universidade de passo fundo - upfusuarios.upf.br/~engeamb/tccs/2011-2/isadora comparin.pdf ·...
TRANSCRIPT
UNIVERSIDADE DE PASSO FUNDO
FACULDADE DE ENGENHARIA E ARQUITETURA
CURSO DE ENGENHARIA AMBIENTAL
Isadora Comparin
ESTUDO DO COMPORTAMENTO DE RESÍDUOS SÓLIDOS
URBANOS EM LISÍMETRO DE CARÁTER EXPERIMENTAL
Passo Fundo
2011
1
Isadora Comparin
ESTUDO DO COMPORTAMENTO DE RESÍDUOS SÓLIDOS
URBANOS EM LISÍMETRO DE CARÁTER EXPERIMENTAL
Trabalho de Conclusão de Curso apresentado
ao curso de Engenharia Ambiental, como parte
dos requisitos exigidos para a obtenção do
título de Engenheiro Ambiental.
Orientador: Prof. Eduardo Pavan Korf, Mestre
em Engenharia
Passo Fundo
2011
2
TERMO DE APROVAÇÃO
ISADORA COMPARIN
ESTUDO DO COMPORTAMENTO DE RESÍDUOS SÓLIDOS
URBANOS EM UM LISÍMETRO DE CARÁTER EXPERIMENTAL '
Trabalho de Conclusão de Curso aprovado como requisito parcial para a obtenção do
título de Engenheiro Ambiental - Curso de Engenharia Ambiental da Faculdade de Engenharia e
Arquitetura da Universidade de Passo Fundo. Aprovado pela seguinte banca examinadora:
Orientador:
Faculdade de Engenharia e Arquitetura, UPF
Pedro Domingos Prietto, DSc.
Faculdade de Engenharia e Arquitetura, UPF
Faculdade de Engenharia e Arquitetura, UPF
Passo Fundo, 02 de dezembro de 2011.
3
AGRADECIMENTOS
Pelo desenvolvimento e pela realização desta
pesquisa sou imensamente grata a:
A Deus, pela companhia em todos os momentos.
Aos meus pais, pelo apoio dado em todos os anos de
aprendizado.
Aos meus irmãos, pelos conselhos proferidos e pelas
palavras incentivadoras.
Ao professor e orientador Eduardo Korf, pelo
crédito, apoio, incentivo, amizade e paciência ao
longo da orientação do nosso trabalho.
Aos amigos, Rafael Timbola, Valter Caetano dos
Santos e Érica Tessaro pela dedicação, presteza
constante, incentivo e crédito no desenvolver desta
pesquisa.
Agradeço a todos os meus amigos que me apoiaram
direta ou indiretamente na realização deste trabalho.
4
RESUMO
Os resíduos sólidos depositados em aterros sanitários têm diversas origens e são
estruturalmente diferentes, quanto à sua composição química e física. Aliado a esta diferença
estrutural tem-se fatores ambientais como temperatura, umidade, além de parâmetros internos
à célula de que influem na biodegradação dos resíduos. Todos estes fatores influenciam o
comportamento da compressibilidade da massa de resíduos, já que a maior parcela dos
recalques em aterros são resultantes da degradação biológica. Este trabalho apresenta um
estudo do comportamento de lisímetros de pequenas dimensões e o processo evolutivo de
degradação dos resíduos, considerando as condições climáticas e composições dos resíduos. O
lisímetro em estudo foi montado e monitorado no Laboratório de Geotecnia Ambiental do
Centro Tecnológico (CETEC) da Universidade de Passo Fundo/RS. Neste experimento foram
confinados resíduos com características gravimétricas brasileiras, sendo 65% composto por
matéria orgânica e os outros 35% divididos entre papel, plástico, vidro e metal. Foram
analisados dados resultantes do monitoramento de sólidos e líquidos, que envolveu medições
de temperatura, recalques da massa de resíduos e coletas periódicas de amostras de lixiviado
para análises laboratoriais de vários parâmetros, tais como: concentrações de microrganismos
aeróbios e anaeróbios mesófilos viáveis, sólidos totais voláteis (STV), pH, DQO, nitrogênio
total Kjeldahl (NTK) e fósforo total. Ainda, os dados de recalques ao longo do tempo obtidos
foram aplicados a modelos matemáticos de previsão de recalques para a obtenção de
parâmetros geotécnicos que possam contribuir no conhecimento do comportamento da
compressibilidade da massa de resíduos em aterros sanitários. Os resultados indicaram que ao
longo do monitoramento do lisímetro a temperatura dos resíduos sofreu influência externa,
mantendo-se abaixo de valores encontrados na literatura, contribuindo para o crescimento de
microrganismos anaeróbios. Parâmetros tais como: sólidos totais voláteis, pH, DQO,
nitrogênio total Kjeldahl e fósforo indicaram um comportamento normalmente encontrado em
resíduos sólidos. As curvas de recalques ao longo do tempo obtidas e os parâmetros de ajuste
a modelos matemáticos mensurados se apresentaram satisfatórios e podem ser utilizados para
aplicabilidade em campo na previsão de recalques.
Palavra chave: Resíduos sólidos, lisímetros, modelos de recalques.
5
ABSTRACT
Solid waste deposited in landfills have several origins and are structurally different, as
to its chemical and physical composition. Allied to this structural difference has
environmental factors, such as temperature, humidity, and the cell internal parameters that
influence biodegradation of waste, since the largest share of settlements in landfills are the
result of biological degradation. This work presents a study of the general behavior of small
lysimeters and the evolutionary process of degradation of waste landfilled, considering the
weather conditions and compositions of waste. The lysimeter study was set up and monitored
in the Environmental Geotechnical Laboratory of the Technology Centre (CETEC) at the
University of Passo Fundo/RS. In this experiment were confined wastes with gravimetric
characteristics Brazilian, being composed of 65% organic matter and the other 35% split
between paper, plastic, glass and metal. Were analyzed data derived from monitoring of solids
and liquids, which involved measurements of temperature, mass repressions of waste
collection and periodic leachate samples for laboratory testing of various parameters such as
concentrations of mesophilic aerobic and anaerobic microorganisms viable, total solids
volatile (TSV), pH, COD, total Kjeldahl nitrogen (TKN) and total phosphorus. Still, the
settlements data obtained over time were applied to mathematical models to predict
settlements to obtain geotechnical parameters that may contribute to the knowledge of the
behavior of the compressibility of the waste in landfills. The results indicated that over the
lysimeter monitoring the temperature of the waste was influenced by external, remaining
below the values found in literature, contributing to the growth of anaerobic microorganisms.
Parameters such as total volatile solids, pH, COD, total Kjeldahl nitrogen and phosphorus
indicated a behavior typically found in solid waste. The curves of settlements obtained over
time and adjust the parameters of mathematical models presented satisfactory and can used
for field application in the prediction of settlements.
Keywords: Solid waste, lysimeters, model settlements.
6
LISTA DE ILUSTRAÇÕES
Figura 1: Diferentes tipos de resíduos agrupados em cinco classes ......................................... 21
Figura 2: Composição gravimétrica brasileira.......................................................................... 21
Figura 3: Variação da temperatura do resíduos sólido urbano com a profundidade em aterros.
........................................................................................................................................... 31
Figura 4: Classificação dos lisímetros para análise de resíduos sólidos................................... 36
Figura 5: Biorreator utilizado por John. ................................................................................... 38
Figura 6: Lisímetros em laboratório construídos de tubos de PVC. ......................................... 39
Figura 7: Biorreator desenvolvido por Meira (2009). .............................................................. 40
Figura 8: Lisímetros construídos e monitorados por Barros (2004) ......................................... 41
Figura 9: Fluxograma de atividades a serem executadas na pesquisa ...................................... 49
Figura 10: Dimensões dos tubos e conexões que configuram o lisímetro (em cm). ................ 52
Figura 11: Lisímetro montado na área externa do laboratório de geotecnia. ........................... 53
Figura 12: Dispositivo eletrônico de captação de dados .......................................................... 54
Figura 13: Encoder instalado sobre a coluna de resíduos ......................................................... 55
Figura 14: Sensor de temperatura, modelo LM35 (BRUXEL, 2009) ...................................... 55
Figura 15: Leiaute final do sistema de aquisição de dados. ..................................................... 56
Figura 16: Agregado de brita e limalha de ferro ...................................................................... 58
Figura 17: Resíduos orgânicos, papel e plástico picados e separados em bandejas ................. 59
Figura 18: Resíduos picados e misturados sobre a lona ........................................................... 59
Figura 19: Variação da temperatura dos resíduos sólidos com o tempo .................................. 66
Figura 20: Faixa de temperatura e microrganismos predominantes em lisímetros. ................. 68
Figura 21: Densidade dos microrganismos aeróbios e anaeróbios mesófilos viáveis totais .... 69
Figura 22: Variação dos sólidos totais voláteis no lixiviado com o tempo. ............................. 71
Figura 23: Variação do pH no lixiviado com o tempo ............................................................. 72
Figura 24: Variação de DQO no lixiviado com o tempo .......................................................... 74
Figura 25: Variação de Nitrogênio total (NTK) do lixiviado com o tempo ............................. 75
Figura 26: Variação de Fósforo no lixiviado com o tempo de monitoramento ........................ 76
Figura 27: Evolução temporal dos recalques da massa de resíduos ......................................... 78
Figura 28: Evolução temporal da velocidade média de recalques da massa de resíduos ......... 79
Figura 29: Curva de ajuste ao modelo de recalque Sowers aos dados experimentais de resíduo
sólido urbano ...................................................................................................................... 81
7
Figura 30: Curva de ajuste ao modelo de recalque Sowers aos dados experimentais de resíduo
sólido orgânico ................................................................................................................... 82
Figura 31: Curva de ajuste ao modelo de recalque Bjarngard e Edgers aos dados
experimentais de resíduo sólido urbano. ............................................................................ 84
Figura 32: Curva de ajuste ao modelo de recalque Bjarngard e Edgers aos dados
experimentais de resíduo orgânico .................................................................................... 85
Figura 33: Curva de ajuste ao modelo de recalque Meruelo aos dados experimentais de
resíduo sólido urbano ......................................................................................................... 89
Figura 34: Curva de ajuste ao modelo de recalque Meruelo aos dados experimentais de
resíduo sólido orgânico ...................................................................................................... 90
8
LISTA DE TABELAS
Tabela 1: Teores de umidade de resíduos sólidos urbanos. ...................................................... 30
Tabela 2: Composição gravimétrica em alguns países ............................................................. 32
Tabela 3: Valores do peso específico de aterros de resíduos sólidos no Brasil........................ 33
Tabela 4: Faixa de variação dos parâmetros físico – químicos. ............................................... 35
Tabela 5: Principais parâmetros obtidos através de um biorreator montado por John. ............ 38
Tabela 6: Modelos para previsão de recalques em aterros sanitários e seus respectivos autores.
........................................................................................................................................... 43
Tabela 7: Peças utilizadas para a montagem do lisímetro. ....................................................... 50
Tabela 8: Características geométricas e físicas da amostra ...................................................... 57
Tabela 9: Resíduos utilizados para composição da amostra..................................................... 60
Tabela 10: Médias de precipitações e evapotranspiração dos últimos 10 anos da cidade de
Passo Fundo ....................................................................................................................... 61
Tabela 11: Parâmetros físico químicos do lixiviado analisados ............................................... 63
Tabela 12: Parâmetros microbiológicos do liviado analisados ................................................ 63
Tabela 13: Faixas de valores de fósforo total verificadas em lixiviados de aterros sanitários
brasileiros ........................................................................................................................... 77
Tabela 14: Parâmetros utilizados no cálculo de C’c e C’α para estimativa dos recalques em
resíduos sólidos urbanos via modelo de Sowers ................................................................ 81
Tabela 15: Valores de coeficiente de compressão primária (C’c) e coeficiente de compressão
secundária (C’α) para resíduos sólidos urbanos em intervalos de tempo de monitoramento
........................................................................................................................................... 81
Tabela 16: Parâmetros utilizados no cálculo de C’c e C’α para a estimativa dos recalques via
modelo de Sowers de resíduo sólido orgânico. .................................................................. 82
Tabela 17: Valores de coeficiente de compressão primária (C’c) e coeficiente de compressão
secundária (C’α) para resíduos sólidos orgânicos em intervalos de tempo de
monitoramento. .................................................................................................................. 83
Tabela 18: Parâmetros de aplicação ao modelo de recalque Bjarngard e Edgers a resíduos
sólidos urbanos .................................................................................................................. 84
Tabela 19: Valores de C’α1 e C’α2 para resíduos sólidos urbanos em intervalos de tempo de
monitoramento ................................................................................................................... 85
9
Tabela 20: Valores de C’α1 e C’α2 para resíduos orgânicos em intervalos de tempo de
monitoramento ................................................................................................................... 86
Tabela 21: Parâmetros de aplicação ao modelo de recalque Bjarngard e Edgers a resíduos
sólidos orgânicos ................................................................................................................ 86
Tabela 22: Parâmetros obtidos do ajuste de dados de campo ao modelo de recalque de
Bjarngard e Edgers ............................................................................................................. 87
Tabela 23: Valores utilizados e parâmetros obtidos de ajuste ao modelo Meruelo ................. 90
10
LISTA DE SIGLAS, ABREVIATURAS E SÍMBOLOS
A Recalque intermediário final
ABNT Associação Brasileira de Normas Técnicas
A/D Análogo Digital
APHA American Public Health Assiciation
AOV’s Ácidos Orgânicos Voláteis
COD Conteúdo de matéria orgânica dos resíduos sólidos
ºC Graus Celsius
C’c Coeficiente de compressão inicial
C’α Coeficiente de compressão secundária
C’α(1) Coeficiente de compressão secundária intermediária
C’α(2) Coeficiente de compressão secundária a longo prazo
DBO Demanda Química de Oxigênio
DQO Demanda Química de Oxigênio
H Espessura da camada
H0 Espessura inicial da camada
K Ritmo degradação
Kh Coeficiente de hidrólise
mg/L Miligramas por Litro
NTK Nitrogênio Total Kjeldahl
OD Oxigênio Dissolvido
pH Potencial Hidrogeniônico
PVC Policloreto de Vinila
P0 Tensão efetiva vertical inicial
RSU Resíduo Sólido Urbano
Ss Recalques
SAD Sistema de Aquisição de Dados
STV Sólidos Totais Voláteis
Tc Tempo de construção do aterro
t0 Idade do aterro no início do nivelamento
t’ Idade do aterro no último intervalo nivelado
UFC/g Unidade Formadora de Colônia por grama
11
Α Coeficiente de perda de massa
∆H Recalques medidos
∆H1 Recalque inicial
∆H2 Recalque secundário
∆s Recalque ocorrido entre t0 e t’
∆t Acréscimo de tempo
∆σ’v Acréscimo de tensão vertical
σ'vo Tensão vertical efetiva na altura média da camada
12
SUMÁRIO
CAPÍTULO 1. INTRODUÇÃO ............................................................................................... 14
1.1 Problema de pesquisa ................................................................................................. 14
1.2 Justificativa ................................................................................................................ 15
1.3 Objetivos .................................................................................................................... 17
1.3.1 Objetivo Geral .................................................................................................... 17
1.3.2 Objetivos Específicos ......................................................................................... 17
CAPÍTULO 2. REVISÃO DA LITERATURA ....................................................................... 18
2.1 Definições gerais sobre resíduos sólidos ................................................................... 18
2.2 Classificação dos resíduos sólidos urbanos ............................................................... 19
2.2.1 Quanto aos riscos potenciais de contaminação ao meio ambiente ..................... 19
2.2.2 Quanto à natureza ou origem .............................................................................. 20
2.3 O aterro sanitário como forma de disposição ............................................................ 25
2.4 Estudo do comportamento dos resíduos sólidos em aterros sanitários ...................... 27
2.4.1 Recalque ............................................................................................................. 27
2.4.2 Teor de umidade ................................................................................................. 29
2.4.3 Temperatura ........................................................................................................ 30
2.4.4 Composição gravimétrica ................................................................................... 31
2.4.5 Peso específico ................................................................................................... 32
2.4.6 Biodegradação .................................................................................................... 33
2.5 Células experimentais ou lisímetros .......................................................................... 35
2.6 Modelos de previsão de recalques ............................................................................. 41
2.7 Modelos convencionais .............................................................................................. 44
2.7.1 Modelo clássico de Sowers................................................................................. 44
2.7.2 Modelo de Bjarngard e Edgers ........................................................................... 45
2.8 Modelos biológicos .................................................................................................... 46
2.8.1 Modelo de Gandolla ........................................................................................... 46
2.8.2 Modelo biológico Meruelo ................................................................................. 47
CAPÍTULO 3. METODOLOGIA ............................................................................................ 49
3.1 Fluxograma de pesquisa ............................................................................................. 49
3.2 Montagem e instrumentação do lisímetro de laboratório .......................................... 50
3.3 Preenchimento e compactação dos resíduos no lisímetro .......................................... 57
13
3.4 Composição dos resíduos ........................................................................................... 57
3.5 Umidade adicionada aos resíduos .............................................................................. 60
3.6 Monitoramento do experimento ................................................................................. 61
3.6.1 Medição de temperatura ..................................................................................... 62
3.6.2 Monitoramento do lixiviado ............................................................................... 62
3.6.3 Monitoramento dos recalques ............................................................................. 63
3.6.4 Modelos de previsão de recalques ...................................................................... 64
CAPÍTULO 4. RESULTADOS E DISCUSSÕES ................................................................... 65
4.1 Monitoramento do lisímetro ...................................................................................... 65
4.1.1 Monitoramento da temperatura .......................................................................... 65
4.1.2 Monitoramento do lixiviado ............................................................................... 68
4.1.3 Monitoramento dos recalques ............................................................................. 77
4.1.4 Calibração de modelos de recalques ................................................................... 79
CAPÍTULO 5. CONCLUSÕES ............................................................................................... 91
5.1 Temperatura ............................................................................................................... 91
5.2 Comportamento microbiológico do lixiviado ............................................................ 91
5.3 Análises físico – químicas do lixiviado ..................................................................... 92
5.3.1 Sólidos totais voláteis (STV), pH, DQO, Nitrogênio total Kjeldahl (NTK) e
Fósforo 92
5.4 Monitoramento dos recalques e calibração dos modelos de recalques ...................... 93
5.5 Sugestões para novas pesquisas ................................................................................. 94
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS ..................................................................................... 95
14
CAPÍTULO 1. INTRODUÇÃO
1.1 Problema de pesquisa
No Brasil, o aterro sanitário é a principal forma de destinação final de resíduos sólidos
urbanos (RSU). No entanto, por estes materiais apresentarem uma grande heterogeneidade, as
propriedades de engenharia dos RSU necessárias para a construção de um aterro sanitário não
são muito simples de serem determinadas. Outro fator relevante é que ao sofrer degradação, o
RSU tem sua composição alterada, podendo isto influenciar significativamente as suas
propriedades físicas e mecânicas (VILAR, 1999). A ocorrência destas modificações na
estrutura dificulta a utilização da área após o fechamento do aterro, bem como a manutenção
dos diversos componentes existentes neste tipo de empreendimento, tais como sistema de
drenagem interna e superficial, camadas de cobertura e revestimentos.
A maioria dos aterros de resíduos no Brasil não apresentam critérios de implantação,
operação e de monitoramento, dificultando assim o controle das emissões de gases e líquidos
que são gerados nos processos de degradação da massa de resíduos (PESSIN et al., 2000).
Com isto, segundo Alcântara (2007), a crescente preocupação com a preservação ambiental
provocou mudanças significativas no projeto e operação de aterros sanitários de resíduos
sólidos urbanos, através de Normas Técnicas e Regulamentos que visam assegurar uma maior
proteção do meio ambiente.
15
1.2 Justificativa
Face à crescente escassez e difícil obtenção de áreas apropriadas para a disposição de
resíduos sólidos, tem-se conquistado cada vez maior interesse à utilização de técnicas e
processos que reduzam previamente o volume lançado nos aterros, de formar a aumentar a
vida útil dos mesmos e também viabilizar ampliações do maciço através de metodologias que
conduzam à melhoria das propriedades mecânicas dos resíduos (MARQUES, 2001). Para a
manipulação adequada desse sistema de tratamento de resíduos, é fundamental o
conhecimento da evolução dos principais parâmetros que influenciam o seu comportamento.
Aterros sanitários requerem grandes áreas geralmente próximas do crescimento
urbano. Estas terras, muitas vezes não podem ser aproveitadas para usos posteriores devido à
compressibilidade que os aterros sofrem ao longo dos anos, a geração de lixiviado e emissões
de gases. Segundo Park (2000) parece provável que algumas áreas, que têm sido utilizadas
atualmente para a disposição de resíduos sólidos urbanos, possam ser usadas para outra
finalidade, como para construções. Por esta razão, estudos das características de
comportamento de um aterro ao longo prazo são de grande importância para o planejamento
futuro.
Células experimentais representam uma técnica bastante promissora para o
conhecimento do comportamento de resíduos, além de permitir a obtenção de parâmetros para
projetos, construção e monitoramento de aterros. Isso contribui também, na reformulação,
aprimoramento e difusão de práticas que hoje são aplicadas de maneira inadequada e sem
conhecimento técnico. Essa concepção de estudo pode servir ainda para monitorar mais
facilmente fases de degradação dos resíduos e compreender melhor rotas metabólicas de
degradação de materiais orgânicos, uma vez que fica mais fácil conhecer e controlar as
condições físicas, químicas e biológicas do meio (MONTEIRO, et al. 2006).
Como ferramenta de estudo do comportamento mecânico da massa de resíduos,
modelos matemáticos vêm sendo utilizados para estimar os recalques da massa de resíduos
em função do tempo. Estes modelos matemáticos, segundo Alcântara (2007), correspondem à
modelos convencionais que são fundamentados na teoria de recalques e modelos biológicos,
que levam em consideração a degradabilidade dos resíduos.
Considerando a importância do entendimento do desempenho operacional e do
comportamento geotécnico dos resíduos sólidos urbanos é que células experimentais são
16
construídas. Por meio de estudos, elas podem contribuir de forma efetiva no maior
conhecimento de parâmetros e das condições geotécnicas de um aterro sanitário, que possam
permitir o estabelecimento de relações entre a teoria e a prática e também contribuir para a
formação de uma base de dados para modelagem numérica.
17
1.3 Objetivos
1.3.1 Objetivo Geral
O objetivo geral desta pesquisa é estudar e modelar o comportamento de resíduos
sólidos urbanos em um lisímetro de escala experimental, visando à adequada compreensão
dos fenômenos físicos, químicos e biológicos envolvidos, responsáveis pela degradação dos
resíduos e geração de recalques.
1.3.2 Objetivos Específicos
a) Monitorar a temperatura em diferentes alturas da massa de resíduos;
b) Monitorar a evolução das características físico-químicas do lixiviado gerado durante a
degradação dos resíduos;
c) Monitorar os recalques da massa de resíduos durante o ensaio, devido à ação de sobrecarga
e aos processos de degradação;
d) Aplicar modelos matemáticos de previsão de recalques aos resultados obtidos no ensaio.
18
CAPÍTULO 2. REVISÃO DA LITERATURA
2.1 Definições gerais sobre resíduos sólidos
Neto (2004) designa resíduo sólido como restos da atividade humana, tidos como
imprestáveis, sem valor e que precisam ser descartados. Na realidade, este grupo é bastante
amplo constituindo, além dos materiais no estado sólido propriamente dito, também os
materiais no estado semi-sólido, que podem ser lodos e até líquidos, desde que sua
consistência não permita o seu livre fluir.
A NBR 10.004 (ABNT, 2004, P.01) define resíduos sólidos como:
“Resíduos nos estados sólido e semi-sólido, que resultam de atividades de origem industrial, doméstica, hospitalar, comercial, agrícola, de serviços e de varrição. Ficam incluídos nesta definição 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 tornem inviável o seu lançamento na rede pública de esgotos ou corpos de água, ou exijam para isso soluções técnica e economicamente inviáveis em face à melhor tecnologia disponível.” (ABNT, 2004, P.1).
A NBR 10.004 (ABNT, 2004), além dessas definições estabelece formas de
classificação dos resíduos e, perigosos e não-perigosos. Segundo Massukado (2004), no
âmbito da gestão dos resíduos sólidos a classificação dos resíduos sólidos é uma ferramenta
imprescindível, pois a partir disso o gerador do resíduo pode facilmente identificar o potencial
de risco do resíduo bem como identificar as melhores alternativas de tratamento e disposição
final.
Os impactos ao meio ambiente relacionados com os resíduos sólidos urbanos
supostamente surgiram com o estabelecimento dos primeiros aglomerados humanos e foram
se intensificando ao longo do tempo, com o surgimento de aldeias, vilas, cidades e grandes
regiões metropolitanas. A preocupação atual se volta à quantidade de lixo gerada por
habitante, e também por estes resíduos apresentarem cada vez mais substâncias recalcitrantes
19
e propriedades tóxicas. Portanto, o gerenciamento adequado dos resíduos sólidos urbanos tem
se destacado como um papel relevante no controle da qualidade ambiental (ALCÂNTARA,
2007).
Segundo John (2004), a geração de resíduos está vinculada diretamente aos fatores
culturais das populações, e também é influenciada por hábitos de consumo, renda, padrões de
vida e fatores climáticos. Além disso, a economia interfere diretamente na geração dos
resíduos sólidos urbanos. Em períodos de crise econômica, a quantidade de resíduos coletados
diminui devido ao aumento da reutilização de materiais e decréscimo na geração. Mas quando
a economia se estabiliza, acompanhada de um crescimento do poder aquisitivo, a geração de
resíduos aumenta, pois o desperdício é maior e o reaproveitamento menor.
2.2 Classificação dos resíduos sólidos urbanos
2.2.1 Quanto aos riscos potenciais de contaminação ao meio ambiente
Segundo a NBR 10.004 (ABNT, 2004), os resíduos são classificados quanto aos seus
riscos potenciais ao meio ambiente e à saúde pública e quanto o seu grau de periculosidade,
conforme descrito abaixo:
a) Resíduos classe I – Perigosos: são aqueles que apresentam periculosidade podendo colocar
em risco a saúde pública, provocando ou contribuindo para o aumento da mortalidade ou
incidência de doenças além de poder apresentar efeitos adversos ao meio ambiente, quando
manuseados ou dispostos de forma inadequada. Podem apresentar características de
inflamabilidade, corrosividade, reatividade, toxicidade e patogenicidade. Nesta classe
enquadram-se principalmente os resíduos sólidos industriais e de serviço de saúde;
b) Resíduos classe II A (não perigosos, não inertes): são resíduos que podem provocar danos a
saúde ou ao meio ambiente e que não se enquadram nas classificações de resíduos sólidos
classe I e classe IIb. Estes resíduos podem apresentar características de combustibilidade,
biodegrabilidade ou solubilidade (ABNT, 2004). Enquadram-se, nesta classe, principalmente
os resíduos sólidos domiciliares;
20
c) Resíduos classe II B (na perigosos, inertes): são aqueles que, quando amostrados e
submetidos a um contato dinâmico e estático com água destilada ou deionizada, à temperatura
ambiente, conforme NBR 10006 (ABNT, 2004), não tiverem nenhum de seus constituintes
solubilizados a concentrações superiores aos padrões de potabilidade de água. Conforme
Anexo H da NBR 10.004 (ABNT, 2004), excetuando-se aspecto, cor, turbidez, dureza e
sabor, conforme anexo G. Nesta classe enquadram-se principalmente os resíduos de
construção e demolição e resíduos sólidos de origem não-orgânica, como plásticos, papéis,
vidros e metais.
2.2.2 Quanto à natureza ou origem
A origem é o principal elemento para a caracterização dos resíduos sólidos (IBAM,
2001). Os diferentes tipos de resíduos podem ser agrupados em cinco diferentes classes
quanto à natureza ou origem. Estas classes estão representadas na Figura 1.
Fonte: Adaptado de IBAM (2001).
21
Figura 1: Diferentes tipos de resíduos agrupados em cinco classes.
a) Resíduo doméstico ou residencial
Este termo é utilizado a resíduos sólidos gerados nas atividades diárias em domicílios,
apartamentos e demais edificações residenciais. Segundo Massukado (2004), os principais
componentes dos resíduos domésticos são restos de comidas, jornais, revistas, garrafas,
embalagens, têxteis, latas de alumínio, podendo também apresentar resíduos com substâncias
químicas perigosas, sendo mais comum a presença de pilhas, baterias, remédios, lâmpadas,
tintas e solventes gerados pelas atividades cotidianas de seus residentes.
A Figura 2 apresenta a composição gravimétrica dos principais componentes
encontrados no resíduo sólido urbano brasileiro, segundo IBAM (2001).
Fonte: IBAM (2001).
Figura 2: Composição gravimétrica brasileira.
b) Resíduo comercial
22
São aqueles provenientes das atividades comerciais e de serviços. Os exemplos
básicos de geradores deste tipo de resíduo são lojas, supermercados, bares e restaurantes
(DEBORTOLI, 2007).
c) Resíduo público
São aqueles que são recolhidos nas vias públicas, galerias, áreas de realização de feiras
e outros locais públicos. Sua composição é muito variada dependendo do local e da situação
onde é recolhido, mas, geralmente os resíduos presentes nas ruas e praças públicas, são
resultantes da natureza, tais como folhas, galhadas, poeira, terra e areia, e também aqueles
descartados irregular e indevidamente pela população, como entulho, bens considerados
inservíveis, papéis, restos de embalagens e alimentos (PGARS, 2006).
d) Resíduo domiciliar especial
Este grupo compreende os entulhos de obras, pilhas e baterias, lâmpadas fluorescentes
e pneus. Os entulhos de obras, também são conhecidos como resíduos da construção civil ou
de construção e demolição (BRINGHENTI, 2004).
e) Entulho de obras
Os resíduos de construção e demolição são classificados por exceção na NBR 10.004
(2004) como inertes. Segundo a IBAM (2001), a indústria da construção civil é a que mais
explora recursos naturais e gera resíduos.
23
f) Pilhas e baterias
Segundo Reidler (2002), esses produtos contém metais tóxicos como mercúrio,
chumbo, cádmio, níquel, entre outros, potencialmente perigosos à saúde. São utilizados como
fonte de energia em diversos equipamentos, tais como, celulares, câmeras digitais, controles
remotos, entre outros.
g) Lâmpadas fluorescentes
São resíduos que possuem em sua composição mercúrio, sendo nocivas ao meio
ambiente e a saúde humana. Fazem parte do resíduo gerado pelas indústrias, pelo comércio,
por serviços em geral, pela iluminação pública e pelas residências (WIENS, 2001).
h) Pneus inservíveis
Os pneus são definidos como todo artefato inflamável, constituído por borracha e
materiais de reforço. São resultantes da sua utilização para rodagem em veículos automotores
e bicicletas (CIMINO, 2005).
i) Resíduos de fontes especiais:
• Resíduos industriais
24
A grande diversidade das atividades industriais ocasiona durante o processo produtivo,
a geração de resíduos denominados industriais. Esses resíduos podem conter substâncias
sólidas, líquidas e gasosas, as quais podem poluir/contaminar o solo, a água e o ar (PEREIRA,
2001).
• Resíduos radiativos
São resíduos que, por razões legais ou por características físico-químicas, requerem
um manuseio especial (OPAS, 1997). São chamados também de lixo atômico, lixo nuclear ou
lixo radioativo ou rejeito radioativo e contempla todo e qualquer material resultante de
atividades humanas, que contenha radionuclídeos, cuja reutilização é imprópria ou não
prevista (PEREIRA, 2005).
• Resíduos de portos, aeroportos e terminais rodoferroviários
Segundo Filho et al. (1998) constituem os resíduos sépticos, ou seja, aqueles que
contêm ou potencialmente podem conter germes patogênicos, trazidos aos portos, terminais
rodoviários e aeroportos. Basicamente, originam-se de material de higiene, asseio pessoal e
restos de alimentação que podem veicular doenças provenientes de outras cidades, estados e
países.
• Resíduos agrícolas
25
Filho et al. (1998) resume que resíduo agrícola são sólidos resultantes das atividades
agrícolas e da pecuária, como embalagens de adubos, defensivos agrícolas, ração, restos de
colheita, etc.
• Resíduos de serviço de saúde
Os resíduos de serviço de saúde geralmente são aqueles provenientes de hospitais,
clínicas médicas e odontológicas. Entretanto, resíduos de natureza semelhante são produzidos
por geradores bastante variados, incluindo farmácias, clínicas veterinárias, assistência
domiciliar, necrotérios, instituições de cuidado para idosos, hemocentros, laboratórios clínicos
e de pesquisa, instituições de ensino na área da saúde, entre outros (GARCIA, 2004).
2.3 O aterro sanitário como forma de disposição
Segundo ABRELPE (2010), apesar dos esforços empreendidos, a destinação
inadequada de RSU está presente em todas as regiões e estados brasileiros. Estudos realizados
apontam que 61 % dos municípios brasileiros ainda fazem uso de unidades de destinação
inadequada de resíduos, encaminhando-os para lixões e aterros controlados, que pouco se
diferenciam dos lixões, uma vez que ambos não possuem o conjunto de sistema e medidas
necessárias para proteção do meio ambiente contra danos e degradações.
Segundo Kaimoto (1999 apud CATAPRETA, 2003) na grande maioria dos países,
sobretudo no Brasil, a alternativa mais comumente adotada para a disposição e tratamento de
resíduos sólidos urbanos (RSU) gerados diariamente pela população é o aterro sanitário,
sendo considerada ainda a técnica mais viável economicamente para a disposição de RSU.
Desta forma, aterros sanitários exigem na sua operação inúmeras intervenções e atividades
multidisciplinares ligadas à engenharia civil e sanitária e ao controle ambiental. Pois é de
grande importância a adoção de critérios de projeção e operação de aterros sanitários,
compatíveis as características e comportamentos dos resíduos aterrados.
26
Segundo a NBR 8419 (ABNT, 1983, p. 01), um aterro sanitário de resíduos sólidos
urbanos deve consistir em:
“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 princípio de engenharia para confinar os resíduos sólidos à menor área possível e reduzi-los ao menor volume permissível, cobrindo-os com uma camada de terra na conclusão de cada jornada de trabalho, ou a intervalos menores, se necessário” (ABNT, 1983, p.1).
Os aterros sanitários englobam processos de projeção e operação, de modo a
minimizar ao máximo os impactos ambientais que a fase de implantação, operação e
encerramento que estas estruturas causam. O aterro sanitário deve constituir-se, entre outros
aspectos, de sistema de drenagem superficial, sistema de drenagem e tratamento de lixiviado,
impermeabilização de topo e de base e sistemas de drenagem e tratamento de gases. No
Brasil, a maioria dos aterros de resíduos não apresentam critérios de implantação, operação e
de monitoramento, dificultando assim o controle das emissões de gases e líquidos que são
gerados nos processos de degradação da massa de resíduos (PESSIN et al., 2002).
Libânio (2002) acredita que independentemente da forma de gestão dos resíduos
sólidos, o método de aterramento deve ser sempre considerado, mesmo quando a forma de
tratamento escolhida for baseada em recuperação, incineração e/ou compostagem. Assim o
aterramento se mostra como técnica indispensável e para todos os processos de
gerenciamento.
Nascimento (2007) afirma que o sistema de destinação final de resíduos sólidos
urbanos (RSU) mais utilizado no Brasil é o aterro sanitário. No entanto, a determinação das
propriedades físicas dos RSU necessárias para a projeção destas estruturas não é simples de
ser realizada, por estes materiais apresentarem em sua estrutura uma grande heterogeneidade,
apresentando vários tipos de materiais, formas e dimensões. Outra característica importante
dos RSU é de que ao ocorrer a degradação, o resíduo sofre alterações na sua composição,
podendo isso influenciar nas suas propriedades físicas e mecânicas.
Já Xu (1997 apud JOHN, 2004) diz que o aterramento de resíduos tem sido
considerado como a mais barata técnica de disposição de resíduos sólidos em países
27
desenvolvidos, contudo os valores requeridos para a implantação destas estruturas têm
recentemente aumentado drasticamente devido à aplicação de avanços tecnológicos
requeridos pela legislação restrita e pelo dever de cuidar das conseqüências ambientais futuras
deste método de disposição.
2.4 Estudo do comportamento dos resíduos sólidos em aterros sanitários
O conhecimento do comportamento dos resíduos sólidos urbanos (RSU) em um aterro
sanitário em relação à composição da massa de resíduos e seus processos de degradação é de
suma importância na escolha das melhores práticas operacionais em aterros e também para o
melhor gerenciamento de possíveis impactos ambientais (SANTOS, 2010).
Informações relativas à classificação e as propriedades físicas, químicas e biológicas
dos RSU são importantes na seleção de tecnologias, processos operacionais, equipamentos,
instalações, avaliação da viabilidade de aproveitamento energético e tempo para a
estabilização do aterro (SILVA, 2005). Marques (2001) argumenta que o estudo do
comportamento físico dos resíduos, constitui tarefa de significativa complexidade, isto
porque, os procedimentos de amostragem e de investigações laboratoriais assumem
importante papel na caracterização dos resíduos sólidos urbanos.
Eduardo (2007) considera que para o entendimento das interações físicas, químicas e
biológicas que ocorrem nos aterros sanitários de resíduos sólidos urbanos e o comportamento
do aterro ao longo do tempo, faz-se necessário estudar diversas inter-relações entre as
características próprias dos resíduos e a dinâmica dos aterros.
Devido o grau de importância do conhecimento do comportamento dos resíduos
aterrados, os principais parâmetros que influenciam o comportamento e as modificações
estruturais dos aterros estão listados a seguir.
2.4.1 Recalque
Formados por diversos componentes, os resíduos sólidos urbanos dividem-se em
materiais naturais ou artificiais de diversas categorias, formas e tamanhos, o que resulta em
28
variações nas suas propriedades de deformação, degradabilidade e tenacidade. Estas
características de comportamento dos resíduos tornam os mecanismos de deformações em
aterros sanitários complexos, sendo que, envolvem aspectos físicos e químicos dificultando a
estimativa dos recalques da massa de resíduos. No entanto, mesmo com o comportamento
singular dos resíduos sólidos, estudos nessa área proporcionaram um avanço através da
criação de modelos matemáticos cada vez mais complexos que procuram agregar a
biodegradação ao comportamento mecânico dos mesmos (ALCÂNTARA, 2004).
A observação dos recalques visa avaliar as deformações para após verificação se estas
estão dentro de uma faixa aceitável, de forma que os sistemas componentes do aterro estejam
assegurados, tais como sistemas de drenagem interna e superficial, camadas de cobertura e
revestimentos. Esse aspecto se torna relevante pelo fato de que a deformação dos materiais
empregados nos sistemas componentes é muito menor do que o observado nos resíduos
(LOPES e GOMES, 2000).
O conhecimento do comportamento dos resíduos aterrados quanto aos recalques é de
considerável importância, pois permite a determinação da vida útil dos mesmos, a avaliação
da integridade dos sistemas de revestimento, de cobertura e dos dispositivos de coleta de
líquidos percolados e gases e o desenvolvimento de estudos para reaproveitamento das áreas
ocupadas após o fechamento do aterro. O autor considera que o monitoramento das
movimentações verticais, possibilita estimar a vida útil do aterro, fato de extrema importância,
principalmente nos grandes centros, onde a geração de resíduos por habitante é maior e áreas
adequadas para a implantação de aterros estão cada vez mais escassas. Além disso, a
observação sistemática da evolução dos recalques ao longo do tempo fornece elementos para
a avaliação da degradação dos resíduos, bem como, o monitoramento de movimentações
horizontais pode diagnosticar possíveis problemas na instabilidade dos taludes do aterro
(SIMÕES et al, 2004).
Park et al. (2000) considera que aterros de resíduos sólidos urbanos sofrem grandes
recalques associados não só a degradação dos resíduos orgânicos, mas também pelas
compressões físicas da massa de resíduo. A redução de volume devido a biodegradação está
relacionada principalmente a compressões em longos períodos de tempo, o que indica a
importância das características biológicas dos resíduos para a estimativa da estabilização dos
recalques em aterros.
O recalque inicial que ocorre na massa de resíduos aterrados é resultante da própria
operacionalidade, ou seja, contínuas passagens de veículos pesados sobre os resíduos, e pelo
ajuste da massa, já a continuidade dos recalques é dada pela degradação biológica (MELO,
29
2003). Por isto a relevância da composição da massa de resíduo aterrado quanto à quantidade
de matéria orgânica e as características dos demais parâmetros que possam interferir na
degradação destes compostos. Segundo Melo (2008), os recalques iniciais são de grandes
proporções, associados à aplicação de sobrecargas, já os recalques secundários se
caracterizam pelo processo de deformação lenta, resultante do comportamento viscoso do
resíduo e da perda de massa devida aos processos de biodegradação.
2.4.2 Teor de umidade
Os valores de umidade da massa de resíduos dependem da composição dos sólidos
constituintes, da estação do ano, da umidade natural e condições de tempo, ressaltando a
grande importância da pluviometria. Os resíduos depositados em aterros sofrem influência no
teor de umidade devido aos métodos de construção, do processo de operação dos aterros, da
biodegradação, dos sistemas de coleta de líquidos percolados e do sistema de recobrimento do
aterro. O teor de umidade pode variar significativamente entre um ponto e outro do aterro
(CARVALHO, 2002). John (2004) afirma que as únicas fontes de umidade em aterros são
aquelas trazidas junto com o resíduo, a infiltração por precipitação e a água produzida
quimicamente durante o processo de decomposição do resíduo.
Para que haja a decomposição biológica dos resíduos sólidos a umidade considerada
ideal é a que esta acima de 40 %, se a umidade estiver abaixo de 20 %, a decomposição é
inibida (BARROS, 2004). O acúmulo excessivo de líquidos no interior da massa de RSU
afeta os níveis de recalques em função de suas propriedades hidrostáticas, o qual distribui as
tensões recebidas de modo igual em todas as direções. Considerando que os recalques
ocorrem em função da carga imposta pelo próprio peso do RSU, uma quantidade de água
atenua essa carga e impede a compressão das partículas (LEITE, 2008).
Na Tabela 1 são apresentados os valores de teores de umidade dos resíduos sólidos
urbanos encontrados por vários autores em diferentes condições.
30
Tabela 1: Teores de umidade de resíduos sólidos urbanos.
Autor Faixa (%) Valor médio (%) Observações Sowers (1973) 20 - 50
Rao (1974) 65 – 72 Contendo materiais vegetais
López Garrido et al. (1975)
22 Inverno
29 Verão Chen (1977) 30 – 48 37 Mabry (1977) 18 – 187 72
Cartier et al. (1983) 20 - 35 27 Constantes com a profundidade
Watts (1990) 33 Tomando de vários autores
Oweiss et al. (1990) 10 - 20 Gabr e Valero
(1995) 30 - 130 Próximo a
superfície Fonte: OLALLA apud adaptação (1993, CARVALHO, 2002).
2.4.3 Temperatura
Cintra (2003) considera a temperatura um fator de influência nos processos biológicos,
pelo fato de afetar a taxa das reações enzimáticas, desnaturar enzimas e proteínas, em geral,
ou inibir os processos metabólicos dos microrganismos para produção de enzimas.
Normalmente, as temperaturas dos aterros de resíduos sólidos variam entre 30º e 60º,
apresentando valores crescentes com o aumento da profundidade. Após profundidades entre 5
m e 10 m, estes valores tendem a se estabilizar e a variação da temperatura ambiente perde
parte de sua importância, conforme verificado por Jucá et al. (1998) e representado na Figura
3.
31
Fonte: Jucá (1998).
Figura 3: Variação da temperatura do resíduos sólido urbano com a profundidade em
aterros.
2.4.4 Composição gravimétrica
A composição gravimétrica define o percentual dos diversos componentes presentes
no lixo. A composição gravimétrica normalmente espelha o nível de renda da população,
deste modo, é de se esperar que regiões mais ricas apresentem, por exemplo, um menor
percentual de material orgânico, em conseqüência de uma menor manipulação de alimentos.
Isto ocorre porque este perfil de geradores, fazem uso de alimentos semi-prontos. No entanto,
os percentuais de vidro e materiais plásticos tendem a ser mais elevados (NASCIMENTO,
2007).
O conhecimento da composição gravimétrica é relevante, pois ela é uma das premissas
básicas para se iniciar os estudos da viabilidade de implantação de qualquer sistema de
tratamento de resíduos assim como da proposição da forma de disposição final dos resíduos
gerados. A autora ressalta que os fatores que influenciam na quantidade e na composição
gravimétrica dos resíduos sólidos gerados são as condições sociais, atividades econômicas
predominantes (indústria, serviços, turismo, entre outros) e valores culturais (hábitos e
32
costumes) do gerador, como por exemplo, a queima de papel e folhas de jardim
(MASSUKADO, 2004).
Rocha (2008), afirma que os resíduos sólidos urbanos têm composição variada, que
pode modificar de país para país, de cidade para cidade, de bairro para bairro e, inclusive, de
um dia para o outro. A Tabela 2 mostra, segundo IBAM (2001), as composições gravimétricas
encontradas em aterros de diferentes países. Nota-se que no Brasil a porcentagem de matéria
orgânica que compõe os resíduos sólidos urbanos é maior em relação a outros países, isto
ocorre porque em países mais desenvolvidos ou industrializados, a utilização de porções de
alimentos semi preparados disponíveis no mercado consumidor é maior, diminuindo o
descarte de produtos orgânicos.
Tabela 2: Composição gravimétrica em alguns países.
Composto Brasil
(%)
Alemanha
(%)
Holanda
(%)
EUA
(%)
Matéria Orgânica 65 61,2 50,3 35,6
Vidro 3 10,4 14,5 8,2
Metal 4 3,8 6,7 8,7
Plástico 3 5,8 6 6,5
Papel 25 18,8 22,5 41
Fonte: IBAM (2001).
2.4.5 Peso específico
Em aterros a variação do peso específico é fortemente influenciada quanto o método
de operação do aterro, a espessura da camada de resíduo e pelo equipamento utilizado na sua
compactação. Para o caso dos aterros de resíduos sólidos no Brasil os pesos específicos,
conforme Tabela 3, apresentam valores na mesma ordem de grandezas daqueles fornecidos
pela literatura internacional (NETO, 2004).
33
Tabela 3: Valores do peso específico de aterros de resíduos sólidos no Brasil.
Autor Peso
específico (kN/m³)
Local/condições
Kaimoto e Cepolina, 1997
5 a 7 Resíduos novos, não decompostos e
pouco compactados
9 a 13 Resíduos após compactação com
tratores de esteira ou rolo compactador e após a ocorrência de recalques
Santos e Presa, 1995 7 Resíduos recém lançados
10 Resíduos após a ocorrência de
recalques
Mahler e Iturri, 1998 10,5 Seção do aterro sanitário do Sítio São João com 84 m de desnível e 10 meses
de alteamento
Benvenuto e Cunha, 1991 10 Condição drenada 13 Condição saturada
Fonte: NETO (2004).
2.4.6 Biodegradação
Em aterros, o processo de biodegradação de resíduos sólidos, é composto de
fenômenos físico-químicos e microbiológicos, resultando na liberação de gases e lixiviado.
Geralmente, em aterros onde a matéria orgânica é de proporção considerável, os processos
microbianos predominam na estabilização dos resíduos, regulando a geração dos gases e a
composição do lixiviado (CINTRA, 2003). Segundo Carvalho (1999), estas variações
biológicas promovem modificações de muitos componentes sólidos, acarretando em uma
redução no volume de material depositado e variações em suas propriedades geotécnicas ao
longo do tempo.
Os resíduos degradáveis aterrados transformam-se, ao longo do tempo, principalmente
por transformações biológicas por digestão anaeróbia que causam transformações de muitos
componentes sólidos, em biogás e em líquidos, acarretando uma redução no volume do
material depositado e variações em suas propriedades geotécnicas ao longo do tempo
(TAPAHUASCO, 2005). Simões (2000) ressalta que a fase aeróbia apresenta curta duração,
pois a própria operação dos aterros sanitários, limita a disponibilidade de oxigênio. Por isto
34
que esta fase é responsável por uma parcela reduzida da decomposição e ocorre a
predominância das reações anaeróbias no processo de biodegradação.
De acordo com Hirsch et al. (2002 apud LEITE, 2008), a biodegradação em aterros
sanitários é dividida em duas fases: a primeira, denominada aeróbia, que começa antes de
depositados os resíduos no aterro sanitários, e se deve a presença de microrganismos nos
resíduos sólidos e nos solos de cobertura. A segunda fase, denominada anaeróbia, começa
quando o oxigênio residente nas porosidades se esgota por consumo dos microrganismos ou
foi expulsos dos vazios por processo de compressão.
A biodegradação pode ser estimada indiretamente através da quantificação dos
recalques que ocorrem na massa de resíduos dos aterros sanitários. Melo (2003) enfatiza a
importância da quantificação dos recalques, pois, com tais dados, pode-se prever a velocidade
de degradação dos resíduos, podendo-se projetar, inclusive, o aproveitamento do aterro depois
de encerrada a vida útil. O controle dos recalques pode também permitir avaliar se a
biodegradação esta ocorrendo de forma compatível com o previsto para determinadas
condições.
A degradação dos resíduos orgânicos é o fator principal que ocasiona o recalque
secundário na massa de resíduos em aterros sanitários. Este tipo de recalque se prolonga com
o tempo justamente com o decaimento biológico progressivo (MOREDA, 2000). Segundo
Simões (2000), a degradação secundária é resultante não só da degradação biológica, mas
também da deformação lenta e pode durar décadas, e os recalques resultantes podem atingir
25% das espessura total do aterro e, ainda, ser responsável pela maior parcela dos recalques
totais dos aterros sanitários.
Leite (2008) instrui que através de parâmetros químicos, tais como, pH e DBO é
possível supor em que fase de decomposição se encontram os resíduos: a fase inicial com
característica acidogênica, ou de fermentação ácida, caracteriza-se por valores de pH baixos e
DBO elevados. A segunda fase, a de fermentação que resulta em gás metano, substâncias
húmicas e água, caracteriza-se por valores de pH mais elevados e DBO menores. O mesmo
autor apresenta uma tabela com a faixa de variação dos parâmetros físico-químicos que
influenciam na biodegradação dos resíduos sólidos urbanos aterrados.
35
Tabela 4: Faixa de variação dos parâmetros físico – químicos.
Fonte Parâmetro Faixa
CLARETO (1997) e HELD (1996) pH 3.5 – 9.0
A.A. TATSI. A.I. ZOUBOULIS (2002) DBO (mg/L) 9500 – 80795
A.A. TATSI. A.I. ZOUBOULIS (2002) DQO (mg/L) 44000 – 115000
NETO J. CAPELO (1998) Sólidos totais (mg/L) 2950 – 11860
NETO J. CAPELO (1998) Sólidos fixos T. (mg/L) 1350 – 5860
NETO J. CAPELO (1998) Sólidos voláteis T. (mg/L) 1323 – 8553
CLARETO (1997) e HELP (1996) Fósforo total (mg/L) 0.1 – 82.1
A.A. TATSI. A.I. ZOUBOULIS (2002) Condutividade (µS/cm) 3.2 – 82.1
Fonte: Adaptado de LEITE (2008).
2.5 Células experimentais ou lisímetros
Células experimentais representam uma técnica bastante promissora para o
conhecimento do comportamento de resíduos, além de permitir a obtenção de parâmetros para
projetos, construção e monitoramento de aterros. Isso contribui também, na reformulação,
aprimoramento e difusão de práticas que hoje são aplicadas de maneira inadequadas e sem
conhecimento técnico. Essa concepção de estudo pode servir para monitorar mais facilmente
fases de degradação dos resíduos e compreender melhor rotas metabólicas de degradação de
materiais orgânicos, uma vez que fica mais fácil conhecer e controlar as condições físicas,
químicas e biológicas do meio (MONTEIRO et al., 2006).
As células experimentais, também chamadas de lisímetros permitem um melhor
entendimento do comportamento de aterros de RSU e representam uma técnica bastante
favorável na obtenção de parâmetros de projeto dimensionamento e construção de aterros,
também podendo contribuir no fornecimento de informações na área de saneamento através
de monitoramento de processos (MONTEIRO et al., 2006).
Segundo Alcântara (2007), os lisímetros em escala laboratorial são menos representativos
da condição real, quando comparados a experimentos expostos a condições naturais. Por outro
lado, podem ser montados com custos relativamente baixos, e as principais variáveis
intervenientes no processo de degradação dos resíduos, como temperatura, pH e umidade,
36
podem ser facilmente controladas, permitindo a simulação de condições adversas, Podendo
assim obter-se uma melhor compreensão dos fenômenos envolvidos.
Monteiro (2003) conceitua o lisímetro como uma célula experimental preenchida com
resíduos sólidos em escala reduzida, dotado de sistemas de drenagem de líquidos e gases,
medição de nível dos líquidos, medidores de recalque, temperatura, concentração e fluxo de
gases, proporcionando o conhecimento de diversos parâmetros sob condições controladas.
Alcântara (2007) classifica os experimentos que buscam simular células de aterros em
dois grupos: experimentos de campo e experimentos de laboratório, como mostra a Figura 4
que sugere, também, uma classificação quanto ao tamanho.
Fonte: Adaptado de ALCÂNTARA (2007).
Figura 4: Classificação dos lisímetros para análise de resíduos sólidos.
Segundo o autor, os experimentos de campo são operados de forma a sofrerem as
variações das condições atmosféricas (temperatura, insolação, chuvas, ventos e umidade). Os
experimentos operados em laboratório são mantidos sob condições artificiais. Geralmente são
constituídos de pequenos reatores com estrutura de plástico, acrílico, vidro ou metal.
Na literatura, existem diversos trabalhos que abordam o comportamento de resíduos
sólidos urbanos a partir de experimentos em escala reduzida. Alguns dos trabalhos,
37
envolvendo lisímetros operados em campo ou laboratório com os principais parâmetros
obtidos nos experimentos estão citados a seguir.
John (2004), fez uso de um lisímetro de aço inox com capacidade para 200 L para
tratamento de resíduos sólidos puramente orgânicos por processo de digestão anaeróbia,
conforme Figura 5. Por meio do controle de parâmetros químicos e físicos, forneceu-se ao
sistema condições para o desenvolvimento de microrganismos necessários para a produção de
gás (biogás), acelerando a degradação da matéria biodegradável presente no RSU. O projeto
contemplou o desenvolvimento de vários experimentos para a determinação dos parâmetros
mais adequados com o tempo de monitoramento, que foi de 20 dias. Segundo o autor, o
experimento foi executado em batelada e foram utilizadas três diferentes quantidades de
resíduos de fácil biodegradabilidade (10, 20 e 30 kg) como frutas, verduras, legumes e cascas
cortadas em pedaços e acondicionados dentro do biorreator. Lodo anaeróbio granular foi
utilizado como inoculo no sistema e o restante do volume do biorreator foi preenchido com
água destilada. O sistema de reciclo foi utilizado para otimizar a degradação. Os parâmetros
de controle do sistema foram: pH, temperatura, demanda química de oxigênio (DQO),
demanda bioquímica de oxigênio com incubação de 5 dias (DBO5), ácidos voláteis (AOV’s) e
oxigênio dissolvido (OD).
38
Fonte: John (2004).
Figura 5: Biorreator utilizado por John.
A Tabela 5 apresenta os principais parâmetros obtidos pelo autor. Estes valores são
resultantes do primeiro experimento.
Tabela 5: Principais parâmetros obtidos através de um biorreator montado por John.
Parâmetros Faixa Média Ph 4,85
Temperatura 38 ºC Gás total 400 L
DBO 3405 – 6027 mg/ DQO 22500 – 53000 mg/
AOV’s 3200 – 9300 mg/ Fonte: Adaptado de John (2004).
Levine et al. (2005), construiu em tubos de PVC de 0,30 m de diâmetro e 1,37 m de
altura, 4 lisímetros com capacidade para 100 L (Figura 6). Inicialmente, os resíduos sólidos
urbanos foram umedecidos até a capacidade de campo, e simulando aterros sanitários, o
monitoramento contemplou a eficiência de diferentes sistemas de drenagem, a co-disposição
com resíduos de combustão e lodos. Análises de características químicas, físico-químicas e
39
microbiológicas do lixiviado e o potencial de obstrução do sistema de drenagem foram
avaliados durante oito meses de monitoramento.
Fonte: Levine et al. (2005).
Figura 6: Lisímetros em laboratório construídos de tubos de PVC.
Meira (2009) desenvolveu um biorreator (Figura 7) para verificar e monitorar o
processo de biodegradação dos resíduos sólidos urbanos, através do comportamento de
processos físicos, químicos e microbiológicos. Segundo a autora o lisímetro foi construído a
partir da superposição de duas manilhas de concreto armado, com uma altura de 2,15 m de
diâmetro interno de 1,00m, com volume aproximado de 1,7 m³, apoiado sobre uma base de
alvenaria e fixado a ela com auxílio de argamassa. Termopares foram utilizados para o
monitoramento da temperatura e um piezômetro foi instalado para verificação da altura do
lixiviado. Os recalques foram monitorados através de 4 placas circulares de diâmetro
aproximados de 150mm e 10mm. O período de monitoramento foi de 12 meses.
40
Fonte: Meira (2009).
Figura 7: Biorreator desenvolvido por Meira (2009).
Barros (2004) também utilizou manilhas de concreto armado para a construção de três
lisímetros com dimensões de 1 m de diâmetro interno e 1 m de altura. As manilhas de
concreto foram sobrepostas e seladas na junção com uma pasta de cimento. A base foi
fechada com concreto armado, formando um cilindro rígido de dois metros de altura. Os
lisímetros foram preenchidos com resíduos sólidos urbanos de forma a simular as diversas
camadas de um aterro sanitário. Cada lisímetro recebeu um volume diferenciado de resíduos e
a compactação dos resíduos foi feita manualmente através de soquete. O comportamento da
massa de resíduos no lisímetro foi observado ao longo de 361 dias consecutivos. O autor fez
um estudo a respeito do balanço hídrico, capacidade de campo, teor de umidade e
condutividade hidráulica saturada. A Figura 8 mostra a estrutura dos três lisímetros no campo
experimental.
41
Fonte: Barros (2004).
Figura 8: Lisímetros construídos e monitorados por Barros (2004).
2.6 Modelos de previsão de recalques
Alcântara (2007) argumenta que diversos modelos matemáticos vêm sendo utilizados
com intuito de estimar a redução volumétrica da massa de resíduos em função do tempo.
Sendo estes modelos matemáticos divididos em dois grupos: modelos convencionais que são
fundamentados na teoria de recalques de solos e modelos biológicos, que levam em
consideração a degradabilidade dos resíduos, observando o ciclo de crescimento da população
microbiana, a perda de massa de carbono, o ritmo de degradação da matéria orgânica
biodegradável, cinética de hidrólise enzimática e processos de reações químicas e biológicas.
Para a avaliação de recalques em aterros de RSU é necessário inicialmente separar as
duas principais parcelas que o compõem: um recalque imediato e o recalque em longo prazo
(SIMÕES, 2000). Segundo Jiangying et al. (2004) o adensamento primário ocorre
imediatamente quando uma carga é aplicada sobre o aterro durante o processo operacional.
42
Esta compactação imediata é causada pela carga sobreposta que atua diretamente nos vazios
do solo, gerando uma compressão instantânea e dissipando os vazios preenchidos por água e
gás. Após o encerramento das atividades de operação sobre os resíduos, os recalques
primários cessam dando inicio a compressão secundária, que é resultante da biodegradação
dos resíduos. Os recalques secundários diferentemente dos primários ocorrem em longo prazo
e permanecem até a estabilização do aterro, já os recalques primários ocorrem
instantaneamente com a adição de carga, por isto a importância de aprofundar estudos a
respeito da biodegradação dos resíduos e modelar os recalques secundários. Esta é uma
ferramenta importante para que se possa fazer a adequada previsão do tempo necessário para
a estabilização do aterro e vida útil do mesmo.
Vários modelos são apresentados na literatura para a previsão de recalques em aterros
sanitários de resíduos urbanos com diferentes formas de abordagens e mecanismos causadores
destes recalques. A maioria dos modelos existentes podem ser divididos nas seguintes
categorias: i) modelo de consolidação, no qual a teoria do adensamento de Terzagui
normalmente é utilizada; ii) modelos reológicos, como por exemplo, o modelo exponencial de
creep de Gibson e Lo; iii) modelo de biodegradação, onde observa-se a degradação da matéria
orgânica podendo ser avaliada através de modelosde geração de gás; iv) modelos baseados em
regressões (por exemplo, logarítmicas, hiperbólicas, bi-linear, multi-linear), obtidas através de
dados de recalques no aterro (NASCIMENTO, 2007). Jiangying et al. (2006) apresenta na
Tabela 6, alguns modelos utilizados na previsão dos recalques dos aterros sanitários e seus
respectivos pesquisadores.
43
Tabela 6: Modelos para previsão de recalques em aterros sanitários e seus respectivos
autores.
Categoria do modelo Pesquisador
Modelo de base reológica Função logarítmica
Edil et al. (1990) Bleiker et al. (1995)
Chen & Chou (1998)
Yen & Scanlon (1975)
Modelo exponencial
de creep
Edil et al. (1990)
Punyamurthula (1995)
Método da regressão Função hiperbólica
Função bi-linear
Zhao et al. (2001)
Ling et al. (1998)
Bjarngard & Edgers (1990)
Jesserberger & Kockel (1991)
Stulgis et al. (1995)
Função multi-linear
Deutsch, Jr. Et al. (1994)
Sowers (1973) Yen & Scalon (1975)
Rao et al. (1977) Oweis & Khera (1986)
Bjarngard & Edgers (1990) Edil et al.
(1990)
Landva & Clark (1990) Morris & Woods
(1990)
Wall & Zeiss (1992) Deutsch, Jr. Et al.
(1994)
Teoria da
consolidação
Fasset et al. (1994) Boutwell & Fiore
(2005)
Stulgis et al. (1995) Ourry & Page (2005)
Gourc & Olivier (2005)
Wall & Zeiss (1992)
Park & Lee (1997) (202)
Bioconsolidação Edgers et al. (1992)
Afonso et al. (2003)
Fonte: Jiangying et al. (2006).
44
2.7 Modelos convencionais
2.7.1 Modelo clássico de Sowers
O modelo de Sowers (1973) trata-se da primeira proposta para avaliação dos recalques
de aterros sanitários baseando na Teoria Clássica de Adensamento de Solos (TERZAGHI,
1948 apud ALCÂNTARA, 2007). Segundo Mendes (2009), este modelo avalia os recalques e
o seu desenvolvimento com o tempo, considerando as seguintes fases: compressão inicial,
compressão primária e compressão secundária.
Segundo Carvalho (1999), a compressão inicial ou imediata, está associada à
compressão dos vazios e dos constituintes por ação das cargas impostas e pelo processo de
operação dos aterros. Já a compressão primária, analisada através da teoria clássica de
Terzaghi, é devida a drenagem dos líquidos existentes no interior do aterro. A compressão
secundária é, em parte, proveniente da degradação físico-química e biológica que ocorre no
aterro. Os recalques nesta fase seguem uma relação linear com o logaritmo do tempo, de
modo similar ao fenômeno de compressão secundária observado em solos.
O trabalho de Simões (2000) apresenta a equação de previsão de recalques proposta
pelo modelo de Sowers (1973). A compressão primária esta apresentada na Equação 1, este
recalque sendo resultante, principalmente da dissipação dos fluidos existentes no interior dos
aterros após a aplicação das cargas.
(1)
Em que:
∆H1 = recalque inicial;
C’c = coeficiente de compressão inicial;
H0 = espessura inicial da camada;
σ'vo = tensão vertical efetiva na altura média da camada;
∆σ’v = acréscimo de tensão vertical;
45
Segundo o mesmo autor, a compressão secundária se desenvolve em decorrência da
degradação física, química e biológica do RSU e o comportamento dos recalques na fase de
compressão secundária pode ser traduzido pela equação 2.
(2)
Em que:
∆H2 = recalque secundário;
C’α = coeficiente de compressão secundária;
H0 = espessura inicial da camada;
t1 = tempo inicial da compressão secundária;
∆t = acréscimo de tempo.
2.7.2 Modelo de Bjarngard e Edgers
Baseado no modelo convencional, Bjarngard e Edgers (1990) através de dados de
monitoramento identificaram trechos distintos de compressão secundária e sugerem que seja
subdividida em duas fases distintas. Uma fase intermediária e outra em longo prazo. A
equação passa a ter como parâmetros os coeficientes de compressão primária e secundária, o
que elimina a necessidade de determinação do índice de vazios inicial (SIMÕES, 2000). A
Equação 3 do modelo é a seguinte:
(3)
46
Em que:
∆H = recalque da camada de espessura inicial H0;
P0 = tensão efetiva vertical inicial;
∆P = acréscimo de tensão vertical efetiva;
C’c = coeficiente de compressão primária;
C’α(1) = coeficiente de compressão secundária intermediária;
C’α(2) = coeficiente de compressão secundária de longo prazo;
t1 = tempo para completar a compressão inicial;
t2 = tempo para completar a compressão secundária intermediária;
t3 = tempo para completar a compressão secundária de longo prazo.
2.8 Modelos biológicos
2.8.1 Modelo de Gandolla
Gandolla et al. (1992 apud LORETO, 2003), no uso de dados experimentais e baseado
numa função exponencial decrescente, tenta representar a variação dos recalques em função
do tempo, sem aplicação de sobrecargas que podem ser as camadas sobrejacentes de lixo e as
camadas de cobertura final. Simões (2000) define que a principal característica do modelo
reside na simplicidade dos parâmetros necessários: massa, umidade, classes de
biodegradabilidade e porcentagem de matéria biodegradável, volume e densidade iniciais e
finais. A partir de medidas do recalque total e hipóteses sobre as parcelas devidas aos
processos físicos e bioquímicos, associados a geração de gases, os autores separaram as
diversas contribuições no recalque total. Neste modelo os recalques são ajustados à equação
4:
(4)
47
Em que:
∆H = recalques medidos;
H = espessura da camada;
a = constante;
k = constante;
t = tempo de monitoramento dos recalques;
t0 = tempo inicial;
Segundo o autor, neste modelo a constante “a” corresponde ao recalque unitário final,
e o parâmetro “k” rege o ritmo da degradação, decrescente com o tempo.
2.8.2 Modelo biológico Meruelo
No modelo de Meruelo (ARIAS, 1994 apud ALCÂNTARA, 2007), são considerados
somente os recalques que dependem da decomposição da matéria orgânica biodegradável, que
ocorrem sob condições anaeróbias e cujo principal fator limitante no processo de
biodegradação é a taxa de hidrólise (ALCÂNTARA, 2007). Segundo Simões (2000) esta
hipótese é baseada no fato de que a hidrólise é o mecanismo mais freqüentemente utilizado
pelos microrganismos para transformar compostos orgânicos complexos em compostos mais
simples, possibilitando assim a obtenção de condições favoráveis à completa decomposição
do resíduo em estágios sucessivos. Admite-se que todo o material hidrolisado encontrará
condições ambientais favoráveis (substrato e microrganismos) para ser completamente
eliminado a uma determinada taxa. A estimativa dos recalques em função do tempo é feita
através da equação 5.
(5)
Em que:
Ss = recalques (mm);
α = coeficiente de perda de massa transformada em recalques;
H = espessura da camada do aterro (mm);
48
COD = conteúdo de matéria orgânica biodegradável dos resíduos sólidos;
Tc = tempo de construção do aterro (dia);
Kh = coeficiente de hidrólise (dia-¹);
t = tempo no qual se deseja estimar os recalques (dia).
A equação acima considera que a degradação da massa de resíduos é contínua e que
ocorrem acréscimos de massa durante certo tempo (Tc) e em um ritmo constante. A massa de
resíduos degradada é expressa como uma fração do total de material contido no aterro,
enquanto a relação entre volume de recalques produzidos e a correspondente massa perdida
por degradação (α) é uma constante característica do tipo de aterro e dos resíduos depositados.
De acordo com Palma (1995 apud ALCÂNTARA, 2007), na prática e em condições reais de
campo, os recalques em um aterro são medidos, geralmente, em relação a um primeiro
nivelamento feito em um tempo t0 >Tc, chegando-se a Equação 6, com a qual se pode estimar
os recalques ao longo do tempo.
(6)
Em que:
∆S = recalque ocorrido entre t0 e t’;
t0 = idade do aterro no início do nivelamento;
t’ = idade do aterro no último intervalo nivelado.
49
CAPÍTULO 3. METODOLOGIA
3.1 Fluxograma de pesquisa
O presente trabalho compreendeu, inicialmente, a calibração do sistema de aquisição de
dados (SAD) e montagem do lisímetro de laboratório para estudos em resíduos sólidos, e em
segundo momento, foi efetuado o monitoramento dos recalques, temperatura e lixiviado da
coluna de resíduos. O fluxograma apresentado na Figura 9 apresenta as atividades
desempenhadas na pesquisa.
Figura 9: Fluxograma de atividades a serem executadas na pesquisa.
50
3.2 Projeto, montagem e instrumentação do lisímetro de laboratório
O lisímetro utilizado na presente pesquisa foi construído e instrumentado por Santos
(2010) no Laboratório de Geotecnia Ambiental do Centro Tecnológico (CETEC) da
Universidade de Passo Fundo. Segundo o autor, o lisímetro foi concebido de acordo com
dados e parâmetros encontrados na literatura para experimentos semelhantes e também
baseou-se em atividades de pesquisas de laboratório desenvolvidas ou em desenvolvimento
por parte dos demais acadêmicos do Curso de Engenharia Ambiental e Programa de Pós-
Graduação em Engenharia motivou e forneceu subsídios para o desenvolvimento do projeto.
Os materiais utilizados por Santos (2010) para a confecção e montagem do lisímetro
estão listados na Tabela 7, os quais foram adquiridos com verba orçamentária do curso de
Engenharia Ambiental da Universidade de Passo Fundo.
Tabela 7: Peças utilizadas para a montagem do lisímetro.
Material Quantidade
Tubo PVC 350 mm de diâmetro (DN) 1
Luva PVC 350 mm de diâmetro (DN) 1
Cap PVC 350 mm de diâmetro (DN) 2
Plug PVC roscável ¾” 3
Plug PVC roscável 1 ½” 3
Mangueira de silicone 6 mm/10 mm 6 (m)
Abraçadeira de metal 365 mm de diâmetro 1
Registro esfera ½” 3
Terminal ½ x 11,8 mm de diâmetro 3
Niple redutor 3
Difusor de água 1
Base de metal 1
Mesa de matal 1
Parafuso e bucha 2
Parafuso e porca 3/16 4
Fita veda rosca 1
Silicone industrial 200g
Fonte: Adaptado por Santos (2010).
51
Nesta pesquisa, o lisímetro foi montado no Laboratório de Geotecnia Ambiental do
Centro Tecnológico (CETEC) da Universidade de Passo Fundo/RS. A localização do
experimento propiciou o contato direto com as condições de temperatura ambiente, porém
sem a incidência de sol e chuva, pois o lisímetro foi montado em local coberto. O lisímetro é
constituído de um tubo de PVC de 35 cm de diâmetro interno, dividido em duas seções, uma
de 80 cm e outra de 120 cm de altura Estas partes do tubo de PVC foram conectadas por uma
luva de PVC, formando um cilindro rígido com 240 cm de altura. A Figura 10 apresenta o
esquema do lisímetro com as dimensões dos tubos e conexões em centímetros e a Figura 11
mostra o lisímetro montado e em funcionamento nesta pesquisa na área externa do
Laboratório de Geotecnia Ambiental.
52
Fonte: Santos (2010).
Figura 10: Dimensões dos tubos e conexões que configuram o lisímetro (em cm).
53
Figura 11: Lisímetro montado na área externa do laboratório de geotecnia.
O monitoramento do lisímetro foi feito através de um sistema projetado por Santos
(2010) e Bruxel (2009). Ele consiste num sistema de aquisição de dados (SAD) que foi
projetado através de parceria firmada com o Núcleo de Engenharia Elétrica da UPF. O SAD é
composto por um sistema de aquisição de dados através de sensores eletrônicos dispostos no
meio a ser monitorado. Esses sensores são responsáveis por obter as variações dos fenômenos
em estudos através da medição de grandezas físicas e físico-químicas por meio de sinais
analógicos, os quais são convertidos para sinais digitais em um conversor A/D modelo
MCP3551, e imediatamente, enviados a um microprocessador modelo PIC 16F877. A Figura
12 apresenta o sistema em funcionamento.
54
Figura 12: Dispositivo eletrônico de captação de dados.
Para a medição dos recalques da massa de resíduos no interior do lisímetro utilizou-se
um sensor desenvolvido a partir de um componente denominado encoder incremental.O disco
está fixado no eixo do dispositivo, variando sua posição conforme a rotação sofrida pelo eixo
principal. O sensor que faz a medição de recalque é composto pelo encoder incremental, uma
linha de nylon e um disco de metal com uma massa de 10 kg. A Figura 13 mostra o sensor de
recalque instalado sobre a coluna de resíduos.
55
Figura 13: Encoder instalado sobre a coluna de resíduos.
Para medir a temperatura, um sensor LM35 (Figura 14) foi utilizado. Este sensor é
muito empregado em medições desta natureza, por ser de fácil uso e baixo custo medindo
temperaturas de até 150 ºC (BRUXEL, 2009).
Figura 14: Sensor de temperatura, modelo LM35 (BRUXEL, 2009).
Os sensores de temperatura foram instalados em três diferentes alturas do lisímetro e
as temperaturas verificadas na coluna de resíduo decorrentes da ação de decomposição da
massa orgânica presente nos resíduos.
Santos (2010) apresenta um leiaute esquemático da disposição dos sensores e
instrumentos eletrônicos posicionados no lisímetro, bem como a transmissão e aquisição dos
dados segundo a Figura 15.
56
Fonte: Santos (2010).
Figura 15: Leiaute final do sistema de aquisição de dados.
57
3.3 Preenchimento e compactação dos resíduos no lisímetro
Para a realização do experimento, os resíduos foram inseridos no lisímetro da base
para o topo, sobre uma camada de drenagem e filtração. Este sistema de drenagem de fundo
do lisímetro é composto por uma camada de 100 mm de argila expandida e por duas camadas
de geotêxtil de 3 mm de espessura cada. O lisímetro é composto por um cilindro de PVC de
0,35 m de diâmetro e apresenta uma coluna de altura útil de 1,65 m, dividida em 5 camadas de
aproximadamente 0,33 m cada uma. O peso específico adotado para a massa de resíduos foi o
de 4,5 kN/m³, considerado de baixa energia de compactação que fica entre 3 kN/m³ a 9 kN/m³
(MANASSERO, 1997 apud SILVEIRA, 2004). Em aterros convencionais esta compactação é
atingida através do tráfego de equipamentos sobre os resíduos. Neste sentido, o resíduo
inserido no lisímetro sofreu compactação manual através da ajuda de um pilão de madeira. A
amostra final de resíduo ficou com massa de 71.660 kg e volume de 0,158m³. A massa de
cada uma das 5 camadas ficou de 14,33 kg.
A Tabela 8 mostra um resumo das características geométricas e físicas da amostra de
resíduos após compactação.
Tabela 8: Características geométricas e físicas da amostra.
Parâmetro Valor Altura inicial 1,650 m
Diâmetro 0,35 m Volume inicial 0,158 m³ Massa inicial 71,660 kg
Número de camadas 5 Espessura média das camadas 0,33 m
Massa média por camada 14,33 kg
3.4 Composição dos resíduos
O material adotado para o preenchimento do lisímetro é o resíduo sólido urbano de
composição gravimétrica brasileira. Segundo o IBAM (2001), a composição gravimétrica
traduz o percentual de cada componente em relação ao peso total da amostra de lixo
analisada. Para simplificar a determinação destes materiais na amostra consideram-se apenas
58
alguns componentes, tais são matéria orgânica, vidro, metal, plástico e papel. A porcentagem
de cada parte composta pelo resíduo brasileiro segundo IBAM (2001) é de 65% de matéria
orgânica, 3% de vidro, 4% de metal, 3% de plásticos e 25% de papéis. A escolha pelo RSU
neste justifica-se pela grande presença no cotidiano dos cidadãos e porque o serviço de
Limpeza Pública é alvo de grande visibilidade devido aos impactos estéticos imediatos
decorrentes do manejo incorreto destes resíduos (CETESB, 1999).
Os resíduos orgânicos utilizados no experimento foram obtidos em um supermercado
na cidade de Tapejara-RS, composto por restos de frutas, legumes e verduras. O metal,
plástico e o papel foram obtidos em uma metalúrgica também na cidade de Tapejara-RS. Por
ser uma cerâmica frágil, quebrando-se com facilidade e por apresentar riscos de cortes durante
o manuseio, o vidro foi substituído por agregado de brita que constitui-se um material inerte e
de mesma massa específica. O metal utilizado no experimento foi a limalha de ferro. Os dois
materiais foram pesados e acondicionados em bandejas, como mostra a Figura 16.
Os resíduos orgânicos, os papéis e os plásticos foram seccionados em pedaços de mais
ou menos 7 cm cada, pesados em bandejas individuais, conforme Figura 17, antes de serem
misturados, homogeneizados com o restante da massa dos resíduos.
Figura 16: Agregado de brita e limalha de ferro.
59
Figura 17: Resíduos orgânicos, papel e plástico picados e separados em bandejas.
Os resíduos foram misturados sobre uma lona, conforme Figura 18, e apenas a limalha
de ferro foi adicionada durante o preenchimento do lisímetro, para garantir que as parcelas de
ferro não se perdessem.
Figura 18: Resíduos picados e misturados sobre a lona.
60
O lisímetro foi então preenchido com os resíduos preparados, em cinco camadas, com
uma massa média de 14,33 kg por camada e compactados manualmente, com ajuda de um
pilão. A Tabela 9 mostra a porcentagem de cada parcela dos resíduos e a massa em kg que foi
usada para compor a amostra.
Tabela 9: Resíduos utilizados para composição da amostra.
Resíduos Percentual (%) Massa (kg)
Matéria orgânica 65 46,58
Papel 25 17,91
Metal 4 2,87
Plásticos 3 2,15
Vidro (agregado brita) 3 2,15
3.5 Umidade adicionada aos resíduos
O lisímetro simula uma célula de aterro sanitário em escala reduzida, contudo
diferentemente de aterros sanitários reais estes sistemas não sofrem acréscimos de umidade
resultante das chuvas e nem perdas por evapotranspiração, o que pode limitar o processo de
biodegradação dos resíduos dentro do lisímetro. Embora o lisímetro tenha sido montado fora
do laboratório, no tempo, o local é coberto o que limita a ocorrência de chuva e a incidência
de sol. Por esta razão, históricos de ocorrência de chuvas e evapotranspiração da cidade de
Passo Fundo/RS foram utilizados como parâmetro para a adição de umidade no meio. Dados
mensais dos últimos dez anos foram utilizados para calcular a média semanal de umidade que
seria adicionada, a qual é resultado da diferença entre a precipitação e a evapotranspiração.
Estes dados climatológicos foram obtidos com a Empresa Embrapa Trigo também localizada
na cidade de Passo Fundo/RS. A Tabela 10 apresenta o histórico das médias anuais de
precipitação e transpiração durante o tempo de 10 anos na cidade de Passo Fundo.
61
Tabela 10: Médias de precipitações e evapotranspiração dos últimos 10 anos da cidade de
Passo Fundo.
Ano Precipitações (mm) Evapotranspiração
2001 155,6 113,7
2002 220,0 112,2
2003 163,5 123,2
2004 125,3 128,9
2005 173,7 130,9
2006 131,1 134,9
2007 218,8 127,8
2008 164,7 129,5
2009 183,0 114,0
2010 138,5 121,6
Fonte: adaptado Embrapa Trigo.
Através destes dados, obteve-se a média de precipitação semanal para a área interna do
lisímetro. Considerou-se a diferença entre a precipitação e a evapotranspiração e obteve-se
uma média de 4 litros de precipitação semanais. Dessa forma, foram adicionados toda a
semana 4 litros de água no lisímetro a fim de simular esta precipitação, ajudando assim com
que os parâmetros de umidade dos resíduos chegassem ao mais próximo possível da realidade
em aterros sanitários, simulando as condições reais dos processos de degradação. Para
adicionar a água no lisímetro, uma mangueira de silicone foi utilizada, esta conectada a um
prolongador conectado a um difusor de água que se localiza na parte interna do lisímetro.
3.6 Monitoramento do experimento
Imediatamente após a conclusão do preenchimento do lisímetro, iniciou-se o
monitoramento de parâmetros relacionados aos resíduos sólidos. O sistema de aquisição de
dados foi iniciado e os parâmetros medidos imediatamente enviados ao computador. Neste
item, serão descritos os procedimentos operacionais, equipamentos e análises realizadas
durante o monitoramento do lisímetro.
62
3.6.1 Medição de temperatura
A medição de temperatura dos resíduos fornece informações indiretas quanto à
atividade microbiana no processo de degradação da matéria orgânica, sendo de grande
importância o monitoramento deste parâmetro para estudos em lisímetros. A medição foi feita
através de três sensores de temperatura instalados em três diferentes alturas do tubo
localizadas a 35 cm, 80 cm e 125 cm respectivamente. As medições foram realizadas
diariamente e enviadas ao computador.
3.6.2 Monitoramento do lixiviado
O efluente líquido gerado pela degradação da massa orgânica foi monitorado a fim de
analisar a evolução nos parâmetros microbiológicos mesófilos viáveis anaeróbios e aeróbios e
sólidos totais voláteis (STV) e os parâmetros físico-químicos como pH, DQO, nitrogênio total
Kjeldahl (NTK) e fósforo total. Uma quantidade suficiente para a verificação de todos os
parâmetros acima mencionados foi retirada semanalmente.
Todo o efluente gerado resultante da adição semanal de água, e a própria umidade dos
resíduos se direciona por gravidade, através do sistema de drenagem, para o centro inferior do
tubo, onde um registro de esfera não permite que o efluente flua para fora do sistema. Uma
mangueira de silicone conectada ao registro permite que amostras do efluente sejam retiradas
para as análises.
O lixiviado coletado semanalmente era acondicionado em vidro âmbar estéril e as
análises físicas químicas eram feitas nos laboratórios de ensino do curso de Engenharia
Ambiental da UPF, em que foram analisadas de acordo com o Standard Methods for the
Examination of Water and Wastewater (APHA 2000). A Tabela 10 apresenta os parâmetros
monitorados. Para a obtenção das análises microbiológicas, o efluente foi encaminhado ao
laboratório de Controle de Efluentes (LACE) da UPF e as análises foram desenvolvidas de
acordo com o Mapa (2003). No total foram feitas 9 análises de cada parâmetro. As Tabelas 11
e 12 apresentam a metodologia empregada nas análises, os parâmetros físico - químicos e os
tipos de microrganismos estudados.
63
Tabela 11: Parâmetros físico - químicos do lixiviado analisados.
Parâmetro Metodologia Unidade pH APHA (1998) un
DQO APHA (1998) mg/L O2 Nitrogênio Total Kjeldahl APHA (1998) mg/L
Fósforo Total APHA (1998) mg/P L Sólidos Totais Voláteis APHA (1998) mg/L
Tabela 12: Parâmetros microbiológicos do lixiviado analisados.
Parâmetro Metodologia Unidade Microrganismos Aeróbios
Mesófilos Viáveis (MAPA, 2003) UFC/g
Microrganismos Anaeróbios Mesófilos
(MAPA, 1993) UFC/g
3.6.3 Monitoramento dos recalques
A importância de quantificar os recalques produzidos ao longo do tempo e determinar
o ritmo em que eles ocorrem deve-se, a necessidade de se realizar previsões durante a fase de
projeto de um aterro.
O acompanhamento das compressões ocorridas na massa de resíduos foi feita com o
objetivo de observar o comportamento geotécnico dos resíduos sólidos urbanos e também,
nesta pesquisa o recalque medido teve a finalidade da obtenção da curva tempo-recalque.
Desta forma, foram feitas leituras contínuas dos deslocamentos verticais ocorridos na massa
de resíduos, aos quais foram instantaneamente enviadas ao banco de dados do computador ao
longo dos 100 dias de monitoramento.
Já com os recalques medidos, curvas foram feitas para melhor avaliação do
comportamento dos resíduos. O recalque acumulado foi adaptado a modelos de previsão de
recalques, aos quais estão descritos no item subseqüente.
64
3.6.4 Modelos de previsão de recalques
No presente trabalho os recalques da massa de resíduos foram medidos no lisímetro e
os dados de compressibilidade ocorridos durante o tempo de monitoramento foram tratados e
aplicados a modelos de compressibilidade. No entanto, na prática, a utilização principal de um
modelo de compressibilidade é estimar os recalques antes que eles ocorram (ALCÂNTARA,
2007). Neste trabalho, os modelos foram utilizados para fundar parâmetros obtidos no
monitoramento do ensaio de laboratório, os quais poderão ser utilizados para previsão do
recalque em condições semelhantes.
Os modelos de recalques utilizados para calibração dos dados estão listados abaixo:
a) Modelo Clássico de Sowers (1973 apud SIMÕES, 2000)
b) Modelo de Bjarngard e Edgers (1990 apud SIMÕES, 2000)
c) Modelo Biológico Meruelo (ARIAS, 1994 apud ALCÂNTARA, 2007)
65
CAPÍTULO 4. RESULTADOS E DISCUSSÕES
Neste capítulo, serão apresentados e discutidos os resultados obtidos através do estudo
do comportamento dos resíduos no lisímetro, referentes ao tempo de monitoramento deste
trabalho de pesquisa. Na apresentação dos resultados, procura-se manter a seqüência de etapas
indicadas nos Materiais e Métodos (Capítulo 3). Inicialmente, serão apresentados os
resultados obtidos do monitoramento da temperatura, da composição do lixiviado e dos
recalques resultantes. Depois, será apresentada, na forma de gráficos, a evolução temporal do
comportamento de cada uma das variáveis observadas durante o monitoramento. Por fim, os
dados obtidos dos recalques acumulados ao longo do tempo dos resíduos sólidos urbanos
estudados nesta pesquisa, serão inseridos em modelos de previsão de recalques e comparados
com dados de monitoramento de resíduos puramente orgânicos obtidos através de estudo
anterior efetuado por Santos (2010).
4.1 Monitoramento do lisímetro
4.1.1 Monitoramento da temperatura
A temperatura no interior de aterros sanitários constitui importante fator para a
evolução dos processos de degradação dos resíduos. Entre os principais fatores que
influenciam a cinética dos processos de biodegradação, a temperatura é considerada um dos
mais relevantes, pois afeta diretamente o metabolismo dos microrganismos (MARQUES,
2001).
Nesta pesquisa, os sensores de temperatura foram instalados em três alturas do
lisímetro, conforme apresentado no Capítulo 3. Logo após a conclusão do preenchimento do
lisímetro e a instalação do sistema de aquisição de dados (SAD), verificou-se uma variação
significativa dos valores nas temperaturas dos sensores S1 e S3, fazendo com que, apenas os
valores obtidos pelo sensor localizado na altura média da coluna de resíduos (S2) fossem
66
considerados. O gráfico com as temperaturas obtidas através do monitoramento neste sensor
está apresentado na Figura 19.
Figura 19: Variação da temperatura dos resíduos sólidos com o tempo.
As temperaturas apresentadas tiveram grandes oscilações ao longo do período
monitorado, registrando máximas em torno de 26,2 ºC, na terceira semana do primeiro mês de
monitoramento (agosto) e mínimas de 11,2 ºC no início da segunda semana de monitoramento
(agosto). Esta temperatura mínima observada se estendeu ao longo de três dias seguidos,
permanecendo bem abaixo dos valores encontrados na literatura, geralmente em torno de
20ºC (CARVALHO, 1999). Isto pode ter ocorrido, possivelmente pela troca de calor com o
meio externo, já que o lisímetro ficou exposto durante o tempo de monitoramento as
condições climáticas e o mês de agosto é caracterizado por temperaturas baixas na região sul
do país, e também, devido à espessura da parede do lisímetro. Segundo Alcântara (2007), para
reduzir a interferência da temperatura ambiente no processo de degradação em lisímetros, as
paredes do mesmo devem ser construídas em alvenaria de tijolos cerâmicos, pois se
constituem em um material de baixa condutividade térmica e elevado calor específico e,
portanto, contribuem para diminuir a troca de calor com o meio externo, evitando variações
bruscas de temperatura.
67
Nos dois primeiros dias de monitoramento, a temperatura média ficou de 22,5 ºC e nos
nove dias seguintes, a temperatura média caiu para 13,72, isto pode ter ocorrido, pois, os
resíduos sendo revolvidos e introduzidos no lisímetro, incorporam em seus vazios, uma boa
parcela do ar atmosférico, de modo que no primeiro instante após a compactação, o processo
de degradação é essencialmente aeróbio. Segundo Alcântara (2007), as transformações
biológicas, sob condições aeróbias, são fortemente exotérmicas e liberam grandes quantidades
de calor, o que explica essa elevação inicial de temperatura. Ainda, o autor considera que essa
fase exotérmica, característica da degradação inicial em aterros, pode durar várias horas a uma
semana, dependendo das características de compactação e umidade da massa de resíduos.
A variação de temperatura observada nesta pesquisa, ao longo do período de
monitoramento, ficou em torno de 15 ºC entre máximas e mínimas. Para condições
anaeróbias, a qual é dominante nos aterros sanitários, a biodegradação ocorre em temperaturas
entre 20 ºC a 44 ºC CARVALHO (1999). Nesta pesquisa, 51% dos dias de monitoramento, as
temperaturas ficaram em torno de 20 ºC, o que pode ter propiciado um aumento na
degradação da matéria orgânica dos resíduos. Segundo Junqueira (2000), as temperaturas da
massa de resíduos em aterros geralmente não ultrapassam 50 ºC, com valores mais elevados
na fase inicial aeróbia, devida à atividade exotérmica das bactérias aeróbias que se utilizam do
grau de oxigênio disponível no início do processo de aterramento, liberando calor durante a
degradação da matéria orgânica. Com o avanço da atividade aeróbia, segundo o autor, a falta
de contato do lixo com a atmosfera faz com que o nível de oxigênio decaia propiciando o
desenvolvimento de bactérias anaeróbias e conseqüentemente, queda nas temperaturas.
Carvalho (1999) registrou temperaturas da ordem de 31 ºC a 38 ºC para resíduos
localizados, respectivamente, a cerca de 4,0 e 6,0 m de profundidade no Aterro Sanitário
Bandeirantes, em São Paulo. Para o mesmo aterro, relatórios de avanço de perfuração para
instalação de drenos apontam temperaturas entre 42ºC e 59ºC, neste caso a profundidades da
ordem de 30,0 m. Já em estudos de lisímetros, Alcântara (2007) em sua pesquisa registrou
temperaturas estabilizadas em torno de 30ºC durante a maior parte do tempo de
monitoramento. Brummeler (1993 apud GARCEZ, 2009), observou melhor desempenho das
bactérias metanogênicas em lisímetros, a partir do momento em que a temperatura atingiu
valores mais altos, na faixa de 40ºC e 55ºC e que, entre 14ºC e 20ºC a taxa de digestão foi
muito baixa com a produção de gases atingindo apenas 20% do potencial do experimento.
Alcântara (2007) apresenta em seu trabalho faixas de temperaturas e de
microrganismos predominantes nos lisímetros, desconsiderando a fase aeróbia inicial.
68
Segundo a Figura 20, até 20ºC os microrganismos predominantes são os Psicrófilos, e entre
20ºC e 45ºC a predominância é dos Mesófilos.
Figura 20: Faixa de temperatura e microrganismos predominantes em lisímetros.
A temperatura predominante encontrada no tempo de monitoramento deste
experimento, como mencionado acima, ficou em torno de 20ºC, o que indica que a
decomposição dos resíduos foi basicamente efetuada na transição entre microrganismos
Psicrófilos e Mesófilos.
4.1.2 Monitoramento do lixiviado
Neste item serão abordados os resultados obtidos referentes ao monitoramento de
parâmetros microbiológicos e físico químicos, mais especificadamente serão discorridos os
valores obtidos resultantes de análises feitas semanalmente, do número de organismos
microbiológicos mesófilos viáveis anaeróbios e aeróbios e valores referentes a sólidos fixos e
voláteis e os parâmetros físico-químicos como pH, DQO, nitrogênio total e fósforo total.
4.1.2.1 Comportamento microbiológico do lixiviado
Segundo Carvalho (1999) os processos de decomposição biológica dos RSU aterrados
ocorrem inicialmente por processos aeróbios e predominantemente por processos anaeróbios.
Os processos anaeróbios, aqueles que ocorrem com ausência de oxigênio molecular (O2), são
os mais efetivos. Quando o resíduo é disposto no aterro desenvolvem-se alguns processos de
69
decomposição aeróbia até que todo o oxigênio absorvido no resíduo seja consumido. Esta fase
aeróbia tem curta duração, em média algumas semanas. Os organismos anaeróbios perduram
decompondo a matéria orgânica por toda a vida do aterro.
Segundo Simões (2000), a digestão anaeróbia pode ser considerada como um
ecossistema onde diversos grupos de microrganismos trabalham interativamente na conversão
de matéria orgânica complexa em metano, gás carbônico, água, gás sulfídrico e amônia, além
de novas bacterianas.
A análise dos microrganismos do lixiviado se baseia na quantificação dos mesmos
para identificar indiretamente as fases em que de decomposição em que se encontra a massa
de resíduos, conforme mostra a Figura 21.
Figura 21: Densidade dos microrganismos aeróbios e anaeróbios mesófilos viáveis totais.
Durante o período de monitoramento pode-se verificar claramente a atuação dos
microrganismos aeróbios na decomposição dos resíduos no início da retirada do lixiviado para
análise (semana 1). Pode-se dizer que as condições iniciais da massa de resíduos, propiciaram
uma permanência de oxigênio nos vazios dos resíduos por alguns dias. Na semana seguinte, a
densidade dos microrganismos aeróbios mesófilos viáveis apresentou uma drástica queda, de
9,4 x 10+3 para 4,8 x 10+2, ao mesmo tempo os microrganismos anaeróbios mesófilos viáveis
tiveram um pequeno aumento de 0,8.10+3, entre a primeira e a segunda semana de
monitoramento.
70
Após a segunda semana de monitoramento a decomposição da matéria orgânica foi
predominantemente provocada pelos microrganismos anaeróbios. Ao longo de todo esse
período, a densidade de microrganismos anaeróbios mesófilos viáveis sofreu pequenas
oscilações apresentando comportamento relacionado à fase de decomposição dos resíduos
com predominância anaeróbia. A verificação do crescimento populacional dos
microrganismos anaeróbios mesófilos totais apresenta correlação com a temperatura e com o
pH, estes apresentando na maior parte do tempo de monitoramento comportamento propício
a decomposição por microrganismos anaeróbios.
4.1.2.2 Análises físico-químicas do lixiviado
4.1.2.1.1 Sólidos Totais Voláteis (STV)
O processo de bioestabilização de RSU, que compreende a utilização de material
orgânico pelos microrganismos, inicia-se basicamente pela hidrólise dos sólidos voláteis
(SV), produzindo material solúvel que pode ser metabolizado. O teor de sólidos totais voláteis
(STV) expresso como uma porcentagem dos sólidos totais é utilizado normalmente como uma
medida indireta de biodegradabilidade da fração orgânica de RSU (ALCÂNTARA, 2007).
Nesta pesquisa, o monitoramento do teor de sólidos totais voláteis obtidos através de
análises do lixiviado está apresentado na Figura 22.
71
Figura 22: Variação dos sólidos totais voláteis no lixiviado com o tempo.
Os resultados obtidos na determinação dos sólidos totais voláteis servem de suporte na
avaliação da evolução da degradação, sendo possível verificar que a concentração de sólidos
totais voláteis inicial estava bastante alta e já na segunda amostragem ouve uma queda brusca
nas concentrações de STV, caindo de 15027 mg/L a 9727 mg/L. Freitas (2009), avaliou a
composição de STV no lixiviado do aterro sanitário Jockey Club e obteve uma composição
média de 2295 mg/L e mínima de 1792 mg/L e máxima de 4110 mg/L. Já Cintra (2003),
obteve composição média de STV de 6143 mg/L para o lixiviado do aterro sanitário de Belo
Horizonte. A composição de STV obtida pela análise do lixiviado do lisímetro ficou com uma
média de 9186 mg/L, muito mais alta do que as concentrações encontradas por Freitas (2009)
e relativamente maior que a concentração média encontrada por Cintra (2003). O valor
mínimo e máximo encontrado é respectivamente de 15027 mg/L e 6207 mg/L. Isto indica
uma grande degradabilidade dos resíduos e conseqüente maior geração de gases durante a
maior parte do monitoramento. Na quarta para quinta semana de monitoramento foi observada
uma queda nas concentrações de STV, indicando uma redução da biodegradação dos resíduos.
Esta mesma redução das concentrações ocorridas para o STV podem ser vistas claramente no
comportamento dos recalques ao longo do tempo. Os recalques apresentaram uma redução de
valores na quarta semana de monitoramento até os últimos dias avaliados nesta pesquisa
(Figura 27), chegando a permanecer constantes durante várias semanas. Isto pode ter
72
correlação com a degradação dos resíduos que reduziu sua intensidade a partir da quarta
semana de monitoramento, como indica o comportamento dos STV na Figura 22.
4.1.2.1.2 pH
O pH é uma medida da concentração de íons presentes na fase líquida. Ele é o
resultado da interação entre as diversas substâncias dissolvidas na massa líquida. Segundo
Souto (2009), muitas substâncias são produzidas ou consumidas pelos microrganismos e a
biota presente no meio também age sobre o pH. A recíproca é verdadeira, ou seja, a condição
de pH também afeta processos químicos e biológicos. Então, o pH pode ser usado como um
indicativo das condições predominantes no meio em estudo. Segundo ao autor, o pH varia em
função dos processos biológicos que acontecem na massa de resíduo e existem duas faixas
bem nítidas de pH, uma em torno de 6,0, correspondente a fase ácida, e outra em torno de 8,0,
correspondente a fase metanogênica. Valores intermediários só ocorreriam nos períodos de
transição entre essas fases.
Figura 23: Variação do pH no lixiviado com o tempo.
73
Observando os valores obtidos no monitoramento do lixiviado resultante da
decomposição e da adição de 4 L semanais de água, fica claro que os resíduos, durante os 100
dias de monitoramento permaneceram na fase ácida. Observa-se que o pH inicial foi de 4,4
representando um valor ligeiramente ácido. De acordo com a literatura técnica esse não é um
valor comumente encontrado para resíduos frescos.
Segundo Garcez (2009), o valor inicial ácido pode ser decorrente do acúmulo de
ácidos orgânicos em quantidade suficiente para alterar o pH, devido a fermentação inicial dos
RSU que ocorre durante o tempo decorrido de disposição dos resíduos nas fruteiras, a coleta e
o transporte até a disposição final.
É necessário salientar que os resíduos orgânicos foram recolhidos no supermercado e
permaneceram armazenados em caixas de papelão ao longo de um dia, só após sendo tratados
e introduzidos no lisímetro. As análises iniciais ocorreram no início da manhã seguinte após o
preenchimento do lisímetro, o que possibilita tempo suficiente para possível alteração do pH.
Após a caracterização inicial, que equivale a primeira semana de monitoramento do
lixiviado, observa-se que para a amostra da semana seguinte o pH teve uma variação bastante
rápida, onde em apenas 7 dias já se estabeleceu em valores mais elevados, enquanto que
permaneceu na mesma faixa por mais três semanas, logo após caindo para uma média de pH
5,0 ao longo das últimas três semanas de monitoramento, caracterizando bem a fase ácida. Os
valores de pH que permaneceram abaixo de 6 podem indicar que o resíduo esta em fase de
transição, tanto entre a primeira e segunda semana de monitoramento, até para as duas últimas
semanas.
4.1.2.1.3 DQO
A demanda química de oxigênio (DQO) é um parâmetro que caracteriza, de modo
indireto, a quantidade de oxigênio consumido num processo de degradação química de
matéria orgânica dissolvida, presente no lixiviado, seja ela biodegradável ou não
(ALCÂNTARA, 2007). Assim, pode-se dizer que, por analogia, a variação da DQO em
relação ao tempo de aterramento expressa, de forma indireta, o rendimento da atividade
microbiana ativa.
74
Segundo Carvalho (1999), a biodegradabilidade da fração orgânica do RSU em aterros
sanitários pode ser avaliada pela demanda química de oxigênio (DQO) e pelo conteúdo de
sólidos voláteis.
Os resultados das análises desse parâmetro e suas variações ao longo do período de
monitoramento do lisímetro estão ilustrados na Figura 24. Nessa figura, observa-se que os
valores de DQO variaram relativamente, tendo um pequeno decréscimo inicialmente e, após,
tendo um aumento de 2920 mg/L para o maior valor medido de DQO que é 6197 mg/L. Após
isto a DQO decaiu mas em valores bem baixos, indicando a permanência dos componentes
orgânicos.
Figura 24: Variação de DQO no lixiviado com o tempo.
O valor máximo de DQO, que é de 6197 mg/L encontrado no lixiviado, pode ser
considerado normal, levando em conta o tempo de aterramento dos resíduos. Valores de DQO
apresentados por Tochobanoglous et al. (1993 apud CARVALHO, 1999), para resíduos
aterrados a menos de dois anos, se encontram na faixa de 3000 a 60000 mg/L e para resíduos
aterrados a mais de dez anos, a faixa fica entre 100 a 500 mg/L.
Os resultados mostrados na Figura 24 são compatíveis com as fases ácida e
metanogênica de degradação. Segundo Alcântara (2007), no inicio do processo de
biodegradação dos resíduos em aterros, que compreende as fases aeróbia inicial e de
transição, os valores de DQO são relativamente baixos e crescem atingindo os valores
máximos durante a fase ácida, resultante, principalmente, à dissolução de ácidos orgânicos no
75
lixiviado. No início da fase metanogênica, com o incremento no consumo de ácido acético
que é convertido em CH4, os valores de DQO começam a decrescer.
4.1.2.1.4 Nitrogênio Total kjeldahl (NKT)
As concentrações de nitrogênio estão diretamente relacionadas aos percentuais de
matéria orgânica nos resíduos sólidos, uma vez que o nitrogênio é constituinte das proteínas
(SOUTO, 2009). Nesta pesquisa apenas o nitrogênio total (NTK) foi monitorado, que engloba
o nitrogênio orgânico e do nitrogênio amoniacal (medidos como NTK). Segundo Garcez
(2009), o nitrogênio total Kjeldahl (NTK) é um elemento essencial na síntese de proteínas. A
Figura 25 apresenta o teor de NTK obtido através de análises químicas feitas semanalmente
no lixiviado durante o período de monitoramento do lisímetro.
Figura 25: Variação de Nitrogênio total (NTK) do lixiviado com o tempo.
Conforme demonstrado na Figura 25, o NTK teve um valor inicial de 50 mg/L . Os
valores oscilaram entre 50 mg/L e 199 mg/L sendo a maioria dos valores ficando entre 34
mg/L a 73 mg/L.
76
Estudo feito por Reichert (1999) em lixiviado de um aterro sanitário antigo, obteve
valores de nitrogênio NTK considerados altos pelo autor, na faixa de 500 a 700 mg/L.
Polprasert et al. (2006 apud FREITAS, 2009) avaliaram a quantidade de NTK no lixiviado de
um aterro sanitário e obtiveram valores variando entre 140 a 312 mg/L. Segundo os dados
encontrados na literatura os valores encontrados no lixiviado gerado através do estudo feito no
lisímetro, tiveram mínimas muito baixas quando comparado as mínimas encontradas pelos
autores estudados, porém a máxima encontrada foi de 199 mg/L o que fica dentro da
encontrada por Polprasert et al. (2006 apud FREITAS, 2009).
4.1.2.1.5 Fósforo
Nos processos de decomposição aeróbios e anaeróbios, o fósforo é utilizado como um
nutriente para a formação celular. A Figura 26 apresenta a quantidade de fósforo medida no
tempo de monitoramento do lixiviado.
Figura 26: Variação de Fósforo no lixiviado com o tempo de monitoramento.
Conforme demonstrado por meio da Figura 26, o valor inicial do teor de fósforo foi de
11 mg/L. Até a segunda semana houve uma pequena elevação dessa variável, alcançando o
77
valor de 12 mg/L, o maior valor medido durante o monitoramento. Após o período inicial,
ocorreram pequenas oscilações, chegando a valor mínimo de 9 mg/L.
Segundo Carvalho (1999), a quantidade de fósforo geralmente encontrada no lixiviado
de aterros sanitários fica entre 5 a 100 mg/L para aterros novos com mais ou menos dois anos
de operação e de 5 a 10 mg/L para aterros com mais de dez anos de funcionamento.
Bordin (2010) verificou diversas faixas de fósforo total encontradas em vários aterros
sanitários brasileiros e obteve valores distintos para cada aterro conforme apresentado na
Tabela 13.
Tabela 13: Faixas de valores de fósforo total verificadas em lixiviados de aterros sanitários
brasileiros.
Parâmetro
Aterro
Londrina Paraná
Niterói RJ João
Pessoa Belo
Horizonte Gramacho
RJ Gericinó
RJ
São Leopoldo
RS Fósforo total
(mg/L) 1 - 3 5,4 – 5,5 23 - 23 11 - 38 14 - 60 3 - 49 1,9 - 26
Fonte: Adaptado de Bordin (2010).
Os valores de fósforo no lixiviado encontrados nesta pesquisa, não se distanciaram de
valores encontrados na literatura, mostrando que a quantidade é normal ao tipo de resíduo
estudado.
4.1.3 Monitoramento dos recalques
No presente trabalho, conforme item 3.2, os recalques superficiais foram medidos,
utilizando-se de um encoder. Os dados de monitoramento dos recalques da massa de resíduos
sólidos urbanos obtidos através do ensaio de laboratório são resultantes de 100 dias corridos
de monitoramento e leituras com intervalo de 1 hora, resultando em 24 leituras por dia.
As Figuras 27 e 28 mostram as curvas de recalques ao longo do tempo. Observa-se um
valor de recalque total de 24 % da altura inicial da coluna de resíduos. Segundo dados da
literatura, os valores de recalques observados em aterros sanitários se situam entre 10 % a 30
% da altura inicial do aterro e a maioria deles ocorrem nos primeiros anos após a disposição,
diminuindo a velocidade de andamento nos anos subseqüentes (CARVALHO, 1999).
78
Figura 27: Evolução temporal dos recalques da massa de resíduos.
Na Figura 27, pode-se observar que o período inicial de monitoramento foi marcado
por elevados valores de recalques, a partir do qual se verifica uma modificação mais
pronunciada no comportamento da curva. Os dados de variação de altura da coluna de
resíduos mostram que a taxa de recalques decresce progressivamente até o tempo t = 32, após
isto a compressão se mantém com baixos acréscimos. Esse comportamento é melhor
observado na Figura 28, onde apresenta-se um gráfico da velocidades de recalques com o
tempo, representativo dos pontos observados. Neste gráfico verifica-se que a velocidade vai
de 160 mm/dia, para os primeiros estágios de observação, até 25 mm/dia, para os estágios
médios e até chegar a 0 mm/dia no tempo final de observação. Nos primeiros 10 dias de
monitoramento a velocidade média dos recalques foi de 26,7 mm/dia, para um recalque total
de 267 mm e no intervalo de tempo de 10 a 100 para um recalque de 129 mm a velocidade
média observada foi de 1,43 mm/ dia.
79
Figura 28: Evolução temporal da velocidade média de recalques da massa de resíduos.
Na Figura 28 pode ser evidenciado grandes variações na velocidade de degradação dos
resíduos, indicando que a variação da velocidade de compressão pode variar bastante em
função do tempo, devido, provavelmente, a alterações na evolução do processo de
degradação, o que poderia acentuar, mais ou menos, o efeito da biodegradação no recalque.
Percebe-se, que os dados resultantes do monitoramento apresentaram velocidades médias
iniciais muito elevadas e vão diminuindo com o tempo, inicialmente, de forma muito rápida e
depois, mais lenta, até se manterem uniformes.
4.1.4 Calibração de modelos de recalques
A aplicação de alguns modelos de compressão foi feita primeiramente para se
determinarem os parâmetros de cada modelo analisado que possibilitam um melhor ajuste aos
dados experimentais obtidos durante o tempo de monitoramento do lisímetro. Todos os
modelos de ajustes estudados neste item foram analisados com o auxílio do Software Excel
2007 para o ajuste das curvas.
80
4.1.4.1 Modelos convencionais
4.1.4.1.1 Modelo Sowers
Segundo Carvalho (1999), Sowers (1973) foi o primeiro a avaliar a compressibilidade
numa massa de resíduos em um aterro sanitário por meio de aproximação mecânica dos solos.
Através de dados de monitoramento a campo, Sowers (1973), conclui que, desde que não
ocorram mudanças significativas no interior das células, ou seja, desde que os diversos fatores
que poderiam influenciar no processo de degradação (temperatura, umidade e pH)
permaneçam constantes, a relação recalque ao longo do tempo é aproximadamente linear. O
autor, admitiu que os recalques totais de um aterro podem ser divididos em duas parcelas:
uma gerada por solicitações mecânicas e, a outra, gerada pela decomposição biológica do
RSU ao longo do tempo.
Na verificação do modelo Sowers (1973 apud SIMÕES, 2000), a compressão primária
foi obtida através da Equação 1, considerando-se que o intervalo de tempo em que os
recalques primários ocorreram no lisímetro foram de 8 dias. O coeficiente de compressão
inicial (C’c) foi determinado através do ajuste da mesma equação aos dados experimentais. Já
os recalques secundários foram calculados através da Equação 2, considerando-se a
compressão secundária no intervalo entre 8 a 100 dias. Os parâmetros obtidos tanto na
compressão primária como na secundária podem ser vistos na Tabela 14.
Na Figura 29, pode ser visto o gráfico de recalque em função do tempo para os dados
experimentais e as curvas de ajuste ao modelo. Os parâmetros coeficiente de compressão
primária médio (C’c) e o coeficiente de compressão secundária médio (C’α), foram
modelados aos dados de recalque total acumulado ao longo dos 100 dias de monitoramento,
considerando 3 intervalos de tempo, sendo apresentados na Tabela 14. Na Tabela 15 estão
apresentados os valores de C’c e C’α para intervalos de tempo de monitoramento.
81
Tabela 14: Parâmetros utilizados no cálculo de C’c e C’α para estimativa dos recalques em
resíduos sólidos urbanos via modelo de Sowers.
H0
(mm)
σ'vo
(KN/m²)
∆σ’ vo
(KN/m²)
t1
(dia)
t2
(dia)
Média
C’c C’α
1650 3,71 7,42 8 100 0,073 0,0032
Tabela 15: Valores de coeficiente de compressão primária (C’c) e coeficiente de compressão
secundária (C’α) para resíduos sólidos urbanos em intervalos de tempo de monitoramento.
Intervalo de tempo (dia) C’c C’α
1 – 15 0,2 0,00643
16 – 30 0,017 0,0017
31 - 100 0,0021 0,0012
Figura 29: Curva de ajuste ao modelo de recalque Sowers aos dados experimentais de
resíduo sólido urbano.
Santos (2010) monitorou o comportamento de resíduos puramente orgânicos no
mesmo equipamento utilizado no experimento atual e sob as mesmas condições de
compactação por 77 dias. Os dados de compressibilidade encontrados pelo autor foram
C’c: 0,073 C’α: 0,0032
82
modelados ao método de compressibilidade Sowers, valores de coeficiente de compressão
primária (C’c) e o coeficiente de compressão secundária (C’α) encontrados foram de 0,040 e
0,0073 respectivamente. A curva juntamente com os parâmetros médios C’c e C’α obtidos
através do ajuste estão apresentados na Figura 30. Na Tabela 16 estão apresentados os valores
utilizados na obtenção da curva e os parâmetros modelados no resíduos puramente orgânico e
na Tabela 17 estão os valores encontrados em três intervalos de tempo.
Figura 30: Curva de ajuste ao modelo de recalque Sowers aos dados experimentais de
resíduo sólido orgânico.
Tabela 16: Parâmetros utilizados no cálculo de C’c e C’α para a estimativa dos recalques via
modelo de Sowers de resíduo sólido orgânico.
H0
(mm)
σ'vo
(KN/m²)
∆σ’ vo
(KN/m²)
t1
(dia)
t2
(dia)
Média
C’c C’α
1650 3,71 7,42 5 77 0,040 0,0073
C’c: 0,040 C’α: 0,0073
83
Tabela 17: Valores de coeficiente de compressão primária (C’c) e coeficiente de compressão
secundária (C’α) para resíduos sólidos orgânicos em intervalos de tempo de
monitoramento.
Intervalo de tempo (dia) Parâmetros
C’c C’α
1 – 15 0,09 0,00987
16 – 30 0,022 0,0078
31 - 100 0,01 0,0042
Alcântara (2007) apresenta os parâmetros de coeficiente de compressão primária (C’c)
e o coeficiente de compressão secundária (C’α) modelados através de ajuste a dados obtidos
através do monitoramento de dois lisímetros em grande escala contendo resíduo sólido
urbano. Um lisímetro foi monitorado ao longo de 735 dias e o outro foi monitorado por 413
dias. A média de C’c para o primeiro e a média de C’α para o segundo encontradas,
respectivamente foram, 0,083 e 0,080. Isto mostra que o valor de coeficiente de compressão
primária (C‘c) encontrado para os resíduos urbanos se aproximou do resultado obtido pelo
autor, já para os resíduos orgânicos, o valor de C’c ficou relativamente abaixo. Os valores do
coeficiente de compressão secundária (C’α) encontrados ficaram muito abaixo dos valores
obtidos por Alcântara (2007), nos dois casos.
4.1.4.1.2 Modelo Bjarngard e Edgers
A partir de dados de monitoramento de recalques em campo, Bjarngard e Edgers
(1990 apud SIMÕES, 2000) elaboraram um modelo para determinação de recalques em
aterros sanitários (Equação 3). A Figura 31 apresenta os resultados obtidos dos ajustes
matemáticos aos dados de monitoramento do lisímetro com resíduo sólido urbano. Na Tabela
18 estão apresentados o resumo dos dados necessários para a aplicação do modelo,
juntamente com os valores C’α1 e do C’α2 médios obtidos por ajustes matemáticos aos dados
de monitoramento. O ajuste que resultou no C’α1 = 0,026, corresponde ao primeiro trecho da
curva, resultante da compressão secundária devido ao fenômeno de deformação lenta. O
segundo trecho, C’α2 = 0,0018, além de envolver os fenômenos de deformação lenta também
corresponde a decomposição físico–química e biológica do resíduo ao longo do tempo. Pode-
84
se observar na figura que, os recalques previstos adaptados ao modelo, em geral, ajustaram-se
bem aos pontos experimentais.
Figura 31: Curva de ajuste ao modelo de recalque Bjarngard e Edgers aos dados
experimentais de resíduo sólido urbano.
Tabela 18: Parâmetros de aplicação ao modelo de recalque Bjarngard e Edgers a resíduos
sólidos urbanos.
H0
(mm)
σ'vo
(KN/m²)
∆σ’ vo
(KN/m²)
t1
(dia)
t2
(dia)
t3
(dia)
Média
C’α1 C’α2
1650 3,71 7,42 7 50 100 0,026 0,0018
Os parâmetros encontrados em intervalos de tempo de monitoramento estão listadas na
Tabela 19.
C’α1: 0,026 C’α2: 0,0018
85
Tabela 19: Valores de C’α1 e C’α2 para resíduos sólidos urbanos em intervalos de tempo de
monitoramento.
Intervalo de tempo (dia) Parâmetros
C’α1 C’α2
1 – 2 0,09 0,005
3 – 8 0,008 0,000005
9 - 20 0,006 0,002
21 - 100 0,00009 0,0001
O modelo de Bjarngard e Edgers (1990 apud SIMÕES, 2000), foi aplicado também
aos valores obtidos de recalques por Santos (2010) que monitorou o comportamento de uma
amostra de resíduos sólidos puramente orgânicos. A curva obtida através dos ajustes ao
modelo (Figura 32), assim como os parâmetros C’α1 e C’α2 obtidos, estão listados na Figura
32.
Figura 32: Curva de ajuste ao modelo de recalque Bjarngard e Edgers aos dados
experimentais de resíduo orgânico.
C’α1: 0,057 C’α2: 0,060
86
Tabela 20: Valores de C’α1 e C’α2 para resíduos orgânicos em intervalos de tempo de
monitoramento.
Intervalo de tempo (dia) Parâmetros
C’α1 C’α2
1 – 8 0,09 0,09
9 – 30 0,08 0,08
31 – 100 0,0008 0,0077
Tabela 21: Parâmetros de aplicação ao modelo de recalque Bjarngard e Edgers a resíduos
sólidos orgânicos.
H0
(mm)
σ'vo
(KN/m²)
∆σ’ vo
(KN/m²)
t1
(dia)
t2
(dia)
t3
(dia)
Média
C’α1 C’α2
1650 3,71 7,42 5 30 77 0,057 0,060
Os resultados apresentados nos gráficos Figura 31 e Figura 32 e as medidas dos
parâmetros indicados na Tabela 20 e Tabela 21 mostram que o modelo de Bjarngard e Edgers
(1990) ajusta-se bem melhor aos dados experimentais dos resíduos com composição urbana
do que o modelo de Sowers (1973). Os resíduos puramente orgânicos obtiveram valores de
C’α1 e C’α2 relativamente maiores do que os resíduos urbanos, principalmente o C’α2 que
equivale a compressão lenta resultante da degradação da fração orgânica, como já era
esperado devido as características dos resíduos orgânicos serem muito mais propensas a maior
degradabilidade. Carvalho (1999) aplicou o método de Bjarngard e Edgers (1990) na
modelagem de dados de monitoramento de uma aterro sanitário com resíduos sólidos urbanos
e obteve valores distintos para variados intervalos de monitoramento. Os resultados estão
apresentados na Tabela 22.
87
Tabela 22: Parâmetros obtidos do ajuste de dados de campo ao modelo de recalque de
Bjarngard e Edgers.
Parâmetros ajustados
C’α1 C’α2
0,0085 0,0865
0,0079 0,0670
0,0117 0,0859
0,0109 0,0910
Fonte: Adaptado de CARVALHO (1999).
Nota-se que mesmo os parâmetros do resíduo orgânico terem resultado em valores de
C’α1 e C’α2 maiores, nenhum dos dois ajustes as curvas do modelo para o parâmetro C’α2 se
aproximaram dos valores encontrados por Carvalho (1999). O C’α2 para o resíduo de
composição urbana, obteve resultados muito abaixo do esperado, que foi de 0,0018. O C’α2
pode ter resultado em baixos valores porque este parâmetro envolve além de deformações
lentas, as resultantes do processo de degradação físico-química e biológica do resíduo,
demonstrando a baixa degradação do resíduo urbano no tempo de monitoramento. Já o C’α1
para os dois casos resultaram em um valor acima do encontrado pela autora. Isto se explica
porque este parâmetro corresponde ao primeiro trecho da curva, correspondente aos recalques
resultantes do fenômeno de compressão resultante do re-arranjo e da quebra de elementos
sólidos devido ao peso próprio do RSU e o monitoramento do aterro efetuado por Carvalho
(1999), marcou como tempo zero o inicio do monitoramento do aterro e não logo após os
resíduos terem sido aterrados.
Simões (2000) diz que a avaliação destes parâmetros é normalmente feita a partir de
dados de monitoramento de campo. A utilização de ensaios de laboratório apresenta grandes
dificuldades, principalmente no que diz respeito à representatividade das amostras e à
consideração dos efeitos de tempo, fator de uma importância na avaliação dos processos de
decomposição química e biológica.
88
4.1.4.2 Modelos biológicos
4.1.4.2.1 Modelo Meruelo
No modelo de recalque Meruelo (ARIAS, 1999 apud ALCÂNTARA, 2007), a
identificação da hidrólise é considerado o fator limitante no processo de biodegradação dos
resíduos. Segundo Simões (2000), esta hipótese é baseada no fato de que a hidrólise é o
mecanismo mais freqüentemente utilizado pelos microrganismos para transformar compostos
orgânicos complexos em compostos mais simples, possibilitando assim, a obtenção de
condições favoráveis à completa decomposição do resíduo em estágios sucessivos. Segundo o
autor, a constante de hidrólise é um parâmetro, que pode variar até quatro ordens de grandeza,
dependendo da composição do resíduo, pH, temperatura e, principalmente, das condições de
umidade. Efeitos viscosos dos componentes dos resíduos, também estão associados a
hidrólise.
As curvas de ajuste ao modelo Meruelo (Equação 6) aos valores medidos
experimentalmente dos resíduos sólidos urbanos e os valores de recalque dos resíduos
puramente orgânicos medidos por Santos (2010), podem ser vistos na Figura 33 e na Figura
34. Na Tabela 23 estão apresentados os valores usados na aplicação do modelo, bem como os
parâmetros α que corresponde ao coeficiente de perda de massa que se transforma em
recalque, e Kh que corresponde ao coeficiente de hidrólise, obtidos através da calibração do
modelo Meruelo.
Na equação do modelo, o valor de COD que corresponde ao conteúdo orgânico
degradável, segundo Palma (1995 apud MELO, 2003), nos estudos de compressibilidade de
resíduos sólidos, a fração total de matéria orgânica dos resíduos sólidos urbanos aterrados na
Espanha é de 50% e assume-se que o COD corresponde a 0,25, ou seja, este valor equivale a
metade da fração total orgânica. Neste estudo o valor de COD para os resíduos de composição
urbana foi de 0,33 e para os resíduos puramente orgânicos foi de 0,50, pois a porcentagem
total de matéria orgânica equivalente é de 65% e 100%. Neste modelo, o critério aplicado é
que, do total da matéria orgânica dos resíduos, somente metade dará lugar aos recalques. O
tempo de construção (Tc) adotado, marcado a partir do início da introdução dos resíduos no
lisímetro, até o fechamento do mesmo foi de aproximadamente 6 horas para os dois casos.
Portanto, foi adotado o Tc de 0,25 dias. Os valores de coeficiente de hidrólise (Kh) e do
89
coeficiente de perda de massa que se transforma em recalques (α), indicados na Tabela 23,
foram estimados em função do melhor ajuste aos valores experimentais.
Para os dois casos foram utilizados valores constantes de α e Kh e como pode ser visto
as curvas de ajuste, em alguns trechos, distanciou-se progressivamente daquela descrita pela
curva de recalques medidos experimentalmente, principalmente naquela modelada aos
resíduos de composição urbana. Em relação a curva obtida através da modelagem aos
resíduos puramente orgânicos (Figura 34), cuja a composição dos resíduos favorece o
processo de biodegradação, pode-se dizer que a adoção de coeficiente de compressibilidade e
do coeficiente de hidrólise constantes mostrou-se mais adequando, embora a curva tenha se
distanciado relativamente entre o tempo 10 e 27 dias.
Figura 33: Curva de ajuste ao modelo de recalque Meruelo aos dados experimentais de
resíduo sólido urbano.
α: 0,85 kh: 0,060 (dia-1)
90
Figura 34: Curva de ajuste ao modelo de recalque Meruelo aos dados experimentais de
resíduo sólido orgânico.
Tabela 23: Valores utilizados e parâmetros obtidos de ajuste ao modelo Meruelo.
Resíduo H0
(mm) COD
Tc
(dia)
t
(dia)
Parâmetros
ajustados
α Kh
(dia-1)
Urbano 1650 0,33 0,25 100 0,85 0,060
Orgânico 1650 0,50 0,25 77 0,79 0,091
Na comparação entre os parâmetros, percebe-se que, o coeficiente de perda de massa
(α) apresentou-se maior para os resíduos de composição urbana do que para o de composição
biológica. Já o Kh para os resíduos orgânicos se apresentou maior, sugerindo, portanto, uma
atividade microbiana mais intensa, o que já era esperado. Alcântara (2007), no estudo de dois
lisímetros com mesma composição de resíduos, identificou maiores condições de
biodegradação em um dos lisímetro, mesmo o α apresentando valores menores do que no
lisímetro com características de decomposição limitadas. Quanto aos valores dos parâmetros α
medidos nos dados experimentais, pode-se dizer que são maiores do que os encontrados pelo
autor que foi de 0,56 e 0,17.
α: 0,79 kh: 0,091 (dia-1)
91
CAPÍTULO 5. CONCLUSÕES
Neste trabalho foram apresentados os resultados obtidos através do monitoramento de
resíduos sólidos urbanos em um lisímetro em escala laboratorial, bem como os resultados de
modelagem do comportamento do recalque com o tempo. Os ensaios foram feitos ao longo de
100 dias e parâmetros físico químicos do lixiviado e geotécnicos da massa de resíduos foram
mensurados com a finalidade de avaliar o comportamento de resíduos sólidos urbanos. Os
resultados experimentais obtidos no presente trabalho foram discutidos e fundamentados
através da exibição em gráficos e bibliografia consultada e permitem sumarizar as seguintes
conclusões a respeito desta pesquisa:
5.1 Temperatura
a) Os valores de temperatura apresentados tiveram grandes oscilações durante o período
monitorado, variando a uma faixa de 15°C entre máximas e mínimas. A temperatura
mínima constatada foi de 11,5 °C, sendo considerada baixa quando comparada a
temperaturas mínimas encontradas em aterros sanitários ou em lisímetros. Isto pode
ter ocorrido devido a trocas de calor com o meio externo, sendo a parede do lisímetro
caracterizada por uma alta condutividade térmica.
5.2 Comportamento microbiológico do lixiviado
92
a) A quantificação dos microrganismos no lixiviado indicou as fases de decomposição
em que se encontram a massa de resíduos, mostrando que inicialmente ouve a
predominância dos microrganismos aeróbios, mas já na segunda semana de
monitoramento a degradação foi efetuada quase que exclusivamente por
microrganismos anaeróbios e assim permaneceu ao longo do tempo de
monitoramento. Isto pode ter ocorrido como consequência das condições do meio,
pois, após a primeira semana de monitoramento as temperaturas se apresentaram
baixas e o teor de oxigênio decaiu devido à degradação aeróbia.
5.3 Análises físico – químicas do lixiviado
5.3.1 Sólidos totais voláteis (STV), pH, DQO, Nitrogênio total Kjeldahl (NTK) e
Fósforo
a) As concentrações de sólidos totais voláteis se apresentaram altas, uma média de 9186
mg/L foi observada, isto pode indicar uma grande degradabilidade da massa orgânica;
b) As condições de pH no início do monitoramento foram caracterizadas por valores
típicos ácidos, em torno de 4,4. Isto pode ter ocorrido pelo acúmulo de ácidos
orgânicos durante o tempo em que o resíduo permaneceu armazenado. Ao longo do
tempo de monitoramento os valores de pH não se elevaram, permanecendo com uma
média de pH 5,0, correspondente a fase ácida de decomposição biológica em resíduos;
c) A demanda química de oxigênio (DQO) obteve um comportamento variável, obtendo
valores máximos de DQO característicos de resíduos novos. Valores semelhantes são
encontrados em lixiviados de aterros sanitários e lisímetros;
d) Concentrações de nitrogênio total Kjeldahl (NTK) encontradas mostram máximas
semelhantes à composição de aterros sanitários brasileiros comprovando que o
percentual de matéria orgânica utilizada no experimento se assemelham as de um
aterro sanitário;
e) A quantidade de fósforo encontrada no lixiviado ficou dentro de faixas comumente
encontradas em aterros sanitários, mostrando um comportamento de degradação típico
em resíduos de composição urbana.
93
5.4 Monitoramento dos recalques e calibração dos modelos de recalques
a) A curva tempo – recalque se apresentou de uma forma semelhante à curvas obtidas em
outros lisímetros. O valor de recalque total observado equivaleu a 24 % da altura
inicial da coluna de resíduos, estando este valor dentro da faixa encontrada em aterros
sanitários, sendo que os maiores valores identificados durante o tempo de
monitoramento dos recalques ocorreram nos primeiros dias de monitoramento;
b) Os parâmetros das curvas de recalques, obtidos através do ajuste dos dados
experimentais aos modelos analisados, obtiveram na maioria dos casos valores
semelhantes aos encontrados para aterros sanitários;
c) Dentre os modelos analisados, o modelo de recalques de Bjarngard e Edgers (1990
apud SIMÕES, 2000) foi o que melhor se ajustou aos dados experimentais, tanto para
os resíduos de composição urbana, quanto para os resíduos de composição puramente
orgânica, porém os valores do parâmetro C’α2 encontrados ficaram abaixo de valores
encontrados em lisímetros da literatura, principalmente para o resíduo sólido urbano;
d) O modelo biológico analisado, Meruelo (ARIAS, 1999 apud ALCÂNTARA, 2007),
foi modelado mantendo os parâmetros de Kh e α constantes. A curva obtida para os
resíduos puramente orgânicos se ajustou relativamente melhor do que para os resíduos
de composição urbana. Pode-se verificar que a curva de ajuste, obtida através do
modelo Meruelo aos resíduos de composição urbana, em alguns trechos, distanciou-se,
progressivamente da curva resultante do monitoramento destes resíduos. Portanto seria
necessário, por exemplo, a utilização de dois parâmetros de coeficiente de hidrólise
(Kh), para descrever melhor o comportamento da curva de recalques de resíduos
sólidos urbanos.
94
5.5 Sugestões para novas pesquisas
São sugestões para o desenvolvimento de novos trabalhos:
a) Desenvolver um experimento onde as trocas de calor do sistema com o ambiente
sejam limitadas;
b) Utilizar o próprio lixiviado gerado para tratamento dos resíduos, através da
recirculação do mesmo;
c) Monitorar as perdas de massa conseqüentes da decomposição dos resíduos, geração de
lixiviado e gases;
d) Adaptar ao lisímetro a um dispositivo que faça medições das quantidades de gases
geradas durante a degradação dos resíduos, bem como a caracterização do mesmo,
determinando quais as concentrações de gases presentes nas emissões;
e) Realizar a modelagem para dados de geração de gases e lixiviados através do método
de balanço de massa;
95
REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS
ABRELPE. Associação brasileira de empresas de limpeza pública e resíduos especiais. São Paulo – SP, 2010. 202 f.
ALCÂNTARA, P. B. Recalques em aterros de resíduos sólidos. 2004. 31 f. Recife - PE, 2004. ALCÂNTARA, P. B. Avaliação da influência da composição de resíduos urbanos no comportamento de aterros simulados. 2007. 366 f. Tese (Programa de Pós-Graduação em Engenharia Civil) – Universidade Federal de Pernambuco, Recife - PE, 2007. ABNT – ASSOCIAÇÃO BRASILEIRA DE NORMAS TÉCNICAS. NBR 10004: Resíduos Sólidos – Classificação. 2 ed. São Paulo: ABNT, 2004a. 77 p. _____.NBR 10006: Procedimento para obtenção de extrato solubilizado de resíduos sólidos. 2 ed. Rio de Janeiro: ABNT,2004b. 7p. _____.NBR 8419: Apresentação de Projetos de aterros sanitários de resíduos sólidos urbanos – Procedimentos, Rio de Janeiro, 1984, 13p. ANTES, M. A., et al. Célula de carga. 2004. Universidade de Caxias do Sul, Caxias do Sul – RS. 16 p. APHA - American Public Health Association.American water works association, water environment federation. Standard Methods for the examination of water and wastewater. 20 th Ed. Washington, DC. APHA, AWWA, WEF, 1998. 1157 p. BARROS, H. L. Estudo de balanço hídrico em aterro sanitário por meio de lisímetros de grandes dimensões. 2004. Tese (Programa de Pós-Graduação em Engenharia Civil) - Universidade Federal de Viçosa, Viçosa, 2004. 125 f.
96
BORDIN, F. Estudo da remoção de matéria orgânica carbonácea, nitrogênio amoniacal em lixiviado pré-tratado de aterro sanitário empregando typha em wetlands. 2010. 126 f. Dissertação (Programa de Pós – Graduação em Engenharia Civil) – Universidade do Vale do Rio dos Sinos, São Leopoldo, RS. 2010. BRINGHENTI, J. Coleta seletiva de resíduos sólidos urbanos: aspectos operacionais e da participação da população. 2004. Tese (Programa de Pós – Graduação em Saúde Ambiental) – Universidade de São Paulo, São Paulo, 2004. 316 f. BRUXEL, P. Sistema de aquisição de dados para resíduos sólidos urbanos. 2009. Projeto de Graduação (Graduado em Engenharia Elétrica) – Faculdade de Engenharia e Arquitetura, Universidade de Passo Fundo, Passo Fundo-RS, 2009. CARVALHO, M. F. Comportamento mecânico de resíduos sólidos urbanos. 1999. 330 f. Tese (Programa de Pós-Graduação em Geotecnia) – Universidade de São Paulo - Escola de Engenharia de São Carlos. São Carlos, 1999. CARVALHO A. R. Percâmetro: um novo equipamento para medidas de parâmetros geotécnicos de resíduos sólidos. Desenvolvimento e aplicação no aterro sanitário de Santo André – São Paulo. 2002. Tese (Programa de Pós Graduação em Engenharia Civil) - Universidade Federal de Viçosa, Viçosa – Minas Gerais, 2002. 114 pg. CATAPRETA, C. A. Aterro experimental para disposição de resíduos sólidos urbanos: caso de Belo Horizonte, MG. 2003. 9p. CETESB. Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental. 1999. Inventário Estadual de Resíduos Sólidos Domiciliares. São Paulo: CETESB. CIMINO, M. A. et al. Gerenciamento de pneumáticos inservíveis (GPI): Análise crítica de ações institucionais e tecnologias para minimização. Artigo. 2005. 32 p. CINTRA, I. S. Estudo da influência da recirculação de chorume cru e chorume inoculado na aceleração do processo de digestão anaeróbia de resíduos sólidos urbanos. Tese (Programa de Pós Graduação em Engenharia Hidráulica e Recursos Hídricos) – Universidade federal de Minas Gerais, Belo Horizonte, BH, 2003. 352 f. DEBORTOTOLI, R. Análise dos benefícios econômicos e ambientais da coleta seletiva de Biguaçu. Florianópolis – SC. 2007. 203 p. Monografia - Universidade Federal de Santa Catarina.
97
EDUARDO, J. Avaliação das características microbiológicas e físico-químicas do lixiviado (chorume) no processo de tratamento do Aterro Metropolitano de Gramacho (RJ – Brasil). 2007. 99 f. Tese (Programa de Pós Graduação em Engenharia Ambiental) - Universidade do Estado do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro, RJ, 2007. FREITAS, B. O. Remoção de nitrogênio de lixiviado de resíduos sólidos urbanos por meio de processo nitrificação/desnitrificação via nitrito em reator em bateladas seqüenciais. 2009. 95 f. Dissertação (Departamento de Engenharia Civil e Ambiental) – Universidade de Brasília, Brasília, DF. 2009. GARCEZ, L. R. Estudo dos componentes tóxicos em um biorreator de resíduos sólidos urbanos da cidade de Campina Grande – PB. 2009. 114 f. Dissertação (Programa de Pós – Graduação em Engenharia Civil e Ambiental) – Universidade Federal de Campina Grande, Campina Grande, PB, 2009. GARCIA, L. P. Gerenciamento dos resíduos de serviços de saúde: uma questão de biossegurança. 2004. Artigo. Brasília, DF, 1997. 60 p. IBAM – INSTITUTO BRASILEIRO DE ADMINISTRAÇÃO MUNICIPAL. Manual de gerenciamento integrado de resíduos sólidos. 5 ed. Rio de Janeiro: IBAM, 2001. 200.p. Apresenta informações gerais sobre instituição em: <WWW.etg.ufmg.br/manualrsu.pdf>. Acesso em 03. Jul. 2011. JOHN, C. E. Implantação de um biorreator para estudo de resíduos sólidos urbanos: problemas, ajustes e soluções de laboratório. 2004. Dissertação (Programa de Pós – Graduação em Engenharia de Minas, Metalúrgica e de Materiais) – Universidade Federal do Rio Grande do sul, Porto alegre, 2004. 150 f. JUCÁ, J. F. T. Gestão de resíduos sólidos no nordeste – estudos das emissões e aproveitamento de biogás de aterros. Dissertação (Programa Pós – Graduação em Engenharia Civil) – Universidade Federal de Pernambuco, Recife – PB, 1998. 220 f. JUNQUEIRA, F. F. Análise do Comportamento de Resíduos Urbanos e Sistemas Dreno Filtrantes em Diferentes Escalas, com Referência ao Aterro do Jóquei Clube – DF.2000 Tese Doutorado – Universidade de Brasília, Brasília, DF, 2000. 283 f. LEITE, H. S. Estudo do comportamento de aterros de RSU em um biorreator em escala experimental na cidade de Campina Grande. 2008. 220 f. Tese (Programa de Pós – Graduação em Engenharia Civil e Ambiental) – Universidade Federal de Campina Grande, Paraíba, 2008.
98
LEVINE, A.D., HARWOOD, V.J., RHEA, L.R., KAYAK, B.S., DODGE, M.M., DECHER, M.L., DZAMA, G., JONES, L., HALLER, E. Assessment of biogeochemical deposits in landfill leachate drainage systems.Florida - University of South Florida, 2005. LIBÂNIO, P. A. C. Avaliação da eficiência e aplicavilidade de um sistema integrado de tratamento de resíduos sólidos urbanos e de chorume. 2002. 175 f. Dissertação (Programa de Pós – Graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos) – Universidade Federal de Minas Gerais, Belo Horizonte, 2002. JIANGYING, J., DIMIN, X., YOUCAI, Z., SHAOWEI, C., GUOJIAN, L., QI, ZHOU. Long – Term monitoring and prediction for settlement and composition of refuse in shanghai laogang municipal landfill. 2004. School of Environmental Science and Engineering – Tongji University – Shanghai – China, 2004. 8 p. LOPES, M. L et al. Problemas relativos a estabilidade de aterros de resíduos. Seminário sobre aspectos geotécnicos do projeto e construção de aterros de resíduos. 2000. Artigo, Universidade de Lisboa: Sociedade Portuguesa de Geotecnia, 2000. 55 p. LORETO, A. S. Desenvolvimento de um equipamento para avaliação da compressibilidade de resíduos sólidos urbanos: estudo de caso do aterro sanitário de Viçosa – MG. 2003. Tese (Programa de Pós – Graduação em Engenharia Civil) – Universidade Federal de Viçosa, Viçosa, MG, 2003. 101 f. MARQUES, A. C. Compactação e compressibilidade de resíduos sólidos urbanos. 2001. Tese (Programa de Pós – Graduação em Geotecnia) – Escola de Engenharia de São Carlos – Universidade de São Paulo, São Carlos SP, 2001. 267 f. MASSUKADO, L. M. Sistema de apoio à decisão: avaliação de cenários de gestão integrada de resíduos sólidos urbanos domiciliares. 2004. Dissertação (Programa de Pós – Graduação em Engenharia Urbana) – Universidade Federal de São Carlos, São Carlos – SP, 2004 MEDEIROS, P. A., SILVA J. D., CASTILHOS, A. B. J. Balanço hídrico em aterros de resíduos sólidos urbanos em escala experimental de laboratório.Artigo. 26 f. MEIRA, R. C. Estudo biodegradativo dos resíduos sólidos urbanos da cidade de Campina Grande – PB em escala experimental. 2009. Tese (Programa de Pós-Graduação em Engenharia Civil e Ambiental) – Universidade Federal de Campina Grande, Campina Grande – PB, 2009. 154 f. MELO, M. C. Tese de mestrado em engenharia Civil. Uma análise de recalques associada abiodegradação no aterro de resíduos sólidos de Muribeca. 2003. 141 f. Tese (Programa
99
de Pós – Graduação em Engenharia Civil) - Universidade Federal de Pernambuco, Recife – PE, 2003. MENDES, P. R. Recalque do maciço dos resíduos no aterro sanitário do município de Foz do Iguaçu – PR. 2009. Artigo. 34 f. MONTEIRO, V. E. D. Intenções físicas, químicas e biológicas no estudo do comportamento do Aterro Sanitário de Muribeca Recife. Tese (Programa de Pós – Graduação em Engenharia Civil) Universidade Federal de Pernambuco, 2003. 521 p. MONTEIRO, V. E. D. Estudo do comportamento de RSU em uma célula experimental e suas correlações com aspectos microbiológicos, físicos e químicos. Artigo. 2006. NASCIMENTO, J. C. F. Comportamento Mecânico de Resíduos Sólidos Urbanos. 2007. Tese (Programa de Pós – Graduação em Geotecnia) - Escola de Engenharia de São Carlos - USP, São Carlos, 2007. 160 f. NETO, A. L. Resistência ao cisalhamento de resíduos sólidos urbanos granulares com fibras. 2004. Tese (Programa de Pós – Graduação em Engenharia Civil) – Universidade Federal do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro, 2004. OPAS. Organização Pan-Americana da Saúde. Centro Pan-Americano de Engenharia Sanitária e Ciências do Ambiente. Divisão de Saúde e Ambiente. Guia para o manejo de resíduos sólidos em estabelecimentos de saúde. Brasília – DF, 1997. 64 p. PARK, H. I.; LEE, S. R. Long-term settlement behavior of MSW landfills with various fill ages. Department of Civil Enginneering, Korea Advanced Institute os Science and Technology, Taejon, 305-701 KOREA. Sept-2000. PEREIRA J. R. Geração de resíduos industriais e controle ambiental. Artigo.2005. Universidade Federal do Paraná. 62 p. PESSIN, D. M. L. Avaliação da biodegrabilidade da fração orgânica dos resíduos sólidos domésticos., 2000. Tese (Doutorado em Hidráulica e Saneamento). Escola de Engenharia de São Carlos – USP, São Carlos SP, 2000. PESSIN, N. ; SILVA, A. R. ; CONTO, S. M. ; PANAROTTO, C. T. ; BEAL, L. L. Concepção e implantação de células piloto de aterramento de resíduos.Alternativas de disposição de resíduos sólidos urbanos em pequenas comunidades. 1 ed. São Carlos: Rima Artes e Textos, 2002, v. , p. 13-17.
100
PGGRS – Plano de Gestão Ambiental de Resíduos Sólidos. Angra dos Reis, Rio de Janeiro, 2006. REICHERT, G. A. A vermicompostagem aplicada ao tratamento de lixiviado de aterro sanitário. 1999. Dissertação (Programa de Pós-Graduação em Engenharia de Recursos Hídricos e Saneamento Ambiental) – Universidade Federal do Rio Grande do Sul, Porto Alegre, RS, 1999. 137 f. REIDLER N. M. V. e. al.Impactos sanitários devido aos resíduos gerados por pilhas e baterias usadas. Artigo. São Paulo, SP, 2002. 36 p. ROCHA, E. F. Determinação da condutividade hidráulica e da capacidade de campo de resíduos sólidos urbanos. 2008. Dissertação ( Programa de Pós – Graduação em Engenharia Civil) – Universidade Federal de Viçosa – Minas Gerais, 2008. 90 f. SANTOS, V. C. Projeto, Contrução e instrumentação de um lisímetro em escala de laboratório para estudos em resíduos sólidos urbanos. 2010. Projeto de Graduação (Graduado em Engenharia Ambiental) – Faculdade de Engenharia e Arquitetura, Universidade de Passo Fundo, Passo Fundo-RS, 2010. SIMÕES, G. F. Modelo para avaliação de recalques em aterros sanitários de disposição de resíduos sólidos urbanos. 2000. Tese (Programa de Pós – Graduação em Engenharia Civil) – Universidade Católica do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro 2000 – RJ. 136 f. SIMÕES, G. F. et al. Monitoramento geotécnico de aterros sanitários – A experiência da central de tratamentos de resíduos sólidos da BR-040 em Belo Horizonte – MG. Anais de 5 Congresso Brasileiro de Geotecnia Ambiental. 2004. Porto Alegre. SILVA, F. V. B. Avaliação da influencia da correção do teor de umidade na degradação anaeróbia de resíduos sólidos urbanos. 2005. 162 f. Dissertação (Programa de Pós-graduação em Saneamento, Meio Ambiente e Recursos Hídricos) – Universidade Federal de MG, Campo Grande, 2005. SILVEIRA, A. M. M.. Estudo do peso específico de resíduo sólidos urbanos. 2004. Dissertação (Programa de Pós-Graduação em Engenharia da Universidade Federal do Rio de Janeiro) – Universidade Federal do Rio de Janeiro, Rio de Janeiro, 2004, 112 p. SOUTO, G.B., Lixiviado de aterros sanitários brasileiros – estudo de remoção do nitrogênio amoniacal por processo de arraste com ar (“stripping”) . Tese (Programa de
101
Pós-Graduação em Engenharia Hidráulica e Saneamento) - Escola de Engenharia de São Paulo, São Carlos, SP. 2009. 371p. TAPAHUASCO, W. F. C. Avaliação de previsão de recalques dos resíduos sólidos urbanos do Aterro do Jockey Clube de Brasília. 2005. 141 f. Tese (Programa de Pós – Graduação em Engenharia Civil e Ambiental) – Universidade de Brasília, Brasília, DF,2005. VILAR, C. F.; CARVALHO, M. F.; MACHADO, S. L. Comportamento mecânico de resíduos sólidos urbanos. SÃO PAULO, 1999. 8 p. Escola de Engenharia de São Carlos, Universidade de São Paulo. WIENS, C. H. Tese mestrado. Gestão de resíduos tóxicos: o caso das Lâmpadas Fluorescebtes descartadas em quatro empresas do setor automotivo da região metropolitana de Curitiba-PR. 2001. Tese (Programa de Pós - Graduação em Administração) - Universidade Federal do Rio Grande do Sul, Santa Maria, RS, 2001. 167 p.