L)
0,07 1340 1090 1316
pH a 25ºC 7,4 7,4 - 7,8
DBO5 (mg/L) 1,4 11130 530 320
DQO (mg/L) 100 20330 2450 2300
DBO/DQO 0,01 0,55 0,22 0,14
Ferro solúvel (mg/L) - - -
Ferro total (mg/L) 14,1 15,5 7,8 5,3
Fósforo Total (mg/L) 0,14 24,3 7,2 8,3
Potássio total (mg/L) 1 1510 1150 1370
Laboratório Hidroquímica
108
Tabela 4. 17 - Caracterização do percolado no ano de 2004.
ANO 2004
PARÂMETROS Janeiro Fevereiro Abril Junho Agosto Outubro Dezembro
Nitrogenio Amôniacal (mg/L)
256 352 803 1266 1006 1310 960
pH a 25ºC 6,83 7,29 7,31 7,61 8,02 7,6 7,71
DBO5 (mg/L) 1509 4413 2811 339 271 2237 1080
DQO (mg/L) 3011 7724 3757 1909 2033 5012 7220
DBO/DQO 0,50 0,57 0,75 0,18 0,13 0,45 0,15
Ferro total (mg/L) 33 21 11 5,1 8 9,5 24
Potássio total (mg/L) - 308 2122 - 1417 1778 2860
Fósforo Total (mg/L) 1,9 5,2 5,6 4,9 5 3,9 6
Sólidos suspensos totais (mg/L)
- 1080 648 520 166 428 615
Laboratório CTA
Tabela 4. 18 - Caracterização do percolado no ano de 2005.
ANO 2005
PARÂMETROS Março Junho Agosto Outubro Dezembro
Nitrogenio Amôniacal (mg/L) 1,9 1292 975,2 537 917
Condutividade (µcm-1) 12580 15670 18270 2380 12240
pH a 25ºC 8,3 8 8 7,63 7,6
Temperatura da Amostra (ºC) 36 23 39 38 40
DBO5 (mg/L) 2200 2449 454 829 1392
DQO (mg/L) 6200 6298 3656 3779 3904
DBO/DQO 0,35 0,39 0,12 0,22 0,36
Ferro solúvel (mg/L) 13,8 5,6 7,2 4,3 3,0
Fósforo Total (mg/L) 2 0,15 1,16 3,5 2,24
Niquel (mg/L) - 0,2 - - -
Zinco (mg/L) - 2,8 - - -
Cromo total (mg/L) - 0,5 - - -
Sólidos suspensos totais (mg/L) 10260 12337 10234 9902 8521
Laboratórios Qualy Tecma
109
4.4 ESTIMATIVA DA PRODUÇÃO DE PERCOLADO
Durante as ultimas décadas diversos métodos foram desenvolvidos para análise
numérica da quantidade de percolados produzidos em aterros de RSU. Para esta
pesquisa foram adotadas duas metodologias:
• O método do balanço hídrico da cobertura, por ser um método prático e muito
utilizado no Brasil no desenvolvimento de projetos de aterros de RSU.
• O modelo MODUELO 2, por apresentar uma nova dinâmica incluindo a
degradação da matéria orgânica no processo de cálculo da produção, as cargas
contaminantes (DBO, DQO e NH4) e a quantidade de percolados produzidos em
RSU. O programa possibilita um acompanhamento, através do histórico de
preenchimento do aterro, funcionando como uma ferramenta para o
desenvolvimento do projeto e monitoramento de aterros de RSU.
4.4.1. Método do Balanço Hídrico
O método do balanço hídrico é utilizado na estimativa de geração do percolado para
aterros de RSU.
Na Figura 4.16 são delimitadas as áreas de disposição dos RSU no período de fevereiro
de 2003 a dezembro de 2005, adotadas para o cálculo da estimativa de vazão do
percolado gerado pelo aterro sanitário do CTR de Nova Iguaçu.
Figura 4.16 - Limites das áreas de disposição dos resíduos (Google Earth).
110
O método do balanço hídrico exige a disponibilidade de dados de precipitação e
evapotranspiração, medidos no local do aterro ou de uma estação metereológica
próxima. A metodologia utiliza para o Método do Balanço Hídrico, baseado nas
publicações de Thornthwaite e Mather (1957). Os principais parâmetros utilizados para
a estimativa de produção de percolados pelo método do “balanço hídrico” são
apresentados na Tabela 3.3 deste estudo.
Considerando-se a caracterização dos solos utilizados na execução do sistema de
cobertura, argilo arenoso e silte arenoso, a quantidade inicial de água armazenada é de
200 mm, que corresponde ao valor médio (Tabela 3.9).
Os dados climatológicos, para os cálculos de estimativa de vazão do percolado gerado
pelo aterro sanitário de CTR de Nova Iguaçu, foram obtidos a partir da estação
pluviométrica próxima, operada pela Fundação GEORIO. Localizada no bairro de
Anchieta, conforme os dados apresentados na Tabela 4.19.
Tabela 4. 19 – Localização da CTR e da estação pluviométrica de Anchieta.
Local Longitute (W) Latitude (S)
CTR 43º 27’ 04’’ 22º 45’ 33’’
(*) Anchieta 43º 24’ 11’’ 22º 49’ 36’’
Fonte: (*) Fundação GEORIO (2005).
Na Tabela 4.20 têm-se os valores do coeficiente de escoamento para estações secas e
úmidas, levando-se em consideração a caracterização dos solos locais e a declividade da
cobertura tem sido adotada a média dos valores apresentados na Tabela 3.5.
Tabela 4. 20 - Determinação do coeficiente de escoamento superficial.
Coeficiente de runoff, C Declividade da cobertura
Estação seca Estação úmida
2% 0,25 0,39
A capacidade de retenção de umidade nos resíduos, a quantidade do chorume produzido
pela biodegradação dos resíduos orgânicos e a recirculação do percolado são parâmetros
não considerados neste cálculo.
111
As vazões de percolado gerado do aterro sanitário da CTR de Nova Iguaçu, através da
utilização do método do balanço hídrico para o período de fevereiro de 2003 a
dezembro de 2005 estão apresentados nas Tabelas 4.21; 4.22 e 4.23.
112
Tabela 4. 21 - Volume do percolado produzido estimado pelo método do Balanço Hídrico –2003.
Vazão Ano
2003 P Ep C' Es I (I-Ep) Neg (I-Ep) As As.0,3 ∆As Er Per
L/s m3/d
Fev 1,6 101,30 0,25 0,4 1,2 -100,1 -100,1 120,0 36,0 -24,0 25,20 0,00
Mar 184,4 75,24 0,39 71,9 112,5 37,2 157,2 47,2 11,2 75,24 26,07 0,05 3,97
Abr 37,6 65,41 0,25 9,4 28,2 -37,2 -37,2 165,5 49,7 2,5 25,72 0,00
Maio 42,2 51,16 0,25 10,6 31,7 -19,5 -56,7 150,3 45,1 -4,6 36,21 0,00
Jun 4,2 52,43 0,25 1,1 3,2 -49,3 -106,0 116,5 35,0 -10,1 13,29 0,00
Jul 10,6 40,53 0,25 2,7 8,0 -32,6 -138,6 99,5 29,9 -5,1 13,05 0,00
Ago 75,8 42,53 0,25 19,0 56,9 14,3 113,8 34,1 4,3 42,53 10,02 0,05 4,36
Set 42,0 44,75 0,25 10,5 31,5 -13,2 -13,2 187,1 56,1 22,0 9,52 0,00
Out 175,8 53,66 0,39 68,6 107,2 53,6 200,0 60,0 3,9 53,66 49,70 0,30 26,33
Nov 159,6 63,14 0,39 62,2 97,4 34,2 200,0 60,0 0,0 63,14 34,22 0,26 22,07
Dez 84,0 76,10 0,39 21,0 63,0 -13,1 -13,1 187,1 56,1 -3,9 66,87 0,00
113
Tabela 4. 22 - Volume do percolado produzido estimado pelo método do Balanço Hídrico – 2004.
Ano P Ep C' Es I (I-Ep) Neg (I-Ep) As As.0,3 ∆As Er Per Vazão
2004 L/s m3/d
Jan 184,0 66,3 0,39 71,8 112,2 46,0 200,0 60,0 3,9 66,28 42,09 0,33 28,10
Fev 128,4 62,1 0,39 50,1 78,3 16,2 200,0 60,0 0,0 62,10 16,22 0,15 12,58
Mar 36,0 64,2 0,25 9,0 27,0 -37,2 -37,2 165,5 49,7 -10,4 37,35 0,00
Abr 223,8 63,8 0,39 87,3 136,5 72,7 200,0 60,0 10,4 63,79 62,38 0,63 54,27
Mai 57,2 46,5 0,25 14,3 42,9 -3,6 -3,6 196,3 58,9 -1,1 44,01 0,00
Jun 29,0 41,9 0,25 7,3 21,8 -20,2 -23,8 177,8 53,3 -5,6 27,30 0,00
Jul 123,4 37,1 0,39 48,1 75,3 38,1 200,0 60,0 6,7 37,13 31,49 0,35 29,94
Ago 14,8 39,9 0,25 3,7 11,1 -28,8 -28,8 172,9 51,9 -8,1 19,23 0,00
Set 13,2 51,2 0,25 3,3 9,9 -41,3 -70,1 139,9 42,0 -9,9 19,80 0,00
Out 59,8 48,9 0,25 15,0 44,9 -4,0 -74,1 135,9 40,8 -1,2 46,05 0,00
Nov 169,0 57,7 0,39 65,9 103,1 45,4 200,0 60,0 19,2 57,73 26,13 0,33 28,61
Dez 122,0 63,2 0,39 47,6 74,4 11,2 200,0 60,0 0,0 63,22 11,20 0,15 13,01
114
Tabela 4. 23 - Volume do percolado produzido estimado pelo método do Balanço Hídrico – 2005.
Ano P Ep C' Es I (I-Ep) Neg (I-Ep) As As.0,3 ∆As Er Per Vazão
2005 L/s m3/d
Jan 236,8 81,1 0,39 92,4 144,4 63,3 200,0 60,0 0,0 81,1 63,34 0,88 76,31
Fev 69,4 60,8 0,25 17,4 52,1 -8,8 -8,8 191,2 57,4 -2,6 54,69 0,00
Mar 215,2 62,5 0,39 83,9 131,3 68,8 200,0 60,0 2,6 62,5 66,12 0,97 83,98
Abr 117,6 53,2 0,39 45,9 71,7 18,6 200,0 60,0 0,0 53,2 18,56 0,30 25,61
Mai 60,4 47,2 0,25 15,1 45,3 -1,9 -1,9 198,1 59,4 -0,6 45,87 0,00
Jun 29,2 37,8 0,25 7,3 21,9 -15,9 -17,8 183,0 54,9 -4,5 26,43 0,00
Jul 65 37,0 0,25 16,3 48,8 11,7 200,0 60,0 5,1 37,0 6,61 0,11 9,26
Ago 9,2 40,2 0,25 2,3 6,9 -33,3 -33,3 169,0 50,7 -9,3 16,20 0,00
Set 84 48,5 0,25 21,0 63,0 14,5 200,0 60,0 9,3 48,5 5,17 0,09 7,60
Out 70 53,6 0,25 17,5 52,5 -1,1 -1,1 198,9 59,7 -0,3 52,83 0,00
Nov 148,8 62,2 0,39 58,0 90,8 28,6 200,0 60,0 0,3 62,2 28,23 0,51 44,04
Dez 150,2 10,3 0,39 58,6 91,6 81,3 200,0 60,0 0,0 10,3 81,35 1,50 129,89
115
4.4.2. Modelo MODUELO 2
O programa requer uma intensa entrada de dados necessária à realização dos processos
de simulação. Nesta pesquisa a aplicação do modelo refere-se à disposição de resíduos
municipais e industriais recebidos pelo aterro sanitário de Nova Iguaçu no período deste
estudo (fevereiro de 2003 a dezembro de 2005).
4.4.2.1. Entrada de dados
Os dados iniciais solicitados nas primeiras telas do modelo se referem ao período da
simulação, localização (latitude), algumas características de projeto (declividade,
coeficiente de Manning) e parâmetros hidrológicos necessários à determinação do
balanço hídrico local.
• Submodelo de produção:
Nesta parte do programa são armazenados os dados referentes à população atendida e
seu crescimento e os parâmetros que caracterizam os RSU, tais como, produção total,
composição gravimétrica, propriedades dos resíduos, proporção de recicláveis,
biodegradáveis e composição química. A partir destes dados calcula-se a evolução anual
da quantidade de resíduos produzidos, sua composição e características.
Os principais dados de entrada utilizados na simulação do submodelo de produção estão
apresentados na Tabela 4.24.
Tabela 4. 24 - Dados para o módulo de produção dos resíduos.
Descrição Dados de produção
População atendida 679610 habitantes (2003)
Taxa de crescimento 1,94 % (IBGE)
Poder calorífico dos resíduos
1400 Kcal/kg (LIMA, 1995)
Peso específico dos resíduos
9,15 kN/m3 (SILVEIRA, 2004)
A Tabela 4.25 apresenta a composição gravimétrica dos resíduos dispostos no aterro
sanitário da CTR de Nova Iguaçu configurada conforme as categorias sugeridas pelo
MODUELO 2.
116
Tabela 4. 25 - Composição dos RSU da CTR de Nova Iguaçu conforme as categorias do
MODUELO 2.
Componentes Composição Componentes Composição
ORGÂNICOS INORGÂNICOS
Papel 5,6 % Vidros 1,2 %
Papelão 0,5 % Metais 1,4 %
Matéria orgânica 30,6 % Inertes 40,5 %6
Poda 3,2 % Outros 9,1 %
Madeira 0,5 %
Plásticos 7,4 %
Em referência à biodegrabilidade dos resíduos, o modelo apresenta uma classificação de
cada componente dos resíduos como inertes, lentamente degradáveis e rapidamente
degradáveis. Neste bloco são inseridos os fatores de hidrossolubilidades (fator de
arraste, far) e de biodegrabilidade (parte da matéria hidrolisável suscetível a
biodegradação), estes fatores influenciam diretamente a fase hidrólise da degradação
dos resíduos.
• Submodelo morfológico:
O MODUELO interpreta através de um algoritmo de transformação uma base
tridimensional do aterro em formato digital para o formato do programa.
O sistema de drenagem secundário em forma de espinha de peixe, possui seção
retangular de 0,70 por 0,80 m executados com brita 4 envoltos com manta de geotextil
não tecidas do tipo BIDIM OP-60, a fim de evitar eventuais carreamentos dos solos de
fundação para o sistema de drenagem.
A Figura 4.17 apresenta a área de estudo e a rede de drenagem de fundo aplicada nesta
metodologia.
6 75% dos resíduos público tratam-se de entulho (resíduos de pequenos geradores da construção civil)
117
Figura 4.17 - Levantamento planialtimétrico da área de estudo com a drenagem de fundo
Cada célula tém suas respectivas propriedades, bem como ordem de preenchimento.
Com base nestes dados é possível simular o histórico do aterro. O programa possibilita a
inserção dos parâmetros de projeto e das características de cada camada de solos e
resíduos e da rede coletora de percolados.
Nas telas apresentadas pelas Figuras 4.18, 4.19 e 4.20 pode-se visualizar a metodologia
aplicada no preenchimento das células em planta e em cortes elaborados pelo programa,
representativas do preenchimento do aterro para o período de fevereiro de 2003 a
dezembro de 2005. Foram preenchidas 1984 células com dimensão de 15 x 15 m, em
camadas de 5 m, intercaladas por camadas de solos de 30 cm.
118
Figura 4.18 - Modelo de configuração espacial do aterro I – (planta).
Figura 4.19 - Modelo de configuração espacial do aterro II – (planta).
119
Figura 4.20 - Modelo de configuração espacial do aterro III – (perfis).
A Figura 4.21 demonstra a evolução no preenchimento das células através do volume de
resíduos sólidos urbanos e industriais depositados no período 2003/2005, utilizadas na
simulação do modelo.
Figura 4.21 - Distribuição do volume de resíduos depositados.
Volume de Resíduos(m3)
0
10.000
20.000
30.000
40.000
50.000
60.000
70.000
80.000
fev/
03
mar
/03
abr
/03
ma
i/03
jun
/03
jul/0
3
ago
/03
set/0
3
out/0
3
nov/
03
dez/
03
jan/
04
fev/
04
mar
/04
abr
/04
ma
i/04
jun
/04
jul/0
4
ago
/04
set/0
4
out/0
4
nov/
04
dez/
04
jan/
05
fev/
05
mar
/05
abr
/05
ma
i/05
jun
/05
jul/0
5
ago
/05
set/0
5
out/0
5
nov/
05
dez/
05
Período
Vo
lum
e m
3
Vol. resíduos industriais Vol. RSU
120
Os dados morfológicos necessários para a realização das simulações referem-se à
disposição geométrica do aterro e às características de discretização (dimensão
horizontal das células, espessura da cobertura, tipologia das células e posição dos
drenos). Nas Tabelas 4.26 e 4.27 são apresentados os valores introduzidos no programa
MODUELO 2, referentes aos parâmetros de projeto da rede coletora de percolados, aos
resíduos aterrados e solos utilizados no sistema de cobertura.
Tabela 4. 26 - Parâmetros de projeto do sistema de drenagem de fundo do aterro,
utilizados no submodelo morfológico do MODUELO 2.
Descrição Dreno principal Drenos secundários
Seção transversal 0,40 m (diâmetro) 0,7 x 0,8 m
Coeficiente de Manning / permeabilidade 0,013 0,01m/s(*)
Declividade 2 % 2%
Ângulo (graus) 1,15 1,15
Direção do dreno (graus) 180 120 / 240
Raio de influência (m2) 20 20
(*) LOBO, A. (2003)
Tabela 4. 27 - Características do sistema de drenagem, camadas intermediárias e resíduos,
utilizados no submodelo morfológico do MODUELO 2.
Propriedades Residuos Drenagem Comentários
Capacidade de campo
(% peso seco) 45 10 Valor médio em bibliografia (*)
Umidade de saturação
(% peso seco) 75 50 Valor médio em bibliografia (*)
Permeabilidade horizontal (m/s) 10-3(*)
Permeabilidade vertical na
cobertura (m/s) 1,55 x 10-3 - Valor médio dos ensaios de laboratório
Variação da permeabilidade na cobertura com a sobrecarga
0,264 - Extrapolação dos valores de Rowe y Nadarajah ,1996 (#)
Densidade da cobertura (T/m3); peso úmido
1,6 0,9 (*) Ensaios 2006
fc Horton (mm/h) 3,8 - Huber y Dickison , 1988 (#)
fo Horton (mm/h) 76 - Huber y Dickison, 1988 #)
k Horton (h-1) 4,14 - Huber y Dickison , 1988 (#)
(*) Valores sugeridos por LOBO, A. (2003)
(#) Valores apresentados nas Tabelas 3.7 e 3.8 , deste trabalho.
121
• Submodelo Clima:
As séries temporais das variáveis horárias obtidas são relativas ao regime de chuvas,
temperatura, umidade relativa do ar, radiação solar e velocidade do vento. Estes valores
são transportados de uma planilha Excel e armazenadas no submodelo clima.
Após o preenchimento dos dados necessários a simulação do modelo, o passo seguinte
será a calibração do modelo para obtenção de valores representativos, próximos aos
valores disponíveis da qualidade do percolado, obtida no monitoramento.
4.4.2.2. Calibração dos módulos hidrológico e de degradação
O modelo MODUELO 2 possibilita a calibração do programa através dos dois módulos
básicos: hidrológico e degradação. Os parâmetros utilizados na calibração do modelo
são estimados para uma determinada situação, empregando-se o valor de
permeabilidade inicial dos resíduos (kR0) resultante de ensaios ou extraído da literatura
técnica, conforme sugestão apresentada pelo programa. Nos casos em que o aterro
receba contribuição de água externa a área de disposição, o modelo possibilita a
calibração do modulo hidrológico através de artifícios, tais como a utilização de
incremento na precipitação e a variação dos valores dos parâmetros referentes à água
acumulada sobre a superfície (dp). Os parâmetros adotados para calibração do módulo
hidrológico do aterro de Nova Iguaçu estão apresentados na Tabela 4.28.
Tabela 4. 28 - Valores paramétricos empregados na calibração do módulo hidrológico
do aterro de Nova Iguaçu.
Parâmetros Calibração do módulo
hidrológico
kR0 (m/s) 10-5
dp (mm) 60
Em que: kR0 = permeabilidade inicial dos resíduos; dp = profundidade máxima de água
acumulada sobre a superfície;
Na Figura 4.22 é apresentado o gráfico elaborado a partir da calibração do modelo, que
ilustra os valores referentes à precipitação versus os valores das vazões de percolado
122
total produzido e drenado (simulados pelo programa), de vazão do percolado medida no
aterro e da vazão de percolado resultante do método do Balanço Hídrico da cobertura
para o período de 2003 a 2005 (período do estudo).
Os valores de vazão do percolado apresentam uma resposta direta às chuvas de pico,
conforme pode ser observado no gráfico a seguir.
0
5
10
15
20
25
30
35
40
45
2003 2004 2005 2006Período (2003/2005) dias
Prec
ipita
ção
(mm
/d)
-500
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
Vaz
ão d
ospe
rcol
ados
(m3/
d)
Precipitação Percolado medido Balanço Hidrico Percolado total produzido Percolado coletado
Figura 4.22 – Resultado da simulação do modelo hidrológico.
Calibrado o módulo hidrológico, procede-se a determinação dos valores dos parâmetros
que melhor se aproximem dos dados disponíveis da qualidade do percolado. Tomando-
se como referência os dados de caracterização do percolado produzido no período
estudado, realizaram-se sucessivas simulações até obterem-se valores de concentração
de NH4, DBO e DQO próximos aos resultados das medições. As constantes de
hidrólises “khr” e “khl” determinam o ajuste das séries de NH4 medidos – simulados.
Calibrou-se simultaneamente “kA” e “kAC” e obteve-se a aproximação dos valores DBO
simuladas e medidas. Em seguida pela variação do fator de arraste “far” encontraram-se
os valores simulados de DQO de melhor aproximação aos valores medidos. O melhor
valor de “kH2” pode ser avaliado no caso em que se disponha de dados detalhados sobre
a produção de biogás7.
7 A produção do biogás não consta no objetivo desta pesquisa. Desta forma não serão abordados os valores de simulação referentes ao parâmetrokH2 (Parâmetro considerado na tese de BORBA, 2006).
123
Os valores das taxas de degradação utilizados para a calibração do modelo se encontram
na Tabela 4.29.
Tabela 4. 29 - Valores das taxas de degradação estabelecidas na calibração do módulo
de degradação (2003/2005).
Parâmetros Taxas de degradação
(Valores de calibração)
khr 0,006
khl 0,0005
kA 0,5
kAC 0,1
kH2 20
far 0,08
A calibração das constantes de hidrólise “khr” e “khl” e as variações dos valores de
concentração de NH4 estão apresentados na Figura 4.23.
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
0 150 300 450 600 750 900 1050 1200
Período (2003/2005)
Co
nce
traç
ão (
mg
/L)
NH4 simulado NH4 medido
Figura 4.23 - Resultados da calibração das constantes de “khr” e “khl”.
124
A calibração das taxas “kA” e “kAC” e os valores das concentrações de DBO e DQO ,
para o período 2003/2005, estão apesentados na Figura 4.24. O valor pré-estabelecido
de 0,08 para o fator de arraste “far” apresentou-se satisfatório para calibração dos
valores de DQO.
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
8000
9000
0 200 400 600 800 1000 1200
Período (2003/2005)
Co
nc
entr
ação
(m
g/L
)
DBO simulada DQO simulada DBO medida DQO medida
Figura 4.24 - Resultados da calibração das taxas “kA” e “kAC”.
No gráfico ilustrado pela Figura 4.25 estão apresentados os resultados referentes à
calibração do modelo, através da evolução das concentrações de NH4, DBO e DQO e a
vazão do percolado drenado, para o período 2003/2005.
125
0
100
200
3002003 2004 2005 2006
Periodo (2003/2005) dias
Lix
ivia
do
dre
nad
o (
m3/d
)
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
8000
9000
Co
nce
ntr
açõ
es (
mg
/L)
Lixiviado drenado simulado DBO simulada DQO simulada DBO medida
DQO medida NH4 simulado NH4 medido
Figura 4.25 - Comparação entre os resultados da calibração do modelo de degradação,
concentrações de DBO, DQO e NH4 e o percolado drenado.
4.4.2.3. Análise de sensibilidade
A análise de sensibilidade das taxas de velocidade durante o processo de degradação foi
desenvolvida para melhor compreensão das variáveis utilizadas na calibração do
modelo.
Para avaliar a sensibilidade do modelo de biodegradação foi executada uma série de
simulações variando-se os valores das taxas de velocidade de degradação. Partindo-se
dos valores de calibração apresentados na Tabela 4.29. Foram executadas oito
simulações, variando as taxas de hidrólise, as constantes de acetogênese e de
metanogênese acetofílica e o fator de arraste.
Na Tabela 4.30 são apresentados os parâmetros utilizados para a análise de
sensibilidade das cinéticas estabelecidas durante o processo de degradação.
126
Tabela 4. 30 - Valores paramétricos empregados na análise de sensibilidade.
Simulações Parâmetros
S1 S2 S3 S4 S5 S6 S7 S8
Khr 0,008 0,0025 0,006 0,006 0,006 0,006 0,006 0,006
Khl 0,001 0,0003 0,0005 0,0005 0,0005 0,0005 0,0005 0,0005
kA 0,50 0,50 0,60 0,05 0,50 0,50 0,50 0,50
kAC 0,10 0,10 0,10 0,10 0,20 0,05 0,10 0,10
far 0,08 0,08 0,08 0,08 0,08 0,08 0,50 0,01
127
• Análise das velocidades de hidrólise (khr e khl)
Observou-se que as maiores velocidades de hidrólise, representadas pelas taxas “Khr” e
“Khl”, implicam em uma dissolução mais rápida da matéria sólida. A elevação da
velocidade do processo de lixiviação aumenta as concentrações de DBO, DQO e NH4.
No gráfico apresentado na Figura 4.26 ocorre um deslocamento para cima das curvas de
calibração e na Figura 4.27 o efeito é contrário. Observa-se uma tendência geral de
crescimento nas concentrações de DBO, DQO e NH4. A variabilidade na vazão do
percolado acompanha as oscilações de fluxo e concentrações.
khr= 0,008 e khl= 0,001
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
8000
9000
0 200 400 600 800 1000 1200
Período (2003/2005) dias
Co
nce
ntr
ação
(m
g/L
)
DBO simulada DQO simulada NH4 simulado NH4 calibração DBO calibração DQO calibração
Figura 4.26 - Resultados da simulação S1.
128
khr= 0,002 e khl= 0,00035
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
0 200 400 600 800 1000 1200
Período (2003/2005) dias
Co
nce
ntr
ação
(m
g/L
)
DBO simulada DQO simulada NH4simulado DBO calibração DQO calibração NH4 calibração
Figura 4.27 - Resultados da simulação S2.
• Análises da constante de acetogênese (kA)
O modelo apresenta menor sensibilidade a variação da taxa “KA”. No gráfico da Figura
4.28 ocorre um pequeno deslocamento para baixo das curvas de calibração e se pode
observar que com o incremento da constante de acetogênese, a DBO diminui e o efeito
sobre a DQO é diretamente o mesmo. Na Figura 4.29 o efeito é contrário, com a
desacelaração da taxa “KA”, observa-se que os valores de concentração de DBO e DQO
apresentam-se acima dos valores de calibração.
kA= 0,60
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
0 200 400 600 800 1000 1200
Período (2003/2005) dias
Co
nce
ntr
ação
(m
g/L
)
DBO simulada DQO simulada NH4 simulado DBO calibração DQO calibração NH4 calibração
Figura 4.28 - Resultados da simulação S3.
129
kA= 0,05
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
0 200 400 600 800 1000 1200
Período (2003/2005) dias
Co
nce
ntr
ação
mg
/L
DBO simulada DQO simulada NH4 simulado DBO calibração DQO calibração Série6
Figura 4.29 - Resultados da simulação S4.
• Análises da constante de metanogênese acetofílica (kAC)
Qualitativamente a constante “KAC” afeta as distintas variáveis de maneira muito similar
à constante “KA”. Com o aumento da constantehá um incremento no consumo de
acetato, resultando em valores menores nas concentrações de DBO e também de DQO
(Figura 4.30). Na desacelaração o efeito e contrário (Figura 4.31).
kAC= 0,20
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
0 200 400 600 800 1000 1200
Período (2003/2005) dias
Co
nce
ntr
ação
(m
g/L
)
DBO simulada DQO simulada NH4 simulado DBO calibração DQO calibração NH4 calibração
Figura 4.30- Resultados da simulação S5.
130
kAC= 0,05
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
8000
9000
0 200 400 600 800 1000 1200
Período (2003/2005) dias
Co
nce
ntr
ação
(m
g/L
)
DBO simulada DQO simulada NH4 simulado DBO calibração DQO calibração
Figura 4.31 - Resultados da simulação S6.
• Análises da constante “far”- fração de arraste
A constante “far” relaciona a massa biodegradável do resíduo hidrolizada com a parte
orgânica não biodegradável que é carreada no mesmo processo, seu valor unicamente
condiciona os resultados da contaminação orgânica que incluem compostos não
biodegradáveis, representados pela DQO.
Verifica-se com o aumento da taxa de fator de arraste, que os valores da concentração
na DQO sofrem um incremento e os demais parâmetros não se alteram. Com a redução
do fator de arraste há um decréscimo nas concentrações de DQO e os demais fatores
não se alteram, como pode-se observar nas Figuras 4. 32 e 4.33.
131
far= 0,50
0
5000
10000
15000
20000
25000
30000
35000
0 200 400 600 800 1000 1200
Período (2003/2005) dias
Co
nce
ntr
ação
(m
g/L
)
DBO simulada DQO simulada NH4 simulado DQO calibração
Figura 4.32 - Resultados da simulação S7.
far=0,01
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
0 200 400 600 800 1000 1200
Período (2003/2005) dias
Co
nce
ntr
ação
(m
g/L
)
DBO simulada DQO simulada NH4 simulado DBO calibração DQO calibração
Figura 4.33 - Resultados da simulação S8.
132
CAPÍTULO 5 - DISCUSSÃO DOS RESULTADOS OBTIDOS
5.1. ANÁLISE QUALITATIVA ENTRE OS PERCOLADOS GERADOS NO LIXÃO DO MARAMBAIA E NO ATERRO SANITÁRIO DA CTR DE NOVA IGUAÇU.
Os percolados gerados por ambos os aterros apresentam uma composição extremamente
complexa e variável. Estas variações na qualidade dos percolados são características
física e química, fundamentalmente influenciadas pelo tempo de retenção no aterro, a
qualidade dos resíduos depositados, a altura da camada de resíduos no aterro, atividades
operacionais do aterro e aos fatores climáticos.
Neste capítulo são avaliados os parâmetros físico-químicos dos percolados gerados pelo
Lixão do Marambaia e do aterro sanitário da CTR de Nova Iguaçu.
As concentrações do percolado (Tabela 4.5) no ponto “C2” são inferiores a metade dos
valores encontrados no ponto “C1”. Considerando que o percolado infiltra pelo solo e
aflora em um ponto mais distante, “C2” sofre uma filtração física através do solo e
reações bioquímicas de depuração, a troca com o solo, que trata o efluente e reduz seu
potencial poluidor, conforme observado por MOTA et al.(2004).
Em algumas áreas do aterro sanitário da CTR de Nova Iguaçu, os resíduos já se
encontram em fase adiantada de degradação, recebendo contribuição do percolado de
resíduos aterrados mais recentemente e a este fator atribuem-se as variações nas
concentrações das substâncias analisadas.
A diversidade dos parâmetros analisados e da freqüência do monitoramento de ambos
os aterros dificultaram a comparação entre os resultados do monitoramento. As análises
do percolado do aterro sanitário da CTR de Nova Iguaçu não contemplam os metais
pesados (Tabelas 4.16 a 4.18). Já para o Lixão do Marambaia, as concentrações de
metais pesados somente foram avaliadas para o período de 2001 se apresentaram baixas
(Tabela 4.5).
Os gráficos apresentados nas próximas figuras registram a série dos valores da
precipitação (mm), do pH, as concentrações de DBO e DQO, da relação DBO/ DQO,
dos sólidos suspensos totais (SST), as concentrações de Fósforo, Potássio e Nitrogênio
133
amoniacal presentes no percolado (mg/L). A irregularidade nas coletas dificultou a
análise das variações entre períodos chuvosos e secos. O efluente sofre influência direta
da precipitação sobre a concentração de algumas substâncias, podendo ser carreadas ou
dissolvidas.
• pH
Ambos os aterros apresentam valores próximos ao pH alcalino (Marambaia 8,7 a 7,30 e
o aterro sanitário de Nova Iguaçu 6,3 a 8,3).
As análises realizadas do Lixão do Marambaia correspondem ao período do final do ano
de 2001 a 2004, quando a área já se encontrava em recuperação. Os valores de pH
apresentaram pouca variação, acima de 7, o que corresponde a um percolado produzido
por resíduos velhos.
Os valores de pH ao longo do período encontram-se na faixa de valores relacionados à
fase de degradação metanogênica, conforme citado por EHRIG (1990). Segundo
CANTANHEDE et al. (1979), pH neutros (próximos a 7) ocorrem em condições
anaeróbias mais favoráveis para que os organismos geradores de metano se
desenvolvam e sobrevivam.
O aterro sanitário de Nova Iguaçu é um aterro jovem e durante o período estudado, o
aterro apresentava três áreas para frente de disposição dos resíduos. Em diversos locais
do aterro os resíduos se encontram em decomposição avançada e os valores de pH do
percolado são mais elevados. O percolado advindo da massa recém disposta apresenta
pH ácido e pode provocar queda na quantidade de bactérias metanogênicas,
prejudicando o processo de decomposição dessa fase. Cabe ressaltar que em aterros
ativos as diversas fases de degradação ocorrem ao mesmo tempo e em locais e
profundidades diferentes.
A variação dos valores do pH no percolado pode ser também atribuída a
heterogeinidade dos resíduos dispostos.
A Figura 5.1 apresenta as variações dos valores de pH monitorados durante o período
2003/2005 no Lixão do Marambaia e na CTR de Nova Iguaçu.
134
pH
0,0
50,0
100,0
150,0
200,0
250,0
fev/
03
abr/
03
jun/
03
ago/
03
out/
03
dez/
03
fev/
04
abr/
04
jun/
04
ago/
04
out/
04
dez/
04
fev/
05
abr/
05
jun/
05
ago/
05
out/
05
dez/
05
Período 2003/2005
Pre
cip
itaç
ão m
m
5
5,5
6
6,5
7
7,5
8
8,5
9
pH
Precipitação (mm) Marambaia CTR Nova Iguaçu
Figura 5.1 - Valores de pH para o período 2003/2005 – Marambaia e CTR de Nova
Iguaçu.
A infiltração de águas de chuva nos resíduos aumenta a quantidade de oxigênio
disponível dentro da massa e varia a temperatura no interior do aterro, possibilitando a
variação no valor do pH.
Os valores de pH medidos em ambos os aterros são compatíveis com os encontrados na
literatura. EHRIG (1990) cita valores na faixa de 4,5 a 7 para a fase ácida e (7,5 a 9)
para a fase metanogênica. Para os diversos aterros brasileiros citados por MAHLER et
al.(2005A), os valores de pH encontram-se na faixa de 7 a 8,35.
Os valores monitorados atendem aos padrões exigidos pela legislação vigente.
CONAMA 357, art.34 e FEEMA/ NT-202 (5 a 9).
• DBO5
As concentrações da DBO5 encontradas no percolado do lixão do Marambaia variaram
na faixa de 1605 a 5880 mg/L e no aterro sanitário de Nova Iguaçu oscilaram entre os
valores de 271 a 11130 mg/L.
Os valores registrados no Lixão do Marambaia, durante o período do estudo (2003 a
2005) foram poucos, o que dificultou a comparação com o aterro sanitário da CTR.
135
A variação da faixa registrada corresponde com a idade do aterro, onde a grande parte
dos resíduos depositados encontra-se na fase final de degradação.
A amplitude registrada para o aterro de Nova Iguaçu, é devido ao processo de
degradação, onde várias etapas estão ocorrendo ao mesmo tempo. O resíduo depositado
anteriormente estará na fase de degradação mais avançada do que o resíduo recente.
A variação nos valores de concentração de DBO5, também é função da heterogeneidade
na composição dos resíduos dispostos.
O valor máximo DBO5, no aterro de Nova Iguaçu, foi registrado no início da
disposição dos resíduos. O valor máximo de 11130mg/L e não se encontra registrado na
Figura 5.2.
DBO (mg/L)
0,0
50,0
100,0
150,0
200,0
250,0
fev/
03
abr/
03
jun/
03
ago/
03
out/0
3
dez/
03
fev/
04
abr/
04
jun/
04
ago/
04
out/0
4
dez/
04
fev/
05
abr/
05
jun/
05
ago/
05
out/0
5
dez/
05
Período 2003/2005
Pre
cip
itaç
ão (
mm
)
100
1000
10000
100000
Co
nce
ntr
ação
(m
g/L
)
Precipitação (mm) Marambaia CTR Nova Iguaçu
Figura 5.2 - Valores de concentração da DBO5 para o período 2003/2005 – Marambaia
e CTR de Nova Iguaçu.
Segundo URBINI et al. (1999), o decaimento da DBO5 ocorre entre 800 a 1000 dias do
início do processo de biodegradação, que corresponde para este caso em torno de
outubro e novembro de 2005. No aterro de Nova Iguaçu observou-se que no mês de
agosto de 2005 houve um decréscimo na concentração, retornando a crescer nos ensaios
realizados em outubro e dezembro. Não se observou no período estudado o decaimento
contínuo das concentrações de DBO, somente a continuidade do monitoramento no ano
de 2006 poderia constatar o fato o decaimento da DBO.
136
O fator clima influencia a DBO do percolado do aterro de Nova Iguaçu, pois períodos
chuvosos podem promover a diluição na concentração, bem como o aumento de
partículas carreadas. A variação da DBO dependerá da fase de decomposição e das
características dos resíduos. A entrada de oxigênio pela água de chuva e a temperatura
interferem também nas atividades microbiológicas, podendo ocasionar variações nos
valores de concentração da DBO.
• DQO
O percolado gerado pelo Lixão do Marambaia apresentou variações na concentração da
DQO entre 1206 a 5880 mg/L e as concentrações de DQO para o aterro de Nova Iguaçu
variaram de 100 a 20330 mg/L. Estes valores extremos não se encontram regitrados na
Figura 5.3, o que dificultaria a leitura gráfica.
A amplitude dos valores medidos no aterro sanitário deve-se à ocorrência das diversas
fases simultâneamente e a diversificação do material depositado.
Semelhante a DBO, o valor máximo foi registrado no início da disposição dos resíduos.
A Figura 0.3 apresenta as variações dos valores de concentração da DQO para o período
2003/2005 no Lixão do Marambaia e na CTR de Nova Iguaçu.
DQO (mg/L)
0,0
50,0
100,0
150,0
200,0
250,0
fev/
03
abr/
03
jun/
03
ago/
03
out/
03
dez/
03
fev/
04
abr/
04
jun/
04
ago/
04
out/
04
dez/
04
fev/
05
abr/
05
jun/
05
ago/
05
out/
05
dez/
05
Período 2003/2005
Pre
cip
itaç
ão (
mm
)
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
8000
9000
10000
con
cen
traç
ão (
mg
/L)
Precipitação (mm) Marambaia CTR Nova Iguaçu
Figura 5.3 - Valores de concentração da DQO para o período 2003/2005 – Marambaia e
CTR de Nova Iguaçu.
137
O decréscimo nas concentrações de DQO acelera a bioestabilização do aterro.
Conforme observado por URBINI et al. (1999) os valores de decaimento na
concentração de DQO ocorrem após o terceiro ano do início do processo de
biodegradação (fase metanogênica inicial). Os valores encontrados correspondem a
valores de percolado de um aterro ativo em fase de degradação. O curto período
estudado não permitiu observar o decaimento contínuo nas concentrações da DQO.
Em períodos chuvosos a água infiltrada no maciço promove o carreamento de partículas
da matéria orgânica de difícil degradação. Este arraste poderá resultar um incremento
nos valores de concentração da DQO.
• A relação DBO5/DQO
No aterro de Nova Iguaçu esta relação variou de 0,01 a 0,75 e no lixão do Marambaia
de 0,04 a 0,87. A biodegradabilidade do percolado varia com o tempo e pode ser
determinada pela variação da relação DBO5/DQO.
Para o Lixão do Marambaia os valores mais baixos na taxa de biodegrabilidade podem
ser atribuídos à presença de resíduos em decomposição avançada e os valores mais
elevados, podem ser atribuídos ao fato que no final de sua operação, não recebia mais
resíduos de origem industrial, somente domiciliares.
Segundo FERNÁNDEZ-VIÑA (2000), aterros jovens apresentam taxa de
biodegrabilidade próximos à faixa de 0,5 e 0,6. Aterros mais velhos, próximos à
estabilização, apresentam taxa de biodegrabilidade de aproximadamente 0,1.
Para o aterro da CTR, 47 % dos valores apresentaram-se próximos à faixa de 0,1 e 0,2,
indicando a composição de um percolado gerado por resíduos em degradação avançada.
A variação se deve à ocorrência das diversas fases de degradação ao mesmo tempo em
diferentes pontos do aterro. As diversas tipologias de resíduos depositados, também
interferem na oscilação dos valores deste parâmetro. A linha de tendência para a CTR
de Nova Iguaçu, neste caso é, conforme esperado, descrescente.
A Figura 5.4, ilustra os valores das taxas de biodegrabilidade registradas no período de
fevereiro de 2003 a dezembro de 2005,
138
Relação DBO5/DQO
0
0,1
0,2
0,3
0,4
0,5
0,6
0,7
0,8
0,9
1
dez/02 jun/03 jan/04 ago/04 fev/05 set/05 mar/06
Período 2003/2005
Marambaia CTR Nova Iguaçu Série6
Figura 5.4 - Valores da relação DBO5/DQO para o período 2003/2005 – Marambaia e CTR de Nova Iguaçu.
• Os Sólidos Suspensos Totais
No período das amostragens o Lixão do Marambaia não recebia mais resíduos
industriais e passava por obras de recuperação. Os resultados para a concentração de
sólidos suspensos totais no percolado produzido variaram na faixa de 56 e 313 mg/L.
Estes resultados referem-se à fase final de operação do aterro, quando somente recebia
resíduos domiciliares (elevada presença de matéria orgânica de fácil degradação).
Principalmente em período de alta precipitação pluviométrica, a intrusão da água de
chuva nas células do aterro possibilita o incremento dos valores nas concentrações de
sólidos suspensos totais, devido à intensa dissolução dos sais no percolado.
Na CTR não foram registrados resultados para o ano de 2003, em 2004 os valores já
podem ser considerados altos (Tabelas 4.16 e 4.17) e para 2005 (Tabela 4.18) os valores
medidos são superiores. As concentrações medidas variaram na faixa de 166 a 12337
mg/L. A variação nos valores de concentração de sólidos suspensos totais, para ambos
os aterros, deve-se a presença de sais carreados pelo percolado.
Os valores altos de sais nos valores de concentração de sólidos suspensos totais para o
aterro de Nova Iguaçu, podem ser atribuídos ao carreamento de substâncias ricas nos
nutrientes potássio e fósforo, estes elementos estão presentes no percolado do aterro em
altas concentrações, principalmente no ínicio da disposição dos resíduos.
139
Na Figura 5.5, o gráfico ilustra as concentrações de SST no período de fevereiro de
2003 a dezembro de 2005,
SST (mg/L)
0
50
100
150
200
250
fev/
03
abr/
03
jun/
03
ago/
03
out/0
3
dez/
03
fev/
04
abr/
04
jun/
04
ago/
04
out/0
4
dez/
04
fev/
05
abr/
05
jun/
05
ago/
05
out/0
5
dez/
05
Período 2003/2005
Pre
cip
itaç
ão (
mm
)
10
100
1000
10000
100000
Co
nce
ntr
ação
(m
g/L
)
Precipitação (mm) Marambaia CTR Nova Iguaçu
Figura 5.5 - Valores de concentração de SST para o período 2003/2005 – Marambaia e
CTR de Nova Iguaçu.
• Fósforo
“O fósforo é um nutriente essencial para o crescimento dos
microrganismos responsáveis pela estabilização da matéria orgânica”
(SPERLING,1996A).
Conforme citado anteriormente o aterro de Marambaia passava por obras de
recuperação. Esta substância somente possui medição referente ao mês de novembro de
2003, em que se obteve uma concentração de 0,62 mg/L.
No aterro sanitário da CTR de Nova Iguaçu, os valores das concentrações de Fósforo
oscilaram numa faixa de variação de 0,14 a 24,3 mg/L.
O valor máximo e o mínimo foram registrados no ínicio da disposição quando o aterro
somente recebia resíduos sólidos urbanos. A Figura 5.6 ilustra as concentrações de
Fósforo total no período de fevereiro de 2003 a dezembro de 2005.
140
P (mg/L)
0,0
50,0
100,0
150,0
200,0
250,0
fev/
03
abr/
03
jun/
03
ago/
03
out/
03
dez/
03
fev/
04
abr/
04
jun/
04
ago/
04
out/
04
dez/
04
fev/
05
abr/
05
jun/
05
ago/
05
out/
05
dez/
05
Período 2003/2005
Pre
cip
itaç
ão (
mm
)
0,1
1
10
100
Co
nce
ntr
ação
(m
g/L
)
Precipitação (mm) Marambaia CTR Nova Iguaçu
Figura 5.6 - Valores de concentração de Fósforo total (P) para o período 2003/2005 –
Marambaia e CTR de Nova Iguaçu.
A presença do Fósforo no percolado deve-se à dissolução de compostos de fácil
degradação da matéria orgânica, principalmente em aterros jovens. A solubilidade dos
sais cresce com o aumento da temperatura e em períodos chuvosos aumenta a
dissolução deste nutriente.
• Potássio
No aterro do Marambaia somente um registro em novembro de 2004 de 684 mg/L.
Diferentemente do nitrogênio e do fósforo, o potássio não tem nenhum efeito danoso
conhecido na qualidade de águas naturais, ISHERWOOD (2000).
No aterro sanitário da CTR de Nova Iguaçu, os valores das concentrações de Potássio
oscilaram numa faixa de variação de 308 a 2860 mg/L. Não houve registro no período
de 2005. A irregularidade na amostragem dificultou a análise dos resultados.
A Figura 5.7 apresenta as variações nos valores de concentração do nutriente Potássio
para o período 2003/2005 para o Lixão do Marambaia e a CTR de Nova Iguaçu.
141
K (mg/L)
0,0
50,0
100,0
150,0
200,0
250,0
fev/
03
abr/
03
jun/
03
ago/
03
out/
03
dez/
03
fev/
04
abr/
04
jun/
04
ago/
04
out/
04
dez/
04
fev/
05
abr/
05
jun/
05
ago/
05
out/
05
dez/
05
Período 2003/2005
Pre
cip
itaç
ão (
mm
)
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
Co
nce
ntr
ação
(m
g/L
)
Precipitação (mm) Marambaia CTR Nova Iguaçu
Figura 5.7 - Valores de concentração de Potássio total (K) para o período 2003/2005 –
Marambaia e CTR de Nova Iguaçu.
O Potássio é usualmente encontrado no percolado de aterros jovens, devido à dissolução
de sais altamente solúveis presentes em resíduos domésticos e industriais. Em períodos
chuvosos este nutriente apresenta-se em concentrações diluídas no percolado.
O potássio é um nutriente favorável à degradação microbiana. Para ambos os aterros, as
concentrações desta substância encontram-se acima dos valores descritos na literatura.
EHRIG (1990) cita valores entre 10 a 2500 mg/L) e KRUSE (1994) refere-se à faixa de
170 a 1750 mg/L, faixas de valores fixas para as diversas fases de degradação.
As normas brasileiras utilizadas como referência nesta pesquisa não apresentam
restrições para esta substância.
• Nitrogênio
O teor de nitrogênio dos líquidos percolados foi analisado a partir da determinação do
nitrogênio amoniacal (NH4). Os resultados deste parâmetro para o aterro do Marambaia
oscilaram entre 173 a 1465 mg/L e no aterro sanitário de Nova Iguaçu entre 256 a 1316
mg/L.
142
A amônia é derivada da decomposição da proteína e da matéria orgânica, subentende-se
que resíduos na fase inicial de degradação têm geração de NH4. Em resíduos de
decomposição avançada são freqüentes os elevados níveis de NH4, devido a pouca
biodegrabilidade durante a fase metanogênica.
Para valores de pH menores que 8, praticamente toda a amônia encontra-se na forma de
NH4. Somente há a volatização para o gás amônia em pH maior que 8. Temperaturas
elevadas permitem maior taxa de volatização da amônia.
A faixa de valores das concentrações de nitrogênio amoniacal encontra-se de acordo a
reportada na literatura, 30 – 3000 mg/L (EHRIG, 1990) para as diversas fases de
degradação, TCHOBANOGLOUS et al., 1993 e de diversos aterros brasileiros
(MAHLER et al., 2005A).
Nitrogênio amoniacal (mg/L)
0,0
50,0
100,0
150,0
200,0
250,0
fev/
03
abr/
03
jun/
03
ago/
03
out/
03
dez/
03
fev/
04
abr/
04
jun/
04
ago/
04
out/
04
dez/
04
fev/
05
abr/
05
jun/
05
ago/
05
out/
05
dez/
05
Período 2003/2004
Pre
cip
itaç
ão (
mm
)
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
1600
Co
nce
ntr
ação
(m
g/L
)
Precipitação (mm) Marambaia CTR Nova Iguaçu
Figura 5.8 - Valores de concentração de Nitrogênio Amoniacal para o período
2003/2005 – Marambaia e CTR de Nova Iguaçu.
Pela análise do gráfico apresentado na Figura 5.8, verifica-se que em períodos de baixa
pluviosidade aumenta a concentração de nitrogênio amoniacal no percolado, onde parte
da matéria nitrogenada orgânica rapidamente biodegradável é solubilizada.
143
5.2. ANÁLISE QUANTITATIVA E QUALITATIVA DO PERCOLADO GERADO PELO ATERRO SANITÁRIO DA CTR DE NOVA IGUAÇU - MODUELO 2
A análise quantitativa corresponde à comparação entre os resultados obtidos pelas
estimativas de vazão do percolado, aplicando-se o método do Balanço Hídrico e o
modelo computacional MODUELO 2, e pelos valores reais de medição de campo
realizada pela CTR de Nova Iguaçu. A avaliação qualitativa do percolado foi executada
pela comparação entre os resultados das concentrações de DBO, DQO e NH4 obtidas
pelo programa MODUELO2 e os valores de concentração resultantes da caracterização
do percolado obtidos em ensaios laboratoriais.
O programa apresenta características dos parâmetros de produção somente para resíduos
urbanos. Alguns artifícios se fizeram necessários à calibração do modelo. Para a
modelagem utilizou-se a tipologia dos resíduos contendo resíduos sólidos urbanos e
resíduos industriais.
A evolução na disposição de resíduos industriais apresenta um crescimento grande com
relação às quantidades dos resíduos sólidos urbanos. Com isto foi necessário usar uma
taxa de crescimento fictícia. Foram feitas diversas alternativas para alcançar o equilíbrio
com o volume total depositado.
5.2.1. Calibração do módulo hidrológico
Os dados gerados pela estação metereológica de Anchieta interferem na calibração ideal
para o modelo estudado.
O modelo reproduziu as tendências climáticas que podem interferir na produção do
efluente. O volume de percolado calibrado drenado apresentou valores abaixo dos
valores medidos no aterro, provavelmente devido à diferença dos valores de dados
climatológicos oriundos da estação metereológica de Anchieta e o clima local e as
características dos resíduos, que não eram apenas domésticos e urbanos. De fato, o local
onde o aterro se encontra implantado é uma região de maior densidade de cobertura
vegetal e apresenta um clima mais ameno, o que proporciona maiores precipitações. Ver
no anexo 3 os dados de precipitação das estações de Anchieta e do local do aterro.
144
Em picos de chuva, o modelo apresentou um grande volume de percolado produzido
influenciado pela quantidade de água infiltrada, que tende, contudo a recuperar as
condições normais de vazão após o fim da chuva. Adverte-se que a dificuldade na
representatividade da rede de drenagem sobre a base discretizada pelo módulo
morfológico pode provavelmente influenciar nos resultados de vazão de drenagem.
De acordo com os valores apresentados na Tabela 4.28 deste trabalho, para a calibração
do modelo utilizou-se kR0 = 10-5 m/s (permeabilidade inicial dos resíduos), valor médio
extraído da literatura sugerida por LOBO, (2003).
Devido à falta de representatividade perante aos valores encontrados na literatura, os
valores de permeabilidade encontrados pelo permeâmetro de Guelph na área do aterro
foram descartados. Os ensaios realizados foram poucos e apresentaram valores
indicativos de alta permeabilidade, conforme apresentados no Anexo 1.
A vazão do percolado manteve correspondência com os picos da precipitação. O alto
valor encontrado na vazão do percolado total atribui-se à quantidade de água infiltrada
para o interior da massa aterrada, a ser consumida pela evaporação, pela biodegradação
dos resíduos e direcionada ao sistema de drenagem ou retida em vazios. Os valores
máximos estão apresentados na Tabela 5.1
Tabela 5. 1 – Relação entre os valores máximos de precipitação, percolado total
produzido e percolado drenado.
Vazões máximas
Precipitação 41,22 mm/d
Percolado total produzido 4250 m3/d
Percolado drenado 263 m3/d
A Figura 5.9 apresenta a comparação entre as vazões acumuladas do percolado drenado
resultante da calibração do módulo hidrológico, do percolado monitorado e do
percolado resultante do método do balanço hídrico.
145
0
100
200
300
400
500
600
700
800
900
1000
Período 2003/2005
Precipitação (mm)
0
10000
20000
30000
40000
50000
60000
Vazão percolados (m3)
Precipitação Monitorado Simulado Balanço hídrico
Figura 5.9 - Comparação entre as vazões acumuladas do percolado drenado na
calibração, percolado monitorado e estimado pelo método do balanço hídrico
(2003/2005).
O método do balanço hídrico resultou em vazão nula para os meses de déficit hídrico,
conforme os valores apresentados nas Tabelas 4.21 a 4.23. A infiltração apresentou-se
insuficiente para armazenar a água no solo de cobertura. Logo não houve a produção de
percolado, pois o solo não atingiu sua capacidade de campo. O que não acontece com as
medições locais, mesmo em época de estação seca o aterro possui produção constante
de percolado, porém em vazões menores.
A superestimação usual do método do balanço hídrico, citada por LINS (2003), não foi
confirmada nesta pesquisa. Os valores resultantes do balanço hídrico apresentaram-se
abaixo da vazão total estimada pelo MODUELO 2 e em alguns pontos, abaixo
inclusive da vazão do percolado drenado. Comparando-se com os valores medidos
apresentou-se subestimada.
A vazão estimada pelo programa MODUELO 2, também apresentou valores menores
do que os monitorados. Estes diferenciais provavelmente devem-se a utilização dos
valores climáticos da estação meteorológica utilizada.
146
5.2.2. Calibração do módulo de degradação
A calibração do módulo de degradação foi obtida por sucessivas simulações até alcançar
valores de concentração de NH4, DBO e DQO próximos aos valores monitorados.
A análise da Figura 5.10 indica que a relação entre os valores de concentração de NH4
simulados e monitorados apresentou grande variabilidade durante o período estudado,
sendo que os valores próximos à diagonal traçada sobre a figura apresentaram o melhor
ajuste.
A Tabela 5.2 apresenta a relação dos valores de concentração simulados que se
apresentaram mais próximos dos valores monitorados, os respectivos valores simulados
e monitorados das vazões de percolado e a precipitação correspondente.
NH4 (mg/L)
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
0 200 400 600 800 1000 1200 1400
Valores simulados
Val
ore
s m
edid
os
Relação medidos/simulados
Figura 5.10 - Contraste na variação nas concentrações de NH4 simuladas e monitoradas.
(2) (1)
147
Tabela 5. 2 – Pontos de melhor ajuste entre os valores de concentração simulados e
monitorados de NH4.
Concentração NH4 (mg/L) Vazão do percolado (m3/d) Período
Monitorado Simulado Monitorado Simulado
Precipitação
(mm/d)
Dez.2004(1)
960 841 114,19 25,81 6,62
Ago.2005 (2)
975,2 1014 (*) 35,2 3,45
(*) sem leitura.
Na Tabela 5.3 os resultados das concentrações de NH4 simuladas e monitoradas, são
representadas pelas respectivas médias, desvios padrão e coeficientes de variação.
Tabela 5. 3 - Relação entre os resultados das concentrações de NH4 simuladas e
medidas.
Parâmetros Média(X) X ± s s/X
NH4 medido 958,59 958,59 ± 360,28 0,38
NH4 simulado 620,06 620,06 ± 382,32 0,62
Os coeficientes de variação (s/X) dos valores simulados e dos monitorados possuem
valores distintos, indicando que a variação nas concentrações de NH4 simulado
apresentou maior dispersão dos dados.
A relação entre os valores de concentração simulados e monitorados não apresentou
tendência de aproximação ao ajuste realizado, nem mesmo para a calibração das
concentrações de NH4, sendo o limite máximo da constante de hidrólise “khr“ (hidrólise
rápida) conforme apresentada na literatura sugerida por LOBO, A. (2003).
A pequena quantidade de dados monitorados não colaborou para uma simulação
adequada, vale ressaltar que os valores monitorados foram pontuais e representativos da
vazão média diária.
Os valores simulados apesar da variabilidade nas concentrações apresentaram uma
tendência ao aumento da concentração com a evolução temporal, enquanto os valores
monitorados apresentaram uma evolução diversificada (Figura 5.11).
148
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
jun/03 ago/03 set/03 jan/04 fev/04 abr/04 jun/04 ago/04 out/04 dez/04 jun/05 ago/05 out/05 dez/05
Período
Co
nce
ntr
ação
(m
g/L
)
0
200
400
600
800
1000
1200
1400
Monitorado Simulado Valor médio monitorado Valor médio simulado
Figura 5.11 - Variação temporal das concentrações de NH4 simuladas e monitoradas.
Baseando-se nos resultados obtidos na calibração do modelo de degradação pelo ajuste
das concentrações da DBO e DQO, foram avaliadas as relações dos respectivos
parâmetros simulados e monitorados. Cabe reiterar que os valores utilizados para o
ajuste foram obtidos através da calibração simultânea das taxas “kA” e “kAC” e a DQO,
pela variação do fator de arraste “far”,.
As Figuras 5.12 a 5.15 apresentam os gráficos resultantes da análise comparativa entre
os valores das concentrações de DBO e DQO simuladas e monitoradas.
Os valores das concentrações da DBO e DQO simuladas e monitoradas que
apresentaram o melhor ajuste estão apresentados nas Tabelas 5.4 e 5.5.
(2) (1)
149
DBO (mg/L)
0
500
1000
1500
2000
2500
3000
3500
4000
4500
5000
0 500 1000 1500 2000 2500 3000 3500 4000 4500 5000
Valores simulados
valo
res
med
ido
s
Valores simulados/medidos
Figura 5.12 - Contraste na variação nas concentrações da DBO simuladas e
monitoradas.
Tabela 5. 4 – Pontos de melhor ajuste entre os valores de concentração simulados e
monitorados de DBO.
Concentração DBO (mg/L) Vazão do percolado (m3/d) Período
Monitorado Simulado Monitorado Simulado
Precipitação
(mm/d)
Jan.2004
(1) 1509 1509,23 58,5 89,33 0
Out.2004
(2) 2237 1907,23 79,5 26,45 1,47
Mar.2005
(3) 2200 1864,87 (*) 62,63 0,09
(*) sem leitura.
A Figura 5.13 apresenta a evolução temporal das concentrações de DBO simuladas e
monitoradas. Os valores simulados apesar da variabilidade nas concentrações
apresentaram uma tendência ao aumento da concentração com a evolução do tempo,
enquanto os valores monitorados apresentaram maior dispersão.
(2) e (3)
(1)
150
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
jun/03 ago/03 set/03 jan/04 fev/04 abr/04 jun/04 ago/04 out/04 dez/04 mar/05 jun/05 ago/05 out/05 dez/05
Período
Co
nce
ntr
ação
(m
g/L
)
0
2000
4000
6000
8000
10000
12000
Simulado Monitorado Valor médio monitorado Valor médio simulado
Figura 5.13 - Variação temporal das concentrações da DBO simuladas e monitoradas.
Tabela 5. 5 - Pontos de melhor ajuste entre os valores de concentração simulados e
monitorados de DQO.
Concentração DQO (mg/L) Vazão do percolado (m3/d) Período
Monitorado Simulado Monitorado Simulado
Precipitação
(mm/d)
Ago.2004
(1) 2033 2293 63,4 69,83 0,41
Out.2004
(2) 5012 4700,88 79,5 26,45 0
(1) (2) (3)
151
DQO (mg/L)
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
8000
0 1000 2000 3000 4000 5000 6000 7000 8000
Valores simulados
Val
ore
s m
edid
os
Valores simulados/medidos
Figura 5.14 - Contraste na variação nas concentrações da DQO simuladas e monitoradas.
0
5000
10000
15000
20000
25000
jun/03 ago/03 set/03 jan/04 fev/04 abr/04 jun/04 ago/04 out/04 dez/04 mar/05 jun/05 ago/05 out/05 dez/05
Período
Co
nce
ntr
ação
(m
g/L
)
Simulado Monitorado
Figura 5.15 - Variação temporal das concentrações da DQO simuladas e monitotadas.
(2)
(1)
(1)
(2)
152
Analisando-se os gráficos apresentados nas Figuras 5.13 e 5.15, verifica-se que os
valores máximos das concentrações de DBO e DQO são respectivamente de 11130
mg/L e 20330 mg/L e ocorrem no mês de junho de 2003. Estes valores devem-se a fase
inicial de degradação, correspondendo a concentrações de DBO e DQO de percolado
gerado por resíduos recentemente dispostos.
Para os valores simulados, o valor máximo de concentração da DBO (2179,34 mg/L)
ocorre em dezembro de 2004 e da DQO em outubro de 2005 (6393,94 mg/L), o que não
corresponde com os valores apresentados na literatura, onde os valores máximos de
concentração de DBO e DQO ocorrem no inicio da disposição dos resíduos.
A relação DBO/DQO indica o estágio em que se encontra a biodegrabilidade do
percolado e a fase de degradação dos resíduos. Os valores simulados e monitorados
apresentaram respectivamente as médias 0,46 e 0,32.
Na Tabela 5.6, os parâmetros DBO, DQO e DBO/DQO simulados e medidos são
representados pelas respectivas médias, desvios padrão e coeficientes de variação dos
resultados encontrados.
Tabela 5. 6 - Relação entre os resultados das concentrações de DBO, DQO e DBO/DQO
simuladas e medidas
Parâmetros Média(X) X ± s s/X
DBO medida 1361,85 1361,85 ± 673,06 0,49
DBO simulada 1302,13 1312,13 ± 1236,55 0,95
DQO medida 3703,31 3703,31 ± 2319,80 0,63
DQO simulada 3446,18 3446,18 ± 2071,21 0,60
DBO/DQO medida 0,32 0,32 ± 0,20 0,64
DBO/DQO simulada 0,46 0,46 ± 0,14 0,31
A variação temporal dos valores de concentração das DBO e DQO simuladas e medidas
apresentou uma intensa variabilidade. As concentrações de DBO simuladas e medidas,
embora com médias semelhantes, apresentaram coeficientes de variação divergentes,
em que os parâmetros medidos exibiram uma dinâmica maior.
153
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
0 200 400 600 800 1000 1200
Período (2003/2005)
Co
nce
ntr
ação
(m
g/L
)
DBO simulada DQO simulada NH4 simulado
Log. (DBO simulada) Log. (DQO simulada) Polinômio (NH4 simulado)
Figura 5.16 - Evolução temporal das concentrações de NH4, DBO e DQO simuladas.
A Figura 5.16 exibe a evolução das concentrações de NH4, DBO e DQO obtidas na
calibração do MODUELO 2 para o aterro sanitário da CTR de Nova Iguaçu, durante a
qual o modelo utilizado apresentou uma evolução crescente nas concentrações
estudadas no período de 2003/2005. A variabilidade nas concentrações encontrada no
decorrer do período deve-se a ocorrência simultânea das diversas fases de degradação e
das condições climáticas.
Cabe ressaltar que a disposição de resíduos recentes provoca um desequilíbrio na massa,
alterando alguns parâmetros físico-químicos e microbiológicos, principalmente os
microrganismos anaeróbios que são mais sensíveis a alterações do meio.
• Análise de sensibilidade das taxas cinéticas no processo de degradação
A análise de sensibilidade do modelo MODUELO 2 realizada neste estudo foi elaborada
através da comparação dos valores de concentração dos parâmetros DBO, DQO e NH4
obtidos na calibração do modelo com os resultados das simulações realizadas através do
controle das taxas de cinéticas. Esta análise de sensibilidade foi elaborada com base nos
dados apresentados na Tabela 4.30 e nos gráficos ilustrados nas Figuras 4.26 a.4.33.
154
• Simulação S1
“Khr = 0,008” e “Khl = 0,001”
O modelo se mostrou bastante sensível as alterações nas taxas de hidrólise. A aceleração
nas velocidades de hidrólise, definidas pelas taxas “Khr” e “Khl”, implica na dissolução
mais rápida. Nos compostos biodegradáveis este efeito aumenta mais rapidamente a
concentração de contaminantes no percolado, bem como acelera sua biodegrabilidade.
da matéria orgânica sólida. Como a quantidade de matéria suscetível de formar
emissões não varia, estas se atenuam mais rapidamente no tempo.
Para a análise de sensibilidade S1, as taxas de hidrólise utilizadas na calibração do
modelo “Khr =0,006 e Khl =0,0005” foram incrementadas para “Khr = 0,08 e Khl =
0,001”. Observou-se que o processo de hidrólise foi acelerado resultando o incremento
nas concentrações de NH4, DBO e DQO. A intensa lixiviação sobrecarregou o
percolado, aumentando seu potencial poluidor durante esta fase de degradação.
Na Tabela 5.7, pode-se comparar os valores de concentração máxima dos parâmetros
analisados.
Tabela 5. 7 - Análise de sensibilidade S1 – aceleração nas taxas de hidrólise.
Concentrações máximas (mg/L) Parâmetros
simulação calibração
DBO 2875,08 > 2174,34
DQO 8183,44 > 6393,94
NH4 1576,22 > 1154,00
• Simulação S2
“Khr = 0,002” e “Khl = 0,00035”
Para a análise de sensibilidade S2, as taxas de hidrólise “Khr e Khl” utilizadas na
calibração foram reduzidas para respectivamente 0,002 e 0,00035. Observou-se que a
degradação tornou-se mais lenta, aumentando o período da fase hidrólise. O processo de
hidrólise foi desacelerado resultando a queda nos valores das concentrações de NH4,
DBO e DQO.
A Tabela 5.8 apresenta os valores de concentração máxima dos parâmetros analisados.
155
Tabela 5. 8 - Análise de sensibilidade S2 – redução nas taxas de hidrólise.
Concentrações máximas (mg/L) Parâmetros
simulação calibração
DBO 822,56 < 2174,34
DQO 988,00 < 6393,94
NH4 651,0 < 1154,00
• Simulação S3
“KA = 0,60”
O modelo é menos sensível à variação da constante taxa de acetogênese “KA”. Para a
análise de sensibilidade S3, foram mantidos os valores de calibração das taxas de
hidrólise “Khr” e “Khl” e com o incremento da constante de acetogênese para “KA =
0,60”, observou-se a queda dos valores de concentração da DBO. Este efeito deve-se a
aceleração do consumo de acetato, ao estado mais degradado da matéria orgânica e a
maior demanda de oxigênio. O efeito sobre a DQO é diretamente o mesmo. Não se nota
uma grande alteração na atenuação da contaminação porque os compostos
biodegradáveis produzidos estão condicionados à taxa de consumo de acetato e “KA”
não interfere na formação dos biodegradáveis (LOBO, A., 2003).
A Tabela 5.9 apresenta os valores resultantes da simulação S3
Tabela 5. 9 - Análise de sensibilidade S3 – aceleração na constante de acetogenêse.
Concentrações máximas (mg/L) Parâmetros
simulação calibração
DBO 1981,45 < 2174,34
DQO 6284,34 < 6393,94
NH4 1076,22 < 1154,00
156
• Simulação S4
“KA = 0,05”
Na análise de sensibilidade S4, somente o valor da constante de acetogênese “KA” foi
reduzido para 0,05, os valores concentrações de DBO e DQO sofreram um incremento
e na concentração do NH4 houve pouca alteração. Os valores obtidos nesta simulação
estão apresentados na Tabela 5.10.
Tabela 5. 10 - Análise de sensibilidade S4 – redução na constante de acetogenêse.
Concentrações máximas (mg/L) Parâmetros
simulação calibração
DBO 6265,79 > 2174,34
DQO 9880,95 > 6393,94
NH4 1169,05 > 1154,00
• Simulação S5
“KAC = 0,20”
A constante de metanogênese acetofílica “KAC” afeta as distintas variáveis de maneira
muito similar a “KA”. Com o aumento da constante “KAC”, o consumo de acetato é
acelerado e os valores de concentração da DBO, DQO e NH4 diminuem. Na análise de
sensibilidade S5 o valor da constante de metanogênese acetofílica de calibração “KAC”
foi incrementado para 0,20 e os parâmetros DBO, DQO e o NH4 apresentaram os
valores de concentração máxima exibidos na Tabela 5.11.
Tabela 5. 11 - Análise de sensibilidade S5 – aceleração na constante de metanogenêse
acetofílica.
Concentrações máximas (mg/L) Parâmetros
simulação calibração
DBO 1336,53 < 2174,34
DQO 5536,32 < 6393,94
NH4 1159,13 ~ 1154,00
157
• Simulação S6
“KAC = 0,05”
Na análise de sensibilidade S6 a constante de metanogênese acetofílica “KAC” foi
desacelerada passando a 0,05 e os valores de concentração da DBO, DQO e NH4
aumentaram. Os valores de concentração máxima destes parâmetros são apresentados
na Tabela 5.12.
Tabela 5. 12 - Análise de sensibilidade S6 – redução na constante de metanogenêse
acetofílica.
Concentrações máximas (mg/L) Parâmetros
simulação calibração
DBO 4104,37 > 2174,34
DQO 7976,30 > 6393,94
NH4 1159,13 ~ 1154,00
• Simulação S7
“far = 0,50”
A variação do fator de arrraste tem influência direta na concentração da DQO, devido
ao carreamento de partículas dos compostos não biodegradáveis pelo percolado. Com o
incremento de “far” para 0,50, conforme simulado para a análise de sensibilidade S7,
ocorre a elevação brusca nos valores da concentração da DQO , as concentrações da
DBO sofrem uma pequena alteração e o valor da concentração de NH4 não se altera.
Na Tabela 5.13, pode-se comparar os valores de concentração máxima dos parâmetros
analisados com a acelaraçõa do fator de arraste “far”.
Tabela 5. 13 - Análise de sensibilidade S7 - aceleração do fator de arraste.
Concentrações máximas (mg/L) Parâmetros
simulação calibração
DBO 2176,48 ~ 2174,34
DQO 29615,32 > 6393,94
NH4 1154,00 = 1154,00
158
Por último na simulação S8 alterou-se a constante “far”, foi reduzida para 0,01 e
produzindo um redução nos valores de concentração de DQO e as concentrações da
DBO e NH4 não houveram alterações.
Na Tabela 5.14, pode-se comparar os valores de concentração máxima dos parâmetros
analisados com a redução do fator de arraste “far”.
Tabela 5. 14 - Análise de sensibilidade S8 – redução do fator de arraste.
Concentrações máximas (mg/L) Parâmetros
simulação calibração
DBO 2174,34 = 2174,34
DQO 2698,55 < 6393,94
NH4 1154,00 = 1154,00
159
CAPÍTULO 6 – COMENTÁRIOS FINAIS E
CONCLUSÕES
O monitoramento dos líquidos efluentes de aterros sanitários deve ser realizado tanto
para verificação da qualidade do efluente líquido gerado pelo aterro, bem como para o
efluente final (pós-tratamento), que deverá atender aos padrões de lançamento
estabelecido pela legislação ambiental.
A falta de monitoramento em áreas de disposição irregular de resíduos não possibilita
uma interpretação adequada do potencial poluidor do percolado no solo ou em águas
subterrâneas.
Através da análise dos resultados obtidos nos estudos elaborados para o Lixão do
Marambaia, e aqueles obtidos nesta pesquisa relativa ao aterro sanitário da CTR de
Nova Iguaçu conclui-se que a caracterização dos efluentes gerados por ambos os aterros
possui uma intensa variabilidade não somente temporal como espacial.
As substâncias químicas presentes nos aterros de resíduos industriais e urbanos podem
ser carreadas pelo percolado comprometendo a qualidade ambiental de seu entorno. O
monitoramento deve ser constante e regular. A falta de normalização e freqüência nas
coletas dificulta a tomada da decisão através de ações adequadas à segurança e controle
ambiental nas fases de implantação e operação, assim como após o encerramento da
vida útil do aterro sanitário.
O comportamento, ao longo do tempo, dos resíduos codispostos com lodos de ETE é
ainda um fator de pouco conhecimento no que se refere à especiação nas fases líquida e
sólida em constante mudança.
Na aplicação dos métodos ou modelos computacionais, a escolha das hipóteses
simplificadoras é um risco que poderá afetar a qualidade das previsões.
O Método Suíço sempre indicará geração de percolado, mesmo em épocas de déficit
hídrico, uma vez que não leva em consideração os fatores de redução, ou seja, a
evaporação e o escoamento superficial.
160
O Método do Balanço Hídrico em sua versão clássica, trata-se de uma metodologia
simplista, não considera a umidade dos resíduos, pois avalia somente os parâmetros de
armazenamento de água na última camada de cobertura. Em relação à geometria do
aterro, somente é considerada a área, nada interferindo da altura, nem do histórico de
preenchimento. Apresenta vazão nula nos períodos onde a infiltração não foi suficiente
para armazenar água no solo, não sendo capaz de suprir a demanda da evaporação
potencial e, logo a água não percola devido a não atender a capacidade de campo do
solo e dos resíduos.
A utilização de métodos ou modelos de balanço hídrico na avaliação do desempenho
dos sistemas de cobertura pode ser uma ferramenta importante. A escolha da
metodologia deve ser adequada às condições locais, aos resíduos e a operação. O
software MODUELO 2 requer um banco de dados e informações que permitem avaliar
a qualidade e quantidade do efluente produzido.
O percolado gerado no lixão do Marambaia apresenta valores de concentrações de
DBO, DQO e pH coerentes com a idade do aterro, onde grande parte dos resíduos
aterrados encontram-se na fase final de degradação. A continuidade no monitoramento
do efluente é importante até a completa inertização do processo de degradação, ou seja,
sua estabilização.
O percolado produzido pelo aterro sanitário da CTR de Nova Iguaçu possui
características de um aterro ativo. As variações nas concentrações de DBO e DQO e nos
valores de pH podem ser atribuídas a ocorrência simultânea das diversas fases de
degradação, a heterogeneidade dos resíduos dispostos e as condições climáticas.
A caracterização dos resíduos recebidos pelos grandes geradores é um fator importante,
citando-se como exemplo os lodos de esgotos, que geralmente se enquadram como
Classe II A, resíduos não perigosos. Porém, se o lodo recebido de esgoto estiver
contaminado por efluentes de origem industrial, poderá ter características de Classe I, e
aumentará o potencial poluidor do efluente percolado. A co-disposição do lodo tende a
acelerar o processo de biodegradação, que influenciará nas características do percolado.
A falta de freqüência regular nas amostragens dificultou a análise e comprometeu a
calibração do modelo.
Como a estação climatológica local não apresentou dados suficientes à alimentação do
software Moduelo, foram utilizadas informações da estação metereológica de Anchieta,
161
que também podem ter interferido na calibração ideal para o modelo estudado. De fato,
o local onde o aterro encontra-se implantado é de uma região de maior densidade de
cobertura vegetal e apresenta um clima mais ameno o que proporciona maiores
precipitações do que em Anchieta, local da estação metereológica utilizada.
O software MODUELO 2 utilizado nesta pesquisa não se mostrou adequado para
sistemas de cobertura compostos com geotêxteis.
A escassez de informações de campo obriga a utilização de parâmetros da literatura
estrangeira, que nem sempre representam bem a realidade brasileira e local.
O módulo hidrológico calibrado reproduziu as tendências climáticas que poderiam
interferir na produção do percolado, cujo volume drenado apresentou valores abaixo dos
medidos no aterro, provavelmente devido à diferença dos dados climatológicos
utilizados. Em picos de chuva, o modelo apresentou um grande volume de percolado
produzido influenciado pelo aumento na quantidade de água infiltrada, mas recuperando
as condições normais rapidamente pelo eficiente sistema de drenagem após a chuva (a
diferença entre o percolado total produzido e percolado drenado é recuperada de forme
rápida).
Nas concentrações de NH4, DBO e DQO, os valores simulados e medidos apresentaram
uma intensa variabilidade com tendência a terem suas concentrações elevadas ao longo
do tempo. Não houve uma boa aproximação entre as concentrações das substâncias
simuladas e as medidas. Os valores medidos apresentaram uma variação maior do que
os simulados. Vale ressaltar que as medições foram pontuais e representam a vazão
média diária. A variabilidade nas concentrações no decorrer do período foi
provavelmente devida à quantidade de água infiltrada que permitiu a entrada de
oxigênio dissolvido principalmente em períodos de chuvas intensas e a disposição de
resíduosnovo, desestabilizando a atividade bacteriana, que rege o processo de
biodegradação.
Em relação às simulações realizadas concluiu-se que a qualidade do percolado foi
principalmente controlada pelas taxas de hidrólise e pela cinética de degradação, sendo
influenciadas pelas condições climáticas e pela disposição de resíduos novos. A
quantidade de percolado produzido é afetada principalmente pela infiltração e
características físicas dos resíduos.
162
As limitações dos métodos e modelos foram discutidas e os resultados confirmaram a
grande dificuldade na reprodução das condições reais do aterro pesquisado,
considerando a heterogeinidade dos resíduos urbanos e industriais ali dispostos.
Em resumo, a dificuldade em obter uma calibração reppresentativa e valores oriundos
da simulação próximos aos medidos deve-se essencialmente à falta de valores
metereológicos no local do aterro e a co-disposição de resíduos industriais em
quantidade crescente ao longo do tempo, conforme informado pela operadora do aterro.
• SUGESTÕES:
Sugerem-se como complementação e continuidade deste estudo as pesquisas abaixo
citadas.
A elaboração do estado da arte em geotecnia de resíduos sólidos urbanos brasileiros
contendo um levantamento dos parâmetros geotécnicos e físicos dos resíduos dispostos
em aterros de RSU no Brasil.
A utilização do software MODUELO 2, em um aterro municipal de RSU com
monitoramento regular (medições de vazões e análises físico químicooa), incluindo a
realização de ensaios nos RSU in situ e em laboratório.
O prolongamento deste estudo como forma de averiguar a continuidade do processo de
biodegradação através das análises físico – químicas do percolado com a utilização do
programa MODUELO 2 para períodos mais longos, inclusive em comparação com
outras áreas em aterros que não recebam resíduos industriais.
163
CAPÍTULO 7 - REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
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Espanha.
183
ENSAIO DE PERMEABILIDADE Kv- CARGA VARIÁVEL
Amostra(AC1) cilindro 4 solo avermelhado
UMIDADE
INICIAL UMIDADE
FINAL DIÂMETRO C.P. (cm) D 3,58
CÁPSULA Nº C3 F7 ÁREA C.P. (cm²) A 10,06
CÁPSULA (g) 18,8 19,8 ALTURA C.P. (cm) L 9,00
CÁPSULA + SOLO ÚMIDO (g)
91,6 88,5 VOLUME C.P. (cm³) V 90,59
CÁPSULA + SOLO SECO (g)
76,2 72,5 CA
RA
CT
ER
ÍST
ICA
DO
E
NS
AIO
ÁREA DO TUBO (cm²) a 0,716
ÁGUA (g) 15,4 16,0 TARA + SOLO ÚMIDO (g) 551,25
SOLO SECO (g) 57,4 52,7 TARA (g) 399,92
UMIDADE (%) 26,8 30,0 SOLO SECO (g) Ws 108,40
UMIDADE MÉDIA (%)
28,4 DENS. DOS GRÃOS Gs 2,65
VOLUME SÓLIDOS
(cm³) Vs 40,91
CA
RA
CT
ER
ÍST
ICA
DO
SO
LO
ÍNDICE DE VAZIOS e 1,21
L E I T U R A
CARGA INICIAL (cm) h0 133,9 133,9 133,9 133,9 133,9 133,9
CARGA FINAL (cm) ht 122,9 113,9 103,9 93,9 123,9 113,9
TEMPO DECORRIDO (s) t 300 627 1.036 1.512 330,0 709,0
TEMPERATURA DA ÁGUA T 23,8 23,8 23,8 23,8 23,80 23,80
FATOR DE CORREÇÃO RT 0,195 0,195 0,195 0,195 0,195 0,195
PERMEABILIDADE (cm/s) k 3,6E-05 3,2E-05 3,1E-05 2,9E-05 2,9E-05 2,8E-05
PERMEABILIDADE MÉDIA (cm/s) kM 3,39E-05 2,99E-05 2,89E-05
k = 2,3 x a x L x RT x log ( h0 / hf ) Vs = Ws e = V - Vs
A x t Gs Vs
RT = µT = viscosidade da água a T°C
µ20 viscosidade da água a 20°C
REFERÊNCIA: Solo de cobertura CTR Nova Iguaçú
Data:
10/10/2005
184
ENSAIO DE PERMEABILIDADE Kh- CARGA VARIÁVEL
Amostra (AC2) cilindro 4
UMIDADE
INICIAL UMIDADE
FINAL DIÂMETRO C.P. (cm) D 3,58
CÁPSULA Nº I-15 ÁREA C.P. (cm²) A 13,55
CÁPSULA (g) 13,5 ALTURA C.P. (cm) L 9,00
CÁPSULA + SOLO ÚMIDO (g)
105,7 VOLUME C.P. (cm³) V 90,59
CÁPSULA + SOLO SECO (g)
86,8 CA
RA
CT
ER
ÍST
ICA
DO
E
NS
AIO
ÁREA DO TUBO (cm²) a 0,716
ÁGUA (g) 18,9 TARA + SOLO ÚMIDO (g) 405,7
SOLO SECO (g) 73,3 TARA (g) 177,60
UMIDADE (%) 25,9 SOLO SECO (g) Ws 169,13
DENS. DOS GRÃOS Gs 2,64
VOLUME SÓLIDOS
(cm³) Vs 64,11
CA
RA
CT
ER
ÍST
ICA
DO
SO
LO
ÍNDICE DE VAZIOS e 0,41
L E I T U R AS
CARGA INICIAL (cm) h0 133,9 133,9 133,9 133,9 133,9 133,9
CARGA FINAL (cm) ht 92,3 92,3 93,0 92,9 92,3 93,5
TEMPO DECORRIDO (s) t 41,57 41,19 40,88 41,02 40,15 40,45
TEMPERATURA DA ÁGUA T 23,8 23,8 23,8 23,8 23,8 23,8
FATOR DE CORREÇÃO RT 0,195 0,195 0,195 0,195 0,195 0,195
PERMEABILIDADE (cm/s) k 8,3E-04 8,4E-04 8,3E-04 8,3E-04 8,6E-04 8,2E-04
PERMEABILIDADE MÉDIA (cm/s) kM 8,3E-04 8,26E-04 8,41E-04
k = 2,3 x a x L x RT x log ( h0 / hf ) Vs = Ws e = V - Vs
A x t Gs Vs
RT = µT = viscosidade da água a T°C
µ20 viscosidade da água a 20°C
REFERÊNCIA: Solo de cobertura CTR Nova Iguaçú
Data:
10/10/2005
185
ENSAIO DE PERMEABILIDADE Kh- CARGA VARIÁVEL
Amostra(AC4) cilindro 2 solo vermelho
UMIDADE
INICIAL UMIDADE
FINAL DIÂMETRO C.P. (cm) D 4,08
CÁPSULA Nº I 13 G8 3C 2G ÁREA C.P. (cm²) A 13,07
CÁPSULA (g) 13,9 13,8 14,8 14,9 ALTURA INICIAL C.P.
(cm) L 8,98
CÁPSULA + SOLO ÚMIDO (g)
79,1 90,8 80,7 67,4 VOLUME C.P. (cm³) V 117,40
CÁPSULA + SOLO SECO (g)
67,8 77,2 67,4 56,9 CA
RA
CT
ER
ÍST
ICA
DO
E
NS
AIO
ÁREA DO TUBO (cm²) a 0,307
ÁGUA (g) 11,2 13,6 13,3 10,5 TARA + SOLO ÚMIDO (g) 401,10
SOLO SECO (g) 53,9 63,4 52,6 42,0 TARA (g) 180,65
UMIDADE (%) 20,9 21,4 25,3 24,9 SOLO SECO (g) Ws 169,45
UMIDADE MÉDIA (%)
21,2 25,1 DENS. DOS GRÃOS Gs 2,64
VOLUME SÓLIDOS
(cm³) Vs 63,94
CA
RA
CT
ER
ÍST
ICA
DO
SO
LO
ÍNDICE DE VAZIOS e 0,84
L E I T U R A
CARGA INICIAL (cm) h0 133,9 133,9 133,9 133,9 133,9 133,9
CARGA FINAL (cm) ht 128,9 128,9 128,9 128,9 128,9 128,9
TEMPO DECORRIDO (s) t 198 418 945 1614 470 1020
TEMPERATURA DA ÁGUA T 23,8 23,8 23,8 23,8 23,8 23,8
FATOR DE CORREÇÃO RT 0,195 0,195 0,195 0,195 0,195 0,195
PERMEABILIDADE (cm/s) k 7,9E-06 7,6E-06 7,0E-06 6,5E-06 6,8E-06 6,5E-06
PERMEABILIDADE MÉDIA (cm/s) kM 7,76E-06 6,75E-06 6,65E-06
k = 2,3 x a x L x RT x log ( h0 / hf ) Vs = Ws e = V - Vs
A x t Gs Vs
RT = µT = viscosidade da água a T°C
µ20 viscosidade da água a 20°C
REFERÊNCIA: Solo de cobertura CTR Nova Iguaçú
Data:
10/10/2005
186
ENSAIO DE PERMEABILIDADE Kv- CARGA VARIÁVEL
Amostra(AC5)cilindro 3
UMIDADE
INICIAL UMIDADE
FINAL DIÂMETRO C.P. (cm) D 4,08
CÁPSULA Nº 1A 2Z 2G 15A ÁREA C.P. (cm²) A 13,07
CÁPSULA (g) 14,1 13,9 12,6 19,8 ALTURA INICIAL C.P.
(cm) L 8,98
CÁPSULA + SOLO ÚMIDO (g)
89,7 79,2 65,9 74,5 VOLUME C.P. (cm³) V 117,37
CÁPSULA + SOLO SECO (g)
75,2 68,5 55,3 64,7
CA
RA
CT
ER
ÍST
ICA
DO
E
NS
AIO
ÁREA DO TUBO (cm²) a 0,139
ÁGUA (g) 14,5 10,7 10,6 9,8 TARA + SOLO ÚMIDO (g) 568,92
SOLO SECO (g) 61,1 54,6 42,8 44,9 TARA (g) 399,68
UMIDADE (%) 23,7 19,6 24,9 21,8 SOLO SECO (g) Ws 131,15
UMIDADE MÉDIA (%)
21,7 23,4 DENSIDADE DOS
GRÃOS Gs 2,64
VOLUME SÓLIDOS
(cm³) Vs 49,71
CA
RA
CT
ER
ÍST
ICA
DO
SO
LO
ÍNDICE DE VAZIOS e 1,36
L E I T U R AS
CARGA INICIAL (cm) h0 133,9 133,9 133,9 133,9 133,9
CARGA FINAL (cm) ht 132,9 131,9 130,9 129,9 129,2
TEMPO DECORRIDO (s) t 1010 2042 3014 4146 4984
TEMPERATURA DA ÁGUA T 23,8 23,8 23,8 23,8 23,8
FATOR DE CORREÇÃO RT 0,195 0,195 0,195 0,195 0,195
PERMEABILIDADE (cm/s) k 1,4E-07 1,4E-07 1,4E-07 1,4E-07 1,3E-07
PERMEABILIDADE MÉDIA (cm/s) kM 1,38E-07 1,38E-07 1,33E-07
k = 2,3 x a x L x RT x log ( h0 / hf ) Vs = Ws e = V - Vs
A x t Gs Vs
RT = µT = viscosidade da água a T°C
µ20 viscosidade da água a 20°C
REFERÊNCIA: Solo de cobertura CTR Nova Iguaçú
Data: 10/10/2005
187
ENSAIO DE PERMEABILIDADE - CARGA CONSTANTE
Amostra (AC3): CTR Nova Iguaçu
solo amarelo
Características do solo Características do corpo de prova C.P.4
Cápsula+ solo (úmido) 68,39 Diâmetro cm D 4,08
Peso da cápsula I-14 13,50 Área cm2 A 13,07
Cápsula+ solo (seco) 68,39 Volume cm³ V 117,40
Água 11,14 Tara + solo úmido (g) 568,92
Pes
o em
gra
mas
Solo seco 54,89 Tara (g) 399,92
Gs Densidade real dos grãos
2,65 Solo seco (g) Ws 125,97
Umidade (%) 25,46 Volume de sólidos Ws/Gs (cm³) Vs 47,75
Índice de vazios inicial e 1,46
Ensaio carga constante 1 2 3
Altura do corpo de prova cm L 8,98 8,98 8,98
Perda de carga ( h1 - h2 ) cm h 164,5 164,5 164,5 164,5 164,5 100,0
Volume de água percolada cm³ Q 131,0 172,0 172,0 171,5 171,0 172,5
Tempo decorrido (segundos)
t 60,0 60,0 60,0 60,0 60,0 60,0
Temperatura da água °C T 23,8 22,2 22,2 22,2 22,2 22,2
Fator de correção RT 0,20 0,20 0,20 0,20 0,20 0,20
Coeficiente de permeabilidade
k 1,8E-03 2,3E-03 2,3E-03 2,3E-03 2,3E-03 3,9E-03
20°C (cm/s) média 2,49E-03
RT = Fator de correção para a viscosidade da água a 20°C
k20 = Q x L1 x RT
h x A x t
caso não sejam usados os níveis piezométricos, toma-se L1 = L e
h é medido desde o nível do reservatório de água até o nível inferior da água
192
DETERMINAÇÃO DO COEFICIENTE DE PERMEABILIDADE
PERMEAMETRO DE GUELPH
Furo Local Profundidade
furo (cm)
Altura de
pressão (cm)
Intervalo de
tempo(s)
Velocidade
(cm/s)
h (cm)
reservatório
Vazão
(cm3/s)
Condutividade hidráulica
(cm/s)
1 Cobertura
Res.industrial 28 5 110 0,0491 5,40 2,636 0,00773
220 0,0191 4,20 1,025 0,00301
220 0,0273 6,00 1,465 0,00429
370 0,0081 3,00 0,435 0,00128 2
Resíduo industrial
60 5
440 0,0000 0,00 0,000 0,00000
2850 0,0118 33,60 0,633 0,00112
180 0,0147 2,65 0,791 0,00139
90 0,0156 1,40 0,835 0,00147 2
Resíduo industrial
60 10
180 0,0000 0,00 0,000 0,00000
3 RSU 65 5 150 0,4933 74,00 26,492 0,07769
4 RSU 65 5 190 0,3789 72,00 20,349 0,05967
180 0,0061 1,10 0,328 0,00096
300 0,0000 0,00 0,000 0,00000
600 0,0035 2,10 0,188 0,00280
900 0,0001 0,10 0,006 0,00009
Cobertura RSU
35 5
1200 0,0001 0,10 0,004 0,00007
300 0,0110 3,30 0,591 0,00113
600 0,0030 1,8 0,161 0,00400
900 0,0002 0,2 0,012 0,00030
5
Cobertura RSU
35 10
1200 0,0001 0,1 0,004 0,00011
194
COPPE / UFRJ - LABORATÓRIO DE GEOTECNIA
ANÁLISE GRANULOMÉTRICA POR PENEIRAMENTO CONJUNTO COM SEDIMENTAÇÃO
Amostra: 1 - SOLO AMARELO
NOVA IGUAÇU
Umidade Higroscópica Densidade Real dos Grãos
NOV/2005
Cápsula nº 100 16 14 Temperatura (ºC) 24
Amostra total úmida (g) 1220,00 Peso Cápsula (g) 19,01 19,03 19,27 Picnômetro nº A B D
Retida acumulada nº 10
(g) 72,84 Cápsula e solo úmido (g) 115,93 108,31 107,55 Picnômetro (g) 110,23 90,41 99,25
Passando nº 10 úmida (g) 1147,16 Cápsula e solo seco (g) 114,34 106,83 106,12 Pic + Solo Seco (g) 180,31 160,72 169,74
Passando nº 10
seca (g) 1128,35 Água (g) 1,59 1,48 1,43 Pic + Água (g) 601,56 592,20 593,76
Água (g) 18,81 Solo seco (g) 95,33 87,80 86,85 Pic + Solo + Água (g) 645,16 635,92 637,60
Amostra total seca (g) 1201,19 Umid.higroscópica (%) 1,67 1,69 1,65 Solo Seco (g) 70,08 70,31 70,49
Média h (%) 1,667 Fator de Correção (K) 0,9973
Fc = 100/(100+w) 0,9836 Densidade Real (Gs) 2,639 2,637 2,638 OBS.:
Média 2,638
195
1 - SOLO AMARELO
PENEIRAMENTO DA AMOSTRA TOTAL
Material retido Peneira nº
Peso acumulado (g) % amostra total % acumulada
% que passa da amostra total
Peneira (mm)
1 1/2 pol 0,00 0,00 0,00 100,00 38,1
1 pol 0,00 0,00 0,00 100,00 25,4
3/4 pol 0,00 0,00 0,00 100,00 19,1
3/8 pol 3,88 0,32 0,32 99,68 9,5
Nº 4 14,28 0,85 1,17 98,83 4,8
Nº 8 50,13 2,94 4,11 95,89 2,36
Nº 10 72,84 1,86 5,97 94,03 2,0
PENEIRAMENTO DA AMOSTRA PARCIAL
Amostra parcial úmida (g): 70,30 Amostra parcial seca (g): 69,15
Material retido Peneira nº
Peso acumulado (g) % amostra parcial % acumulada
% passa amost. parc.
% passa amost. total
Peneira (mm)
20 12,47 18,03 18,03 81,97 77,07 0,85
30 19,92 10,77 28,81 71,19 66,94 0,60
40 24,52 6,65 35,46 64,54 60,69 0,42
60 30,85 9,15 44,61 55,39 52,08 0,25
100 35,21 6,31 50,92 49,08 46,15 0,15
200 39,24 5,83 56,75 43,25 40,67 0,074
196
SEDIMENTAÇÃO
Massa específica real (g/cm3): 2,638
Seção da proveta (cm2): 27,12 Densímetro Nº COPPE 1
Tempo (min)
Leitura do Densímetro
Temperatura ºC
Leitura em Meio
Dispersor
Leitura Corrigida
Viscosida (g.s/cm2)
Altura de queda (cm)
Diâmetro (mm)
% amostra total
0,5 1,0200 23 1,0018 0,0182 9,56E-06 13,51 0,0688 39,71
1 1,0190 23 1,0018 0,0172 9,56E-06 13,71 0,0490 37,52
2 1,0180 23 1,0018 0,0162 9,56E-06 13,90 0,0349 35,34
5 1,0175 23 1,0018 0,0157 9,56E-06 12,70 0,0211 34,24
10 1,0170 23 1,0018 0,0152 9,56E-06 12,80 0,0150 33,15
20 1,0160 23 1,0018 0,0142 9,56E-06 13,00 0,0107 30,96
40 1,0150 23 1,0018 0,0132 9,56E-06 13,19 0,0076 28,78
80 1,0140 23 1,0018 0,0122 9,56E-06 13,39 0,0054 26,59
240 1,0130 23 1,0018 0,0112 9,56E-06 13,59 0,0032 24,41
1440 1,0120 23 1,0018 0,0102 9,56E-06 13,78 0,0013 22,22
197
Parâmetros para cálculo da composição granulométrica segundo a NBR 6502/1995 (set) - Rochas e Solos
Amostra 1 – Solo amarelo
Argila = diâmetro menor que 0,002 mm Silte = diâmetro entre 0,002 e 0,06 mm
Areia fina = diâmetro entre 0,06 e 0,2 mm Pedregulho fino = diâmetro entre 2 e 6 mm
Areia média = diâmetro entre 0,2 e 0,60 mm Pedregulho médio = diâmetro entre 6 e 20 mm
Areia grossa = diâmetro entre 0,6 e 2 mm Pedregulho grosso = diâmetro entre 20 e 60 mm
Pontos para determinação da porcentagem de argila:
d1 = 0,001295 P1 = 22,221
d = 0,002 P = 23,289
d2 = 0,00315 P2 = 24,401
Pontos para determinação da porcentagem de silte:
d1 = 0,049012 P1 = 37,523
d = 0,06 P = 38,826
d2 = 0,068813 P2 = 39,709
Pontos para determinação da porcentagem deareia fina:
d1 = 0,15 P1 = 46,15
d = 0,2 P = 49,489
d2 = 0,25 P2 = 52,08
d1 d d2
P2 P P1
198
COPPE / UFRJ - LABORATÓRIO DE GEOTECNIA
ANÁLISE GRANULOMÉTRICA POR PENEIRAMENTO CONJUNTO COM SEDIMENTAÇÃO
Amostra: 2 - SOLO VERMELHO
NOVA IGUAÇU
Umidade Higroscópica Densidade Real dos Grãos
NOV/2005
Cápsula nº I B 4 Temperatura (ºC) 24
Amostra total úmida (g) 1320,00 Peso Cápsula (g) 13,88 16,08 13,88 Picnômetro nº 1 2 G
Retida acumulada nº 10
(g) 64013 Cápsula e solo úmido (g) 97,34 98,91 110,28 Picnômetro (g) 106,46 110,02 131,58
Passando nº 10 úmida (g) 1255,87 Cápsula e solo seco (g) 96,55 98,10 109,36 Pic + Solo Seco (g) 176,67 180,08 201,94
Passando nº 10
seca (g) 1243,82 Água (g) 0,79 0,81 0,92 Pic + Água (g) 600,35 603,21 621,51
Água (g) 12,05 Solo seco (g) 82,67 82,02 95,48 Pic + Solo + Água (g) 644,12 646,93 665,37
Amostra total seca (g) 1307,95 Umid.higroscópica (%) 0,96 0,99 0,96 Solo Seco (g) 70,21 70,06 70,36
Média h (%) 0,969 Fator de Correção (K) 0,9973
Fc = 100/(100+w) 0,9904 Densidade Real (Gs) 2,648 2,653 2,648 OBS.:
Média 2,650
199
2 - SOLO VERMELHO
PENEIRAMENTO DA AMOSTRA TOTAL
Material retido Peneira nº
Peso acumulado (g) % amostra total % acumulada
% que passa da amostra total
Peneira (mm)
1 1/2 pol 0,00 0,00 0,00 100,00 38,1
1 pol 0,00 0,00 0,00 100,00 25,4
3/4 pol 0,00 0,00 0,00 100,00 19,1
3/8 pol 0,00 0,00 0,00 100,00 9,5
Nº 4 5,68 0,43 0,43 99,57 4,8
Nº 8 37,95 2,44 2,88 97,13 2,36
Nº 10 64,13 1,98 4,86 95,14 2,0
PENEIRAMENTO DA AMOSTRA PARCIAL
Amostra parcial úmida (g): 70,40 Amostra parcial seca (g): 69,72
Material retido Peneira nº
Peso acumulado (g) % amostra parcial % acumulada
% passa amost. parc.
% passa amost. total
Peneira (mm)
20 13,16 18,87 18,87 81,13 77,18 0,85
30 19,59 9,22 28,10 71,90 68,41 0,60
40 23,69 5,88 33,98 66,02 62,82 0,42
60 29,78 8,73 42,71 57,29 54,51 0,25
100 37,82 11,53 54,24 45,76 43,53 0,15
200 40,22 3,44 57,68 42,32 40,26 0,074
200
SEDIMENTAÇÃO
Massa específica real (g/cm3): 2,650
Seção da proveta (cm2): 27,12 Densímetro Nº COPPE 1
Tempo (min)
Leitura do Densímetro
Temperatura ºC
Leitura em Meio
Dispersor
Leitura Corrigida
Viscosida (g.s/cm2)
Altura de queda (cm)
Diâmetro (mm)
% amostra total
0,5 1,0200 23 1,0018 0,0182 9,56E-06 13,51 0,0686 39,74
1 1,0180 23 1,0018 0,0162 9,56E-06 13,90 0,0492 35,37
2 1,0170 23 1,0018 0,0152 9,56E-06 14,10 0,0350 33,18
5 1,0160 23 1,0018 0,0142 9,56E-06 13,00 0,0213 30,99
10 1,0145 23 1,0018 0,0127 9,56E-06 13,29 0,0152 27,71
20 1,0133 23 1,0018 0,0115 9,56E-06 13,53 0,0109 25,08
40 1,0120 23 1,0018 0,0102 9,56E-06 13,78 0,0077 22,24
80 1,0105 23 1,0018 0,0087 9,56E-06 14,08 0,0055 18,96
240 1,0090 23 1,0018 0,0072 9,56E-06 14,38 0,0032 15,68
1440 1,0070 23 1,0018 0,0052 9,56E-06 14,77 0,0013 11,30
201
Parâmetros para cálculo da composição granulométrica segundo a NBR 6502/1995 (set) - Rochas e Solos
Amostra 2 – Solo vermelho
Argila = diâmetro menor que 0,002 mm Silte = diâmetro entre 0,002 e 0,06 mm
Areia fina = diâmetro entre 0,06 e 0,2 mm Pedregulho fino = diâmetro entre 2 e 6 mm
Areia média = diâmetro entre 0,2 e 0,60 mm Pedregulho médio = diâmetro entre 6 e 20 mm
Areia grossa = diâmetro entre 0,6 e 2 mm Pedregulho grosso = diâmetro entre 20 e 60 mm
d1 = 0,001336 P1 = 11,3
d =0,002 P = 13,3
d2 = 0,003229 P2 = 15,675
Pontos para determinação da porcentagem de silte:
d1 = 0,049191 P1 = 35,365
d = 0,06 P = 37,982
d2 = 0,068573 P2 = 39,741
Pontos para determinação da porcentagem de areia fina:
d1 = 0, 15 P1 =43,53
d = 0, 2 P = 49,713
d2 = 0,25 P2 =54,51
P2 P P1
d1 d d2
202
Amostra 1- Solo Amarelo
L I M I T E D E P L A S T I C I D A D E
Número da Cápsula G5 5 G 4 C
(g)
Total Úmido 8,53 14,93 15,83 9,45 10,14
O
Total Seco 8,02 14,38 15,16 8,65 9,30
S
Cápsula 6,02 12,23 12,62 5,58 6,11
E
Água 0,51 0,55 0,67 0,80 0,84
P
Solo Seco 2,00 2,15 2,54 3,07 3,19
Umidade (%) 25,50 25,58 26,38 26,06 26,33
Limite de Plasticidade 25,97
L I M I T E D E L I Q U I D E Z
Número de Golpes 50 42 28 21 13
Número da Cápsula 821 36 07 33 30 13 L13 105 40 06
Total Úmido 13,28 14,27 11,95 13,86 11,90 14,40 9,58 9,03 13,10 14,50
Total Seco 11,64 12,70 10,57 11,89 10,39 12,96 7,85 7,50 11,33 12,75
Cápsula 8,14 9,35 7,75 7,84 7,56 10,21 4,77 4,76 8,42 9,88
Água 1,64 1,57 1,38 1,97 1,51 1,44 1,73 1,53 1,77 1,75
Peso (g)
Solo Seco 3,50 3,35 2,82 4,05 2,83 2,75 3,08 2,74 2,91 2,87
Umidade (%) 46,9 46,9 48,9 48,6 53,4 52,4 56,2 55,8 60,8 61,0
Umidade Média (%) 46,9 48,8 52,9 56,0 60,9
203
Amostra1 – Solo amarelo
10
100
45,0 47,0 49,0 51,0 53,0 55,0 57,0 59,0 61,0Umidade, %
Nú
mer
o d
e G
olp
es
LL=54,3%LP=26,0%IP=28,3%
204
Amostra 2 – solo vermelho
L I M I T E D E P L A S T I C I D A D E
Número da Cápsula A2 Q5 B3 10A F4
(g)
Total Úmido 17,12 14,86 9,81 9,67 11,04
O
Total Seco 16,37 14,31 9,08 9,16 10,37
S
Cápsula 13,23 12,05 5,96 6,97 7,57
E
Água 0,75 0,55 0,73 0,51 0,67
P
Solo Seco 3,14 2,26 3,12 2,19 2,80
Umidade (%) 23,89 24,34 23,40 23,29 23,93
Limite de Plasticidade 23,77
L I M I T E D E L I Q U I D E Z
Número de Golpes 50 40 29 20 12
Número da Cápsula A 40 N X 110 032 36 21 44 40
Total Úmido 11,36 17,39 14,98 12,56 15,06 12,18 12,08 12,40 11,84 11,43
Total Seco 10,27 15,89 13,09 11,31 13,67 11,08 10,74 10,99 10,45 10,07
Cápsula 7,32 11,74 8,20 8,08 10,26 8,33 7,56 7,77 7,42 7,16
Água 1,09 1,50 1,89 1,25 1,39 1,10 1,34 1,41 1,39 1,36
Peso (g)
Solo Seco 2,95 4,15 4,89 3,23 3,41 2,75 3,18 3,22 3,03 2,91
Umidade (%) 36,9 36,1 38,7 38,7 40,8 40,0 42,1 43,8 45,9 46,7
Umidade Média (%) 36,5 38,7 40,4 43,0 46,3
205
Amostra 2 – Solo vermelho
10
100
36,0 37,0 38,0 39,0 40,0 41,0 42,0 43,0 44,0 45,0 46,0 47,0 48,0Umidade, %
Nú
mer
o d
e G
olp
es
LL=41,5%LP=23,8%IP=17,7%
207
0
50
100
150
200
250
300
350
400
fev/
03
abr/0
3
jun/
03ag
o/03
out/0
3de
z/03
fev/
04
abr/0
4
jun/
04ag
o/04
out/0
4de
z/04
fev/
05
abr/0
5
jun/
05ag
o/05
out/0
5de
z/05
Período 2003/2005
Pre
cipitaç
ão (
mm
)
Estação CTR
Estação Anchieta
209
Percolados
CTR de Nova Iguaçu (2003 – 2005)
mês Geração média (m3/d)
fev/03 -
mar/03 22,09
abr/03 -
mai/03 -
jun/03 -
jul/03 -
ago/03 2,74
set/03 5,48
out/03 5,48
nov/03 -
dez/03 174,94
jan/04 58,49
fev/04 73,51
mar/04 49,33
abr/04 67,97
mai/04 71,91
jun/04 -
jul/04 61,02
ago/04 63,41
set/04 48,96
out/04 79,49
nov/04 79,49
dez/04 114,19
jan/05 140,33
fev/05 151,20
mar/05 -
abr/05 150,34
mai/05 147,72
jun/05 151,49
jul/05 149,67
ago/05 -
set/05 -
out/05 -
nov/05 -
dez/05 -
211
Nº DESCRIÇÃO TRANSFORMAÇÃO VELOCIDADE __________________________________________________________________________________________________________ 1 Hidrólise do material . . . [ ( 2 2. ). ].rhb rhb rhb rhb rhb CHO rhb CHO rhb CHO rhb CHO AC rhb CHOCc Hh Oo Nn Ss f c C e H o f f c O→ + + + − + +
rapidamente 3 2 . . (1 ). .AC rhb AC CHO rhbf c CH COOH f f c CO+ − − + r rhb kh .MS
hidrolisável 2 3 2 .rhb rhb rhba H n NH s SH+ +
biodegradável 2 Hidrólise do material . . . [ ( 2 2. ). ].lhb lhb lhb lhb lhb CHO lhb CHO lhb CHO lhb CHO AC lhb CHOCc Hh Oo Nn Ss f c C e H o f f c O→ + + + − + +
lentamente hidrolisável 3 2 . . (1 ). .AC lhb AC CHO lhbf c CH COOH f f c CO+ − − + l lhb kh .MS
biodegradável 2 3 2 .lhb lhb lhba H n NH s SH+ +
3 Carreamento do material não biodegradável na (dissolvidos)rhnb rhnb rhnb rhnb rhnb nb nb nb nb nbCc Hh Oo Nn Ss Cc Hh Oo Nn Ss→ ar r rhb f .kh .MS
hidrólise rápida 4 Carreamento do material não biodegradável na (dissolvidos)lhnb lhnb lhnb lhnb lhnb nb nb nb nb nbCc Hh Oo Nn Ss Cc Hh Oo Nn Ss→ ar l lhb f .kh .MS
hidrólise lenta __________________________________________________________________________________________________________ (1) 2. . se 2.( ). 3. 2. ; 2. . 3. 2. se 2.( ). 3. 2.hb CHO hb hb AC CHO hb hb hb hb hb AC hb hb hb hb AC CHO hb hb hbe f c h f f c n s e h f c n s h f f c n s= > + + + = − − − ≤ + + +
(2) 2.( ). 3. 2.
se 2.( ). 3. 2. e 0 se 2.( ). 3. 2.2
hb AC CHO hb hb hbhb hb AC CHO hb hb hb hb hb AC CHO hb hb hb
h f f c n sa h f f c n s a h f f c n s
− + − −= > + + + = ≤ + + +
212
Nº DESCRIÇÃO TRANSFORMAÇÃO VELOCIDADE __________________________________________________________________________________________________________
5 Acetogênese 2 3 2
'[(2 ' ). ]. . . (1 ' ). .
2AC
CHO CHO CHO AC CHO CHO CHO AC CHO
fC H O f C O H O C CH COOH f C CO+ − − → + − + Ak .CHO
2
4.(1 ' ). 2. .
2AC CHO CHO CHOf C H O
H+ − + −
6 Metanogênese 3 4 2CH COOH CH CO→ + ACk .AC
7 Metanogênese 2 2 4 24 2CO H CH H O+ → + H2 2k .H
hidrogenofílica __________________________________________________________________________________________________________
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