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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

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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)

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“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


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


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








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


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


1,28 x 10-3 Industrial


7,7 x 10-2 Resíduos

RSU


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


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


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


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


Co

nce

ntr

ação

(m

g/L

)

DBO simulada DQO simulada NH4simulado DBO calibração DQO calibração NH4 calibração


• 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


Co

nce

ntr

ação

(m

g/L

)

DBO simulada DQO simulada NH4 simulado DBO calibração DQO calibração NH4 calibração


129

kA= 0,05

0

2000

4000

6000

8000

10000

12000

0 200 400 600 800 1000 1200


Co

nce

ntr

ação

mg

/L

DBO simulada DQO simulada NH4 simulado DBO calibração DQO calibração Série6


• 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


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


Co

nce

ntr

ação

(m

g/L

)

DBO simulada DQO simulada NH4 simulado DBO calibração DQO calibração


• 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


Co

nce

ntr

ação

(m

g/L

)

DBO simulada DQO simulada NH4 simulado DQO calibração


far=0,01

0

1000

2000

3000

4000

5000

6000

7000

0 200 400 600 800 1000 1200


Co

nce

ntr

ação

(m

g/L

)

DBO simulada DQO simulada NH4 simulado DBO calibração DQO calibração


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

)


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)


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

)


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

)


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

)


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

)


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


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


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.



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.



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.



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.



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.



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.


analisados com a acelaraçõa do fator de arraste “far”.

Tabela 5. 13 - Análise de sensibilidade S7 - aceleração do fator de arraste.



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.


analisados com a redução do fator de arraste “far”.

Tabela 5. 14 - Análise de sensibilidade S8 – redução do fator de arraste.



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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82. MEDEIROS, P. A, 2004. Celda para medición de la evaporación real em

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83. MELLO, C. R., OLIVEIRA, G. C., RESCK, D. V. e LIMA, J. M., 2002.

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Relatório para o Banco Mundial, Nova Iguaçu, RJ, Brasil.

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109. SA PAULISTA- ENGECORPS., 2001A. Aterro Sanitário de Nova Iguaçu.

Projeto Executivo. Especificações técnicas- 449-SAP-ANI-ET-E102.

110. SA PAULISTA- ENGECORPS., 2001B. Aterro Sanitário de Nova Iguaçu.

Projeto Executivo. Memorial descritivo. 449-SAP-ANI-MD-E103.

111. SA PAULISTA- ENGECORPS., 2001C. Aterro Sanitário de Nova Iguaçu.

Projeto Executivo. Caderno de desenhos. 449-SAP-ANI-MD-E019.

178

112. SCHIMIDT, L. T., DAS, P. F., SOUTO, S. M., ROSSIELLO, R. O. P.,

ZANINE, A. M., MACEDO JUNIOR, G. M., PEREIRA, B. M., 2003. Efeito de

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113. SCHROEDER, P. R., DOZIER, T. S., ZAPPI, P. A., McENROE, B. M.,

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117. SILVEIRA, A. M. M., 2004. Estudo do peso específico de resíduos sólidos

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118. SIMÕES, G. F.; MARTINS, H. L., LOBATO, L. C. S. e CATAPRETA, C.

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119. SISINNO, C.L.S. S., 1995. Estudo preliminar da contaminação ambiental

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122. STEGMANN R. & HEYER, K. U.,2006. Leachate management: leachate

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Socioeconômico 2005 - Nova Iguaçu. Disponível em:

<http://www.tce.rj.gov.br/sitenovo/index.htm>. Acesso em: abr/2006.

124. TCHOBANOGLOUS, G. THEISEN, H. ELIASSEN, R.., 1982. Desechos

sólidos - Principios de ingeniería y administración. Parte 1 .Mérida, Venezuela.

216p.

125. TCHOBANOGLOUS, G. THEISEN, H. VIGIL, S. A., 1993. Integrated

solid waste management: Engineering principles and management issues.

McGraw Hill, 978p.

126. TCHOBANOGLOUS, G. THEISEN, H. VIGIL, S. A., 1994. Gestión

integral de residuos sólidos. Ed McGrow Hill, Madrid.1107 p.

127. TUCCI, C. E. M., 2001. Hidrologia: Ciência e aplicação. 2ª ed. Editora -

UFRG, ABRH, Porto Alegre, pp 177- 365.

180

128. UBALBO, M. O. 2005. Uso de Cinza de Carvão na Composição de uma

Cobertura de Rejeitos de Mineração. Tese de mestrado. Programa de

Engenharia Civil, COPPE-Universidade Federal do Rio de Janeiro. 150p.

129. UGUCCIONI, M., ZEISS, C., 1997. Comparison of two approaches to

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Department of Chemical Engineering and Tehnology Royal Institute of

Tecnology, Stockholm.

130. URBINI, G.; ARIATI, L; TERUGGI, G. e PACE, C., 1999. Leachate

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Seventh International Waste Management and Landfill Symposium. Sardinia,

Italy

131. WARITH, M., 2002. Bioreactor landfills: experimental and fields result.

Waste Management, v.22, p.7-17.

132. WARITH, M; SHARMA, R., 1998. Technical review of methods to

enhance biological degradation in sanitary landfills. In Silva F. V. B. Avaliação




133. YOUNG, A., 1995. Mathematical modelling of the methanogenic

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evacuación de la contaminación producida en vertederos de residuos sólidos

urbanos. Tese de doutorado. Universidade de Cantabria. Santander. Espanha.

134. YUEN, S.T.S.; WANG, Q. J.; STYLES, J. R. e McMAHON T. A., 2001.

Water balance comparison between a dry and a wet landfill: a full-scale

experiment. Ed. Elvesier. Journal of Hydrology, pp 29-48.

181

135. ZEHNDER, A. J. B.; INGVORSEN, K. y MARTI T., 1982. “Microbiology

of methane bacteria”. In Lobo, A. Desarrollo de MODUELO 2: Herramienta

para la evacuación de la contaminación producida en vertederos de residuos

sólidos urbanos. Tese de doutorado. Universidade de Cantabria. Santander.

Espanha.

182

ANEXO 1

ENSAIOS DE PERMEABILIDADE

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


CÁPSULA Nº I-15 ÁREA C.P. (cm²) A 13,55

CÁPSULA (g) 13,5 ALTURA C.P. (cm) L 9,00


105,7 VOLUME C.P. (cm³) V 90,59


86,8 CA

RA

CT

ER

ÍST

ICA

DO

E

NS

AIO


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


L E I T U R AS


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






A x t Gs Vs




Data:

10/10/2005

185

ENSAIO DE PERMEABILIDADE Kh- CARGA VARIÁVEL

Amostra(AC4) cilindro 2 solo vermelho

UMIDADE

INICIAL UMIDADE


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


79,1 90,8 80,7 67,4 VOLUME C.P. (cm³) V 117,40


67,8 77,2 67,4 56,9 CA

RA

CT

ER

ÍST

ICA

DO

E

NS

AIO


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


L E I T U R A


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






A x t Gs Vs




Data:

10/10/2005

186

ENSAIO DE PERMEABILIDADE Kv- CARGA VARIÁVEL

Amostra(AC5)cilindro 3

UMIDADE

INICIAL UMIDADE


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


89,7 79,2 65,9 74,5 VOLUME C.P. (cm³) V 117,37


75,2 68,5 55,3 64,7

CA

RA

CT

ER

ÍST

ICA

DO

E

NS

AIO


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


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



A x t Gs Vs




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

193

ANEXO 2

CARACTERIZAÇÃO DOS SOLOS

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


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


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


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%

206

ANEXO 3

DADOS PLUVIOMÉTRICOS

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

208

ANEXO 4

MEDIÇÕES DA VAZÃO DO PERCOLADO CTR DE NOVA IGUAÇU

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 -

210

ANEXO 5

MODUELO 2 – MÓDULO DE DEGRADAÇÃO (EQUAÇÕES)

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 __________________________________________________________________________________________________________

aplicaÇÃo de modelos de avaliaÇÃo qualitativa e ... · aplicação de modelos de avaliação...

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