AVALIAÇÃO DA EFICIÊNCIA E APLICABILIDADE
DE UM SISTEMA INTEGRADO DE TRATAMENTO
DE RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS E DE CHORUME
Paulo Augusto Cunha Libânio
PAULO AUGUSTO CUNHA LIBÂNIO
AVALIAÇÃO DA EFICIÊNCIA E APLICABILIDADE
DE UM SISTEMA INTEGRADO DE TRATAMENTO
DE RESÍDUOS SÓLIDOS URBANOS E DE CHORUME
Dissertação de Mestrado apresentada ao
Programa de Pós-Graduação em Saneamento,
Meio Ambiente e Recursos Hídricos da Escola
de Engenharia da Universidade Federal de
Minas Gerais, como requisito parcial para a
obtenção do título de mestre.
Área de Concentração: Meio Ambiente
Orientador: Prof. Carlos Augusto de Lemos
Chernicharo
Belo Horizonte
Escola de Engenharia
2002
L694a
2002
Libânio, Paulo Augusto Cunha
Avaliação da eficiência e aplicabilidade de um sistema integrado
de tratamento de resíduos sólidos urbanos e de chorume. / Paulo
Augusto Cunha Libânio. - 2002.
156f. : il.
Orientador: Carlos Augusto de Lemos Chernicharo
Dissertação (mestrado) – Universidade Federal de Minas Gerais,
Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental, Departamento
de Engenharia Hidráulica e Recursos Hídricos.
1.Resíduos Sólidos Urbanos - Tratamento - Teses I.Chernicharo,
Carlos Augusto de Lemos II.Universidade Federal de Minas Gerais,
Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental III.Universidade
Federal de Minas Gerais, Departamento de Engenharia Hidráulica e
Recursos Hídricos. IV. Título.
CDU: 628.4
DEDICATÓRIA
Aos meus pais, Paulo e Suzana, pelo amor, apoio e confiança incondicionais.
A minha avó Silvia e – in memoriam – aos avós Paulo, Adalberto e Dalzira,
sempre presentes.
A Flaviane, pelo amor e companheirismo.
AGRADECIMENTOS
Ao Professor Carlos Chernicharo, exemplo de dedicação e ética profissional,
pela orientação deste trabalho, pela amizade e apoio dispensados em todos os
momentos.
Ao Professor Marcelo Libânio, responsável por ter me despertado o interesse
pela engenharia sanitária e ambiental ainda quando estudante na graduação, a
quem serei eternamente grato.
À Professora Ilka Soares Cintra, sempre companheira nas divergências, ponto de
equilíbrio e harmonia da equipe.
Ao amigo Bruno, companheiro de trabalho e co-responsável pelo sucesso da
pesquisa.
Aos laboratoristas do PROSAB, técnicos e bolsistas, Lucy, Jussara, Carolina,
Jacson, Lucilaine, Toninho e Prof. Emílio.
Aos funcionários do DESA, Norma e Dona Francisca.
Às catadoras e associadas da ASMARE, em especial à Taninha.
Aos funcionários e técnicos da Secretaria Municipal de Limpeza Urbana
(SMLU-BH), pelo apoio logístico em diversos momentos do trabalho.
À CAPES, pela concessão da bolsa de estudo.
À FINEP,CNPq e CAIXA, pelo financiamento e custeio do experimento.
RESUMO
Certamente, a redução do tempo médio de biodegradação dos resíduos sólidos orgânicos,
postergando-se a fase de operação dos aterros, é o principal objetivo e vantagem da
inoculação da digestão dos resíduos sólidos urbanos (RSU), especialmente nos grandes
conglomerados populacionais. Neste sentido, a recirculação do chorume apresenta-se como
uma das perspectivas de tratamento mais promissoras, sendo amplamente estudada.
Este processo consiste basicamente no incremento da concentração de microrganismos junto à
fração orgânica biodegradável da massa de lixo aterrada. No Brasil, esta tecnologia tem sido
bastante difundida e empregada em importantes centros urbanos: Belo Horizonte (MG),
Recife (PE), Caxias do Sul (RS). Entretanto, uma série de parâmetros físico-químicos devem
ser observados para a manutenção das condições ótimas de digestão anaeróbia dos resíduos,
assim como alguns critérios técnicos e sócio-econômicos de interesse.
Desta forma, implementou-se um experimento, em laboratório, a fim de se investigar os
aspectos mais relevantes da digestão anaeróbia dos RSU, necessários à elaboração de futuros
estudos de viabilidade e análises de custo-benefício. Tal experimento consiste na análise
comparativa entre duas diferentes linhas de operação, com 3 reatores anaeróbios de RSU
cada: linha de tratamento convencional (Reatores R1, R2 e R3) e linha de tratamento
integrado, com recirculação do chorume enriquecido com inóculo (Reatores R7, R8 e R9).
Adicionalmente, foi instalado um reator UASB na linha de tratamento integrado, objetivandose a remoção da carga orgânica dos líquidos lixiviados dos reatores de RSU e a utilização do
lodo biológico produzido para inoculação da digestão dos resíduos.
Os reatores experimentais, apresentando um volume útil de 700 litros cada, foram
completamente preenchidos com uma massa total de aproximadamente 3.000 kg de lixo
urbano, durante um período de nove dias. Diariamente, obtinha-se uma amostra representativa
a partir da carga de um caminhão resultante de um dia típico de coleta em área residencial.
Assim, ao final desta etapa, observando-se critérios e metodologias pré-estabelecidas para a
amostragem, preparação de amostras e análises laboratoriais, procedeu-se à caracterização
físico-química do lixo urbano amostrado: composição gravimétrica, teor de umidade, sólidos
voláteis, metais e outros.
Finalmente, um conjunto de parâmetros concernentes às condições de bioestabilização dos
resíduos sólidos orgânicos – disponibilidade de nutrientes, toxicidade – foram monitorados
através da análise do lixiviado drenado dos reatores de RSU e do efluente do reator UASB:
pH, alcalinidade, ácidos graxos voláteis, DBO, DQO, nitrogênio Kjeldahl, fósforo, cloreto,
sulfeto, metais pesados. Ademais, foram determinadas a produção de biogás e as proporções
de seus principais constituintes: metano e dióxido de carbono.
A inoculação endógena promovida na linha de tratamento integrado, através da recirculação
do chorume e retorno do lodo biológico produzido no reator UASB, parece ter favorecido a
etapa inicial de fermentação e acidogênese: maiores concentrações dos principais ácidos
graxos voláteis precursores da formação de metano tais como ácido acético, propiônico e
butírico; teores iniciais de metano mais elevados. A inoculação endógena promoveu também a
aceleração da atividade metanogênica nesta linha de tratamento, uma vez que se pode
observar, simultâneamente, uma significativa redução do substrato orgânico solúvel (DQO
filtrada, DBO, sólidos dissolvidos) e um rápido incremento na produção de biogás.
ABSTRACT
Reducing the average time of solid waste biodegradation and prolonging the operation of
landfills is the primary goal and advantage of seeding the digestion of municipal solid waste
(MSW), especially in highly populated municipal areas. Leachate recycling presents a
promising and largely studied perspective in municipal solid waste treatment and final
disposal.
The process consists in the addition of a microorganism concentration to the biodegradable
organic fraction that is contained within the landfill cells. In Brazil this technology has been
largely employed in the important cities of Belo Horizonte (Minas Gerais), Recife
(Pernambuco) and Caxias do Sul (Rio Grande do Sul). However, a number of chemical and
physical parameters should be observed to promote optimum conditions for the anaerobic
digestion of the solid waste, as well as certain social, economical and technical criteria.
A pilot scale experiment was set up in laboratory conditions with the aim of investigating
what are considered the most relevant aspects in anaerobic digestion of MSW, requirements
for future elaboration of feasibility studies and cost benefit studies. The experiment consists in
a comparative analysis between two different treatment lines, each with three anaerobic MSW
digesters: conventional landfilling (Reactors R1, R2 and R3) and integrated treatment with
seeded leachate recycling (Reactors R7, R8 and R9). A UASB reactor was placed in the
integrated treatment line with the objective of removing the organic load in the leachate of the
MSW digesters, with the biological sludge produced being used for the inoculation of the
solid waste digestion.
The experimental digesters, each with a volume of 700 litres, were completely filled in nine
days, with a total mass of approximately 3000kg of municipal solid waste. Truckloads from a
typical weekday collection route in a residential area were taken as a representative daily
sample. Then a sample from each day was analysed in terms of composition, moisture
content, volatile organic compounds, metals and others, observing all pre-established
scientific criteria and methodology concerning solid waste sampling, preparation, and
laboratory analysis.
Finally, the following series of parameters concerning the environmental conditions of
nutrient availability and toxicity for the anaerobic biodegradation of organic solid waste were
monitored in the leachate generated by the solid waste digesters and the effluent from the
UASB reactor: pH, alkalinity, volatile fatty acids, BOD, COD, Kjeldahl nitrogen,
phosphorous, sulphide and metals. The biogas production and its principal gas constituents,
methane, and carbon dioxide were also monitored.
The endogenous inoculation promoted in integrated treatment, through leachate recycling and
return of the excess biological sludge produced in the UASB reactor, has favoured the initial
fermentation stage, with higher concentrations of the most important volatile acids precursors
of methane such as acetic, propionic and butyric acids and higher initial methane
concentration in the biogas. It also seems to have promoted the acceleration of the
methanogenic phase since a significant reduction of soluble organic matter (filtered COD,
BOD, dissolved solids) and a rapid increase in biogas production were simultaneously
observed.
SUMÁRIO
LISTA DE FIGURAS
LISTA DE TABELAS
1. INTRODUÇÃO................................................................... ............................1
1.1. A Questão dos Resíduos Sólidos.............................................................1
1.2. Digestão Anaeróbia de Resíduos Sólidos Urbanos
em Aterros.................................................................... ............................5
2. OBJETIVOS........................................................................ ............................6
3. REVISÃO DA LITERATURA.......................................... ............................7
3.1. Considerações sobre a Realidade dos Resíduos
Sólidos........................................................................... ............................7
3.1.1. Alguns Aspectos sobre a Realidade no Brasil e
no Mundo............................................................ ...........................7
3.1.2. Alguns Aspectos sobre a Realidade em Belo
Horizonte............................................................. ..........................11
3.2. Possibilidades de Minimização da Geração de
Resíduos Sólidos.......................................................... ..........................15
3.3. Tratamento e Disposição Final dos Resíduos
Sólidos Urbanos........................................................... ..........................18
3.3.1. Incineração.......................................................... ..........................18
3.3.2. Compostagem................................................................................19
3.3.3. Reciclagem.......................................................... ..........................20
3.3.4. Aterros................................................................. ..........................20
3.4. Processos Anaeróbios............................................................................23
3.4.1. Fundamentos da digestão anaeróbia..............................................23
3.4.2. Digestão anaeróbia dos resíduos sólidos
urbanos aterrados................................................ ..........................25
3.5. Emissão de Gases...................................................................................30
3.6. Poluição por Lixiviado de Aterros.......................................................31
3.6.1. Fatores determinantes da vazão e das
características físico-químicas do chorume........ ..........................31
3.6.2. Alternativas de tratamento do chorume.........................................33
3.7. Aprimoramento da Operação de Aterros................. ..........................39
3.7.1. Inoculação da digestão anaeróbia de RSU.......... ..........................40
3.7.1.1. Recirculação do chorume............................ ..........................40
3.7.1.2. Outras modalidades de inoculação da
digestão de RSU......................................... ..........................44
3.7.2. Sistema integrado de tratamento de chorume e
de resíduos sólidos urbanos...........................................................46
3.8. Definições Importantes............................................... ..........................50
3.8.1. Definição de “resíduos sólidos urbanos”.......................................50
3.8.2. Definição de “chorume”................................................................51
3.8.3. Definição de “inóculo”..................................................................53
4. MATERIAL E MÉTODOS..........................................................................54
4.1. Plano de Amostragem dos Resíduos Sólidos
Urbanos........................................................................ ..........................54
4.1.1. Definição do tipo de amostra.............................. ..........................55
4.1.2. Definição da forma de amostragem...............................................57
4.1.3. Definição dos critérios de classificação dos
materiais constituintes do lixo urbano................ ..........................59
4.1.4. Definição do volume das amostras................................................61
4.1.5. Composição da equipe de trabalho................................................63
4.2. Amostragem dos Resíduos Sólidos Urbanos de
Belo Horizonte no Aterro Sanitário Municipal........ ..........................64
4.3. Preenchimento dos Reatores Anaeróbios com os
Resíduos Sólidos Urbanos Amostrados..................... ..........................68
4.4. Preenchimento dos Reatores Anaeróbios com
Chorume de Aterro Sanitário.................................... ..........................69
4.5. Preparação das Amostras de RSU para as Análises
Laboratoriais............................................................... ..........................72
4.6. Caracterização Físico-Química dos Resíduos
Sólidos Urbanos........................................................... ..........................74
4.6.1. Determinação da composição gravimétrica........ ..........................74
4.6.2. Determinação do teor de umidade.................................................74
4.6.3. Determinação do teor de metais.......................... ..........................75
4.6.4. Determinação dos teores de carbono,
hidrogênio e nitrogênio....................................... ..........................76
4.6.5. Determinação do teor de sólidos voláteis......................................76
4.7. Aparato Experimental................................................ .........................77
4.8. Operação do sistema................................................... .........................83
4.9. Monitoramento do sistema......................................... .........................85
4.9.1. Inferências analíticas........................................... .........................85
4.9.2. Metodologias modificadas.................................. .........................86
4.9.2.1. Demanda Bioquímica de Oxigênio............. .........................86
4.9.2.2. Alcalinidade e Ácidos Voláteis................... .........................87
4.9.2.3. Nitrogênio Kjeldahl..............................................................88
4.9.2.4. Fósforo........................................................ .........................88
4.9.2.5. Sulfeto......................................................... .........................89
4.9.3. Análises instrumentais..................................................................89
4.9.3.1. Ácidos Graxos Voláteis........................................................90
4.9.3.2. Metais Pesados............................................ .........................91
4.9.3.3. Biogás (Metano e Dióxido de Carbono)..... .........................93
5. RESULTADOS E DISCUSSÃO........................................ .........................95
5.1. Resíduos Sólidos Urbanos Amostrados..............................................95
5.1.1. Determinação da Densidade Média dos
Resíduos Confinados nos Reatores Anaeróbios .
Experimentais...............................................................................95
5.1.2. Caracterização Física dos Resíduos Sólidos
Urbanos Amostrados........................................... .........................97
5.1.2.1. Composição gravimétrica.....................................................97
5.1.2.2. Teor de umidade..................................................................102
5.1.3. Caracterização Química dos Resíduos Sólidos
Urbanos Amostrados........................................... ........................104
5.1.3.1. Teores de carbono, hidrogênio e nitrogênio ........................104
5.1.3.2. Teor de sólidos voláteis.......................................................105
5.1.3.3. Verificação da correlação entre o teor de
carbono e de sólidos voláteis...................... ........................106
5.1.3.4. Teor de metais pesados............................... ........................108
5.2. Chorume Drenado nos Reatores de RSU..........................................111
5.2.1. Matéria Orgânica.........................................................................111
5.2.2. Sólidos................................................................. ........................116
5.2.3. Nutrientes............................................................ ........................118
5.2.4. Sistema Ácido/Base.....................................................................121
5.2.5. Toxicidade........................................................... ........................126
5.2.5.1. Cloreto.................................................................................126
5.2.5.2. Sulfeto......................................................... ........................126
5.2.5.3. Nitrogênio Amoniacal................................. ........................128
5.2.5.4. Metais..................................................................................130
5.3. Biogás Produzido na Digestão Anaeróbia dos
Reatores de RSU.......................................................... ........................133
5.4. Avaliação da Produção de Sólidos no Sistema
Integrado...................................................................... ........................136
6. CONCLUSÕES................................................................... ........................143
7. RECOMENDAÇÕES......................................................... ........................147
8. REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS.............................. ........................148
LISTA DE FIGURAS
Figura 1.1: Geração dos resíduos sólidos em diversos momentos da seqüência
de transformação e utilização dos recursos naturais........................................... .......................2
Figura 3.1: Comparação entre as diferentes regiões do território nacional
quanto à destinação final dos resíduos domiciliares (IBGE, 1991).................... .......................9
Figura 3.2: Comparação entre as alternativas empregadas na destinação final
dos resíduos sólidos urbanos, no Brasil e nos Estados Unidos........................... .....................11
Figura 3.3: Destinação do lixo urbano coletado no município de Belo
Horizonte (PBH, 2001)....................................................................................... .....................13
Figura 3.4: Possibilidades de minimização dos impactos ambientais devido à
menor geração de resíduos sólidos e utilização de recursos naturais................. ......................15
Figura 3.5: Crescimento da reciclagem e compostagem nos Estados Unidos,
.
possibilitando a manutenção das quantidades de lixo urbano destinadas à
.
incineração ou aterramento. Dados obtidos em pesquisas realizadas entre
1960 e 1997 e projeções até 2005 (EPA, 1999).................................................. ......................17
Figura 3.6: Importância da técnica de aterramento no atual quadro de
alternativas de tratamento e disposição final do lixo urbano.............................. ......................21
Figura 3.7: Destinação final dos resíduos sólidos industriais gerados pelas
.
empresas associadas à Abetre – Associação Brasileira de Empresas de
.
Tratamento, Recuperação e Disposição Final de Resíduos Especiais.
Modificado de DIAS (2001)............................................................................... ......................22
Figura 3.8: Alternativas de tratamento dos líquidos lixiviados de aterros
.
sanitários por processos biológicos e físico-químicos, em unidades de
tratamento próprias ou em estação de tratamento de esgoto sanitário................ ......................38
Figura 3.9: Sistema integrado de tratamento dos RSU e do lixiviado de aterro
sanitário, proposto no presente estudo......................................................
......................48
Figura 4.1: Procedimentos de amostragem e caracterização dos resíduos
sólidos.................................................................................................................. ......................55
Figura 4.2: Avaliação comparativa da geração média de resíduos na regional
centro e em Belo Horizonte. Modificado de MERCEDES (1997)..................... ......................58
Figuras 4.3: Avaliação das diferentes condições sócio-econômicas entre as
regionais de limpeza pública do Barreiro e Sul. Modificado de MERCEDES .
(1997).................................................................................................................. ......................58
Figura 4.4: Esquema diário de trabalho para amostragem, determinação da
composição gravimétrica e preenchimento dos reatores..................................... ......................62
Figura 4.5: Identificação das regionais de limpeza pública de Belo Horizonte.. ......................64
Figura 4.6: Identificação dos distritos amostrados durante o preenchimento
dos reatores.......................................................................................................... ......................64
Figura 4.7: Descarregamento do lixo urbano...................................................... ......................66
Figura 4.8: Volume inicial amostrado................................................................. ......................66
Figura 4.9: Quarteamento com pá mecânica....................................................... ......................66
Figura 4.10: Vista dos quartos vis a vis.............................................................. ......................66
Figura 4.11: Identificação dos tambores............................................................. ......................67
Figura 4.12: Equipe da UFMG e ASMARE...................................................... ......................67
Figura 4.13: Caminhão “carroceria” utilizado no transporte dos tambores
metálicos.............................................................................................................. ......................67
Figura 4.14: Compactação manual dos resíduos................................................. ......................69
Figura 4.15: Frente de aterramento do lixo urbano na célula AC-05
(maio/2001)......................................................................................................... ......................69
Figura 4.16: Impermeabilização da área ainda não ocupada pela célula AC-05
(maio/2001)......................................................................................................... ......................69
Figura 4.17: Poço PLQ-5.................................................................................... ......................71
Figura 4.18: Coleta do chorume bombeado do poço PLQ-5.............................. ......................71
Figura 4.19: Transferência do chorume para bombonas..................................... ......................71
Figura 4.20: Transporte das bombonas plásticas de 50 litros em caminhão tipo
“carroceria”......................................................................................................... ......................71
Figura 4.21: Vista do moinho de faca................................................................. ......................73
Figura 4.22: Amostras secas e trituradas em sacos plásticos hermeticamente
vedados................................................................................................................ ......................73
Figura 4.23: Vista do moinho de bola................................................................. ......................73
Figura 4.24: Vista da peneira vibratória.............................................................. ......................73
Figura 4.25: Segregação manual dos diversos componentes do lixo pela
equipe ASMARE................................................................................................ ......................74
Figura 4.26: Pesagem dos tambores ao chegarem ao galpão para triagem e
segregação........................................................................................................... ......................74
Figura 4.27: Esquema de determinação do teor de umidade nas amostras de
RSU..................................................................................................................... ......................75
Figura 4.28: Frascos plásticos contendo soluções diluídas e concentradas de
amostras já digeridas e filtradas.......................................................................... ......................76
Figura 4.29: Detalhe do espectrofotômetro de absorção atômica....................... ......................76
Figura 4.30: Vista geral do aparato experimental utilizado na pesquisa............. ......................77
Figura 4.31: Esquema dos reatores experimentais de digestão dos resíduos
sólidos urbanos.................................................................................................... ......................78
Figura 4.32: Dispositivos de amostragem do chorume drenado nos reatores de
RSU..................................................................................................................... ......................79
Figura 4.33: Vista do topo dos reatores de RSU. Detalhe do sifão e do
dispositivo de coleta do biogás. .......................................................................... ......................79
Figura 4.34: Sistema de coleta, amostragem e medição do biogás, e bombas
peristálticas para recirculação do chorume. ....................................................... ......................79
Figura 4.35: Configuração geral do reator UASB. ............................................. ......................80
Figura 4.36: Dispositivo de entrada do reator UASB. ....................................... ......................80
Figura 4.37: Vista do compartimento de decantação do reator UASB, bomba
de dosagem de solução tampão, e caixa de distribuição do chorume tratado..... ......................81
Figura 4.38: Detalhe da caixa de distribuição e mistura do chorume tratado
em reator UASB. ................................................................................................ ......................81
Figura 4.39: Fluxograma das duas linhas operacionais do experimento
contempladas neste estudo. ................................................................................ ......................82
Figura 4.40: Recipiente contendo o inóculo para análise de DBO. Aeração
contínua do chorume por um soprador................................................................ ......................87
Figura 4.41: Destilador para análise do nitrogênio amoniacal e orgânico
segundo método macro-Kjeldahl. ...................................................................... ......................88
Figura 4.42: Microdestilador de vidro idealizado por MORAES et al. (2001)... ......................90
Figura 4.43: Microdestilação dos ácidos graxos voláteis (MORAES et al.,
2001). .................................................................................................................. ......................90
Figura 4.44: Ultra-som para separação das fases orgânica e inorgânica............. ......................91
Figura 4.45: Cromatógrafo para análise de ácidos graxos voláteis..................... ......................91
Figura 4.46: Comparação de resultados de ferro em chorume, pelos métodos
de rotina e adição................................................................................................. ......................93
Figura 4.47: Sistema adaptado para amostragem e injeção do biogás no
cromatógrafo. ..................................................................................................... ......................94
Figura 4.48: Seringas conectadas a dispositivo de três vias para amostragem
do biogás. ........................................................................................................... ......................94
Figura 4.49: Cromatógrafo para determinação dos teores de metano e dióxido
de carbono. ......................................................................................................... ......................94
Figura 5.1: Composição gravimétrica média do lixo urbano amostrado para
preenchimento dos reatores anaeróbios (LIBÂNIO, 2002). ............................... ......................99
Figura 5.2: Composição gravimétrica média do lixo urbano do município de
Belo Horizonte. Modificado de MERCEDES (1997)......................................... ......................99
Figura 5.3: Comparação dos resultados obtidos na caracterização do lixo
.
urbano em trabalhos preliminares e durante o preenchimento dos reatores
experimentais...................................................................................................... ....................101
Figura 5.4: Dispersão dos pontos amostrais após ajuste inicial de modelo
linear. .................................................................................................................. ....................107
Figura 5.5: Visualização da boa correlação entre as grandezas após tratamento
estatístico. ........................................................................................................... ....................107
Figura 5.6: Determinação do fator de correlação para estimativa do teor de
carbono a partir da determinação dos sólidos voláteis........................................ ....................108
Figura 5.7: Avaliação da interferência da granulometria na determinação das
concentrações médias dos diversos metais em amostras de resíduos sólidos .
urbanos (N = 10 amostras). ............................................................................... ....................110
Figura 5.8: Evolução temporal da DBO nas duas linhas de operação................ ....................112
Figura 5.9: Evolução temporal da DQO filtrada nas duas linhas de operação.... ....................112
Figura 5.10: Evolução temporal da DQO total nas duas linhas de operação...... ....................112
Figura 5.11: Variação da razão DQO filtrada/DQO total nas duas linhas de
operação. ............................................................................................................ ....................113
Figura 5.12: Variação da razão DBO/DQO total nas duas linhas de operação.. ....................113
Figura 5.13: Avaliação da eficiência de remoção de DQO no reator UASB,
considerando-se a hidrólise total da fração particulada...................................... ....................115
Figura 5.14: Evolução temporal da concentração de sólidos suspensos e
dissolvidos voláteis na linha de tratamento convencional dos RSU (linha 1).... ....................116
Figura 5.15: Evolução temporal da concentração de sólidos suspensos e
dissolvidos voláteis na linha de tratamento integrado dos RSU (linha 3)........... ....................116
Figura 5.16: Variação da razão SSV/STV nas duas linhas de operação............. ....................117
Figura 5.17: Evolução temporal da concentração de nitrogênio orgânico nas
duas linhas de operação....................................................................................... ....................118
Figura 5.18: Evolução temporal das concentrações de nutrientes, NTK e
fósforo, no afluente e efluente do reator UASB.................................................. ....................119
Figura 5.19: Evolução temporal das concentrações de ácidos graxos voláteis,
alcalinidade total e pH nas duas linhas de operação........................................... ....................121
Figura 5.20: Evolução das concentrações de ácidos graxos voláteis,
alcalinidade total e pH no efluente do reator UASB........................................... ....................122
Figura 5.21: Variação das concentrações de alcalinidade bicarbonato e de
ácidos voláteis na linha de tratamento integrado (linha 3).................................. ....................122
Figura 5.22: Variação da relação AGV/AT em ambas as linhas de operação.... ....................124
Figura 5.23: Concentrações médias de ácidos graxos voláteis em ambas as
.
linhas de operação e no efluente do reator UASB, imediatamente antes do
.
início dos procedimentos de correção do pH da linha 3, determinadas por
cromatografia gasosa (N = 6 amostras).............................................................. ....................125
Figura 5.24: Evolução temporal das concentrações de cloreto nas duas linhas
de operação.......................................................................................................... ....................126
Figura 5.25: Evolução temporal das concentrações de sulfeto nas duas linhas
de operação.......................................................................................................... .....................127
Figura 5.26: Avaliação da redução das concentrações de sulfeto no efluente
do reator UASB................................................................................................... .....................128
Figura 5.27: Evolução temporal das concentrações de nitrogênio amoniacal
em ambas as linhas de operação.......................................................................... .....................128
Figura 5.28: Evolução da concentração de nitrogênio amoniacal no afluente e
efluente do reator UASB..................................................................................... .....................128
Figura 5.29: Evolução das concentrações de manganês e alumínio nas duas
linhas de operação e no efluente do reator UASB.............................................. .....................130
Figura 5.30: Evolução das concentrações de zinco e ferro nas duas linhas de
operação e no efluente do reator UASB.............................................................. .....................130
Figura 5.31: Evolução das concentrações de cálcio e magnésio nas duas linhas
de operação e no efluente do reator UASB......................................................... .....................131
Figura 5.32: Evolução das concentrações de níquel e cobre nas duas linhas de
operação e no efluente do reator UASB.............................................................. .....................131
Figura 5.33: Evolução da concentração de cromo nas duas linhas de operação
e no efluente do reator UASB............................................................................. .....................131
Figura 5.34: Evolução das concentrações médias de metano e dióxido de
.
carbono nas 2 linhas de operação e no reator UASB, por cromatografia
gasosa.................................................................................................................. .....................133
Figura 5.35: Produção acumulada de biogás nas duas linhas de operação......... .....................134
Figura 5.36: Avaliação qualitativa da produção de sólidos na digestão
anaeróbia, destacando-se a correlação dos principais fatores intervenientes.
(substrato e microrganismos). Adaptado de CHERNICHARO (1997).............. .....................136
Figura 5.37: Balanço de massa no sistema de tratamento integrado dos RSU e
do chorume.......................................................................................................... .....................137
Figura 5.38: Evolução do perfil de sólidos no reator UASB, determinado nas
4 fases de operação do sistema integrado (linha 3)............................................. .....................139
Figura 5.39: Avaliação das concentrações de metais pesados no lodo
biológico em diferentes níveis do reator UASB, no início e término do.
período de monitoramento.................................................................................. .....................141
LISTA DE TABELAS
Tabela 4.1: Critérios adotados para caracterização dos resíduos sólidos urbanos.. .............................61
Tabela 4.2: Dados relativos às condições climáticas e ao caminhão de coleta, nos
dias de amostragem dos resíduos sólidos urbanos de Belo Horizonte..................................................65
Tabela 4.3: Evolução do preenchimento dos reatores anaeróbios........................... .............................68
Tabela 4.4: Identificação das fases de operação do sistema integrado (linha 3)..... .............................84
Tabela 4.5: Parâmetros hidráulicos de operação do reator UASB.......................... .............................84
Tabela 4.6: Relação dos parâmetros físico-químicos de interesse, freqüência das
análises, e dos respectivos métodos de preparação de amostras e de determinação.
de seus valores. .................................................................................
.............................86
Tabela 4.7: Relação dos parâmetros físico-químicos de interesse, freqüência das
análises, e dos respectivos métodos de preparação de amostras, utilizando-se
.
técnicas de instrumentação por cromatografia líquida, gasosa e
.
espectrofotometria de absorção atômica.................................................................. .............................89
Tabela 5.1: Estimativa da densidade inicial dos resíduos sólidos urbanos.............. .............................95
Tabela 5.2: Avaliação do grau de compactação dos resíduos sólidos urbanos....... .............................95
Tabela 5.3: Composição gravimétrica do lixo urbano amostrado nas diversas
regionais................................................................................................................... ............................ 98
Tabela 5.4: Determinação da composição gravimétrica do lixo urbano segundo
diferentes metodologias e em épocas distintas........................................................ ...........................100
Tabela 5.5: Teor de umidade da fração “potencialmente biodegradável” do lixo
urbano...................................................................................................................... ...........................102
Tabela 5.6: Teor de umidade corrigido, considerando-se a massa total de
resíduos amostrada................................................................................................... ...........................103
Tabela 5.7: Teores de carbono, hidrogênio e nitrogênio pela análise
instrumental............................................................................................................. ...........................104
Tabela 5.8: Estimativa da composição química de materiais constituintes do lixo
urbano...................................................................................................................... ...........................105
Tabela 5.9: Teores de sólidos voláteis no lixo urbano amostrado........................... ...........................106
Tabela 5.10: Teores de metais pesados determinados em amostras de RSU, por
espectrofotometria de absorção atômica (EAA)...................................................... ...........................109
Tabela 5.11: Comparação entre os teores de metais pesados em amostras de RSU
aferidos no presente estudo e em outros trabalhos.................................................. ...........................109
Tabela 5.12: Relação entre as concentrações de DQO total, nitrogênio Kjeldahl
.
(NTK) e fósforo total, aferidas no chorume drenado dos reatores de RSU de
ambas as linhas de operação.................................................................................... ...........................120
Tabela 5.13: Avaliação da produção de biogás e metano nas duas linhas de
operação................................................................................................................... ...........................134
Tabela 5.14: Comparação entre os teores de metais pesados em amostras do lodo
biológico do reator UASB tratando chorume, após 140 dias de operação, e
.
aqueles referenciados em alguns outros trabalhos, relativos ao lodo de esgoto .
sanitário.................................................................................................................... ...........................142
Tabela 5.15: Avaliação da possibilidade de reciclagem do lodo biológico do
reator UASB............................................................................................................ ...........................142
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1. INTRODUÇÃO
1.1. A Questão dos Resíduos Sólidos
Desde o fim do feudalismo europeu, observa-se o fenômeno do êxodo rural na sociedade
ocidental, mas, somente a partir da Revolução Industrial, pôde-se notar uma significante
deterioração da qualidade de vida nos aglomerados populacionais, evidenciada pela
insalubridade e ausência das mínimas condições de saneamento e higiene em residências e
locais de trabalho. No Brasil, a segunda metade do século XX foi marcada pela transição entre
uma sociedade tipicamente rural, caracterizada por um padrão de vida médio simples, e uma
população urbana extremamente heterogênea e desigual.
O crescimento acelerado dos centros urbanos nos últimos cinqüenta anos pôs em cheque a
capacidade do homem moderno de solucionar a equação do “desenvolvimento com
preservação” ou, simplesmente, “desenvolvimento sustentável”, isto é, produzir os bens
necessários à civilização sem, no entanto, comprometer o bem estar e a sobrevivência das
gerações futuras.
Diferentemente de épocas passadas, nas quais a maior preocupação se restringia ao
atendimento das necessidades vitais primárias e à manutenção da estrutura sócio-econômica;
devido ao crescente esgotamento das reservas naturais de mais fácil exploração e à severa
deterioração das condições de seu hábitat, a humanidade começou a voltar seus olhos na
busca de um equilíbrio estável entre o homem e o meio ambiente. Neste sentido, a gestão dos
resíduos sólidos urbanos, juntamente com o suprimento da demanda hídrica, serão,
possivelmente, os maiores desafios da sociedade no século XXI.
Apesar do enorme conhecimento e sofisticada tecnologia sob domínio do homem, não se pode
prever, no campo das ciências aplicadas, processos com eficiência absoluta, sem nenhuma
perda de massa ou de energia. A geração de “resíduos”, sejam eles líquidos, gases ou sólidos,
é uma realidade inerente a toda e qualquer operação física ou processo bioquímico pertinentes
à transformação e utilização dos recursos naturais e, portanto, de interesse da engenharia
sanitária e ambiental.
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Os resíduos sólidos se constituem basicamente de subprodutos ou rejeitos do setor primário,
industrial e de serviço, de materiais e utilitários sem mais valia ou com algum grau de
periculosidade, bem como dos próprios poluentes retidos em estações e equipamentos de
controle da poluição. Desta forma, é interessante destacar que, caso viabilizem-se meios de
re-inserção e aproveitamento econômico, a denominação de “resíduo” ou simplesmente “lixo”
não mais se aplicará a um grande contingente de materiais hoje descartados.
Estes resíduos são gerados em diversos momentos do processo produtivo, desde a extração da
matéria-prima, passando pelo transporte e beneficiamento em indústrias de base ou de bens
duráveis, até as etapas de distribuição e consumo das mercadorias. Como apresentado na
Figura 1.1, ao se analisar a delicada relação produção versus poluição, os resíduos sólidos
podem ser classificados em dois grandes grupos: industriais e urbanos.
Figura 1.1: Geração dos resíduos sólidos em diversos momentos da seqüência de
transformação e utilização dos recursos naturais.
Os resíduos sólidos industriais estão intrinsecamente relacionados às atividades iniciais de
exploração dos recursos naturais, transporte, e transformação de materiais em estado bruto em
produtos semi-acabados ou manufaturados, de maior valor agregado. Devido à considerável
gama de processos industriais e produtos auxiliares envolvidos – corantes, catalisadores,
solventes e outros – os resíduos sólidos resultantes da atividade industrial comumente
apresentam riscos potenciais ao meio ambiente e à saúde pública, merecendo especial atenção
no seu trato. O ônus e a responsabilidade pelo manuseio, acondicionamento, armazenagem,
coleta, transporte e disposição final dos resíduos industriais ficam geralmente a cargo das
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próprias indústrias, cabendo às autoridades e órgãos públicos a fiscalização e coibição do
descumprimento à legislação ambiental vigente. No Brasil, a ABNT – Associação Brasileira
de Normas Técnicas – editou um conjunto de normas que tratam dos procedimentos e
critérios para classificação dos resíduos sólidos industriais: perigosos, não inertes e inertes;
classes I, II e III, respectivamente (ABNT, 1987).
Por sua vez, a geração dos resíduos sólidos urbanos (RSU) se dá nas etapas finais de
distribuição das mercadorias ou após o consumo dos bens, envolvendo o descarte ou perda de
uma infinidade de materiais: embalagens plásticas, de papel ou papelão; recipientes de vidro,
lata ou alumínio; produtos putrescíveis; objetos de uso pessoal, artigos de higiene, peças de
vestuário e diversos utilitários; bens duráveis tais como eletrodomésticos, mobílias e outros.
Somam-se ainda aqueles provenientes da prestação de serviço público – varrição, capina e
poda –, unidades de saúde, entulhos da construção civil e materiais de disposição complicada,
como medicamentos, pilhas e baterias.
A coleta e disposição final dos resíduos sólidos urbanos, diferentemente daqueles de origem
industrial, são usualmente de responsabilidade do poder público municipal. Apesar dos
primeiros muitas vezes não apresentarem a mesma periculosidade dos últimos, por não
possuírem a mesma natureza inflamável, tóxica ou reativa, o equacionamento da questão dos
resíduos sólidos urbanos nas municipalidades se mostra ainda mais aflitivo e de difícil
solução.
Tal assertiva é mais facilmente crível se observados alguns fatores de distinção entre estes
dois grandes grupos de resíduos sólidos. Primeiramente, devido aos meios e recursos
disponíveis, à responsabilidade da gestão dos próprios resíduos, e ao ambiente organizado e
disciplinado, os resíduos gerados no processo industrial podem ser mais facilmente coletados
e dispostos em separado, por etapa, processo ou máquina, evitando-se, assim, a contaminação
de materiais inertes por aqueles considerados não-inertes ou perigosos. A coleta e
acondicionamento em separado dos resíduos permitem a reutilização de certos materiais pela
própria indústria ou por outras, seja como matéria-prima ou combustível.
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Diferentemente, a coleta em separado dos materiais constituintes do lixo urbano, conhecida
por “coleta seletiva”, se mostra muito mais complicada, devido à natureza extremamente
heterogênea dos resíduos e à necessidade de viabilização de toda uma infra-estrutura de coleta
e transporte dos resíduos segregados nos domicílios, estabelecimentos comerciais ou prédios
públicos. Além disto, o sucesso desta estratégia depende da ampla aceitação dos produtos
reciclados e da constante mobilização social.
Outros fatores complicadores da gestão dos resíduos sólidos urbanos residem na
descontinuidade de políticas públicas de saneamento a médio e longo prazo, e na menor
eficiência e comprometimento do poder público municipal, pouco exigido e fiscalizado pela
sociedade e órgãos competentes, com seus recursos financeiros quase sempre limitados.
Considerando-se estas dificuldades encontradas para uma adequada gestão do lixo urbano, o
que se observa é um quadro alarmante nos municípios de pequeno, médio e grande porte.
Enquanto os primeiros sofrem pela carência de uma infra-estrutura adequada, com baixos
índices de atendimento à população pelos serviços de limpeza pública, os últimos se deparam
com o esgotamento da capacidade instalada para disposição final das enormes quantidades de
resíduos diariamente coletadas.
A consciência ainda incipiente da sociedade, traduzida no descaso das classes mais abastadas
pela questão do lixo urbano, compromete o desejável “desenvolvimento sustentável”.
Ironicamente, a “revolução” dos costumes e hábitos, tão necessária neste caso, vem sendo
impulsionada não pelas elites, mas sim, pela população excluída da estrutura social e
econômica, e que, diante de sua miséria e instinto de sobrevivência, conseguiu atribuir valor a
diversos materiais constituintes do lixo urbano.
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1.2. Digestão Anaeróbia de Resíduos Sólidos Urbanos em Aterros
Apesar das inúmeras experiências bem sucedidas na recuperação e reciclagem de constituintes
dos resíduos sólidos urbanos, o montante total reaproveitado ainda não faz frente ao volume
de lixo gerado diariamente. Assim, tendo em vista que a incineração dos resíduos tem sua
aplicabilidade técnica e econômica restrita àqueles considerados perigosos, usualmente de
origem industrial ou hospitalar, o aterramento do lixo urbano responde, forçosamente, pela
destinação final da quase totalidade dos resíduos coletados.
Os aterros não devem ser entendidos meramente como locais de confinamento do lixo urbano,
mas sim como obras de engenharia, reatores dentro dos quais se processam inúmeros
fenômenos físicos, químicos e biológicos, sendo necessárias diversas intervenções para
contenção de poluentes líquidos e gasosos. Assim, faz-se urgente e necessário o conhecimento
destes processos e domínio das técnicas de operação.
Esta preocupação consta de dois dos quatro temas prioritários do PROSAB – Programa de
Pesquisa em Saneamento Básico: “alternativas de disposição de resíduos sólidos urbanos para
pequenas comunidades” (Tema 3) e “digestão anaeróbia de resíduos sólidos orgânicos e
aproveitamento de biogás” (Tema 4). Este estudo se insere no contexto de um projeto maior
de doutoramento, financiado pelo PROSAB, Edital III, Tema 4, no qual buscar-se-á entender
mais objetivamente a dinâmica dos processos físicos e bioquímicos observados durante a
digestão anaeróbia do lixo urbano aterrado, submetido a diferentes condições de operação.
Desta forma, a avaliação de procedimentos operacionais que visam a redução dos tempos de
estabilização da fração orgânica dos resíduos sólidos urbanos (FORSU) confinados em
aterros, através do tratamento e recirculação dos líquidos drenados, será o eixo norteador da
dissertação.
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2. OBJETIVOS
O objetivo geral desta pesquisa é a avaliação, em laboratório, da eficiência e aplicabilidade de
um sistema integrado “aterro celular / reator UASB” no tratamento de resíduos sólidos
urbanos e de chorume. Este tratamento consiste na recirculação contínua do chorume, através
das duas unidades complementares (aterro celular e reator UASB), e inoculação da digestão
anaeróbia dos resíduos sólidos urbanos (RSU) com o lodo biológico excedente produzido no
reator UASB.
Por sua vez, ter-se-ão ainda como objetivos específicos:
•
caracterização físico-química dos resíduos sólidos urbanos amostrados em aterro
sanitário e confinados nos reatores experimentais;
•
verificação da evolução de parâmetros físico-químicos do chorume drenado nos
reatores anaeróbios de resíduos sólidos urbanos;
•
quantificação da produção de biogás nos reatores anaeróbios de resíduos sólidos
urbanos e no reator UASB, determinando-se as concentrações de seus principais
constituintes: metano e dióxido de carbono;
•
avaliação do comportamento e eficiência do tratamento biológico do chorume por via
anaeróbia, com a quantificação da produção e aferição das características do lodo
biológico no interior do reator UASB.
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3. REVISÃO DA LITERATURA
3.1. Considerações sobre a Realidade dos Resíduos Sólidos
3.1.1 Alguns Aspectos sobre a Realidade no Brasil e no Mundo
Desejosa de um número cada vez maior de objetos manufaturados, outrora não tão
indispensáveis, senhora de técnicas e meios de produção agrícola e industrial capazes de
suprir por completo uma demanda voraz, a população dos grandes centros urbanos
acostumou-se ao superconsumismo, não significando, contudo, a supressão das básicas
necessidades de um enorme contingente de pessoas.
A capitalização das classes menos abastadas, refugiadas em zonas periféricas geralmente não
atendidas pelo poder público, não se traduziu na melhoria das condições de vida dessas
populações, mas sim, no simples incremento do consumo, tão desejável em uma sociedade
industrializada. Ademais, a extremada injustiça social, somada à conscientização ainda
incipiente acerca da preservação ambiental, contribuem para o agravamento do quadro
sanitário e de saúde púbica na grande maioria dos países em desenvolvimento.
Por outro lado, a mesma sociedade ainda não conseguiu administrar as enormes quantidades
de rejeitos sólidos geradas ao longo do processo produtivo ou após o consumo final. Vários
fenômenos contribuem para o incremento da geração de resíduos sólidos per capita, entre os
quais destacam-se a forte tendência de substituição do renovável e necessário pelo descartável
e fugaz, e o aumento do valor agregado de manufaturados pela inserção de subprodutos na
cadeia produtiva.
No Brasil, uma pesquisa realizada pelo IPT/CEMPRE (1995) apud TÁVORA JÚNIOR et al.
(2000) apontou o aumento na quantidade de lixo gerado, destacando uma rápida mudança na
composição do lixo urbano, com o decréscimo dos resíduos orgânicos facilmente degradados
– 76% em 1965 para cerca de 47% em 1990 – e uma maior presença de resíduos inertes ou
lentamente biodegradáveis, embora os primeiros continuem sendo a fração predominante.
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Em seu trabalho, LIMA et al. (2000b) apresentaram uma série histórica de dados sobre a
composição gravimétrica do lixo urbano no município do Rio de Janeiro, verificando uma
estreita relação entre o percentual de matéria orgânica e o poder aquisitivo da população. Os
autores observaram, ainda, uma nítida tendência de queda na proporção de papel e papelão,
atribuindo tal fato à substituição destes materiais por embalagens plásticas e à maior
reciclagem dos mesmos.
A Agência de Proteção Ambiental dos Estados Unidos descreve a forte correlação observada
entre o incremento da geração de resíduos sólidos urbanos e o crescimento da atividade
econômica, medida pelo Produto Interno Bruto (PIB) e pelos gastos no consumo, estimando
um volume total de 217 milhões de toneladas de lixo urbano em 1997, cerca de
aproximadamente 1,5 kg/hab.dia. Este montante é bem superior àquele reportado no período
entre 1960 e 1990, que subiu de aproximadamente 90 para 200 milhões de toneladas/ano.
Papel e papelão, e os resíduos orgânicos vegetais – podas, folhagens, restos de jardinagem,
capina e roçagem – foram as duas maiores categorias identificadas, respectivamente,
respondendo por 51% da massa de lixo urbano. (EPA, 1999). O papel é o maior constituinte
do lixo urbano em países industrializados, 40% nos Estados Unidos e 33% no Reino Unido
(CAIRNCROSS, 1993).
Ademais, face às rápidas mudanças nos hábitos de consumo e da escala de produção
industrial, a escolha da melhor tecnologia para tratamento dos resíduos sólidos, bem como a
determinação da forma mais adequada de dispô-los no meio ambiente, tornou-se uma equação
crucial e de difícil solução.
A Pesquisa Nacional de Saneamento Básico, realizada em 1991 pelo Instituto Brasileiro de
Geografia e de Estatística (IBGE), estimou uma produção diária de 90.000 toneladas de lixo
doméstico no Brasil, sendo uma grande parcela não coletada ou descartada em locais
impróprios, próximos à população e cursos d’água, enquanto que do volume coletado, 76%
eram transportados para lixões, locais sem nenhuma infra-estrutura, igualmente inapropriados
à destinação final dos rejeitos.
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A Figura 3.1 apresenta uma compilação dos dados estatísticos do censo demográfico do IBGE
(1991), referentes à porcentagem da população segundo a destinação de seu lixo. Pode-se
observar que o atendimento à população pelo serviço público de coleta é bem mais
significativo nas regiões Sudeste, Sul e Centro-Oeste, havendo uma carência maior nas
regiões Norte e Nordeste.
Porcentagem da população (%)
80
70
60
50
Coletado
Queimado
Enterrado
Jogado em local impróprio *
Outro
40
30
20
10
0
Norte
Nordeste
Sudeste
Sul
Centro-Oeste
Região
* Terrenos baldios, rios, lagos e mares
Figura 3.1: Comparação entre as diferentes regiões do território nacional quanto à destinação
final dos resíduos domiciliares. Adaptado do IBGE (1991).
SOARES et al. (2000) citaram um estudo do Ministério da Ação Social, no qual constatou-se
que das 80 mil toneladas de resíduos geradas diariamente nas cidades, apenas a metade era
coletada, sendo o restante disposto indevidamente em logradouros públicos, encostas de
morros, terrenos baldios ou às margens de cursos d’água. A situação descrita é ainda pior,
uma vez que o mesmo estudo ainda revela que, do volume total coletado, somente 3% têm
uma destinação final adequada, enquanto os demais são transportados pelo próprio serviço de
coleta até os lixões ou “bota-foras”, locais sem a mínima infra-estrutura para contenção dos
poluentes e impedimento da proliferação de vetores sanitários.
Conforme descrito por TÁVORA JÚNIOR et al. (2000), o despejo a céu aberto corresponde a
90% da destinação dos resíduos sólidos urbanos coletados na região Nordeste do país.
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Segundo os autores, os aterros controlados e sanitários respondem, respectivamente, por 10 e
13% da disposição final do lixo coletado, estando estes últimos concentrados na região
Sudeste.
Usualmente, no Brasil, a incineração destina-se basicamente aos resíduos perigosos sendo,
portanto, pouco praticada com o lixo urbano. Assim, este tratamento é empregado com
apenas 0,1% dos resíduos sólidos, correspondente aos resíduos provenientes de centros de
saúde (TÁVORA JÚNIOR et al., 2000). Segundo CAIRNCROSS (1993), os hospitais norteamericanos geram diariamente, em média, cerca de 2 kg de resíduos sólidos por leito, desde
seringas e agulhas descartáveis até lençóis e restos cirúrgicos, sendo 80% destes resíduos
incinerados.
A compostagem e reciclagem respondem por apenas 0,9 e 2,2% do lixo urbano gerado e
coletado no país (TÁVORA JÚNIOR et al., 2000). Estas estatísticas demonstram que tais
alternativas de tratamento ainda têm uma utilização muito aquém de seu potencial, sendo
inexpressivas quando comparadas às de outros países. Segundo PEREIRA NETO (1993) apud
LEITE et al. (1996), do volume total dos resíduos coletados no país, apenas 1% destina-se às
usinas de compostagem. Vale destacar que são os catadores, trabalhadores informais, de baixa
renda e que, salvas raras exceções, trabalham em condições inadequadas, os responsáveis por
80% do “negócio” da reciclagem, coletando, classificando, separando e preparando os
materiais recicláveis para a comercialização (DIAS, 2001).
DIAS (2001) apresentou estatísticas diferentes e ainda mais preocupantes, afirmando que os
serviços de coleta de lixo atendem a 76% da população urbana do país. Infelizmente, 97% dos
quase 12 mil locais de destinação final dos resíduos sólidos utilizados pelas municipalidades
em todo o país são impróprios e tecnicamente condenáveis – 63% são corpos d’água e 34%
são vazadouros ou lixões a céu aberto – e, apenas 3%, dispostos por meios adequados – aterro
sanitário, compostagem, reciclagem ou incineração.
Nos Estados Unidos, os percentuais de recuperação de materiais constituintes do lixo urbano,
por compostagem ou reciclagem, cresceram de 2,0 e 14,2%, em 1990, para 5,6 e 22,4%,
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respectivamente, em 1997 (EPA, 1999). A Figura 3.2 ilustra a diferente situação no Brasil e
nos Estados Unidos, em 2000, concernentes ao tratamento e disposição final dos resíduos
sólidos urbanos.
Porcentagem da Geração (%)
60
50
53,3
Brasil (TÁVORA JÚNIOR et al., 2000) *
Estados Unidos (EPA,1998) **
40
30
24,1
23
16,7
20
10
5,9
2,2
0,9
0,1
0
Reciclagem
Compostagem
Incineração
Aterramento
Destinação Final dos RSU
* Dados relativos aos resíduos coletados.
** Estimativas apresentadas no relatório para o ano de 2000.
LIBÂNIO (2002)
Figura 3.2: Comparação entre as alternativas empregadas na destinação final dos resíduos
sólidos urbanos, no Brasil e nos Estados Unidos.
3.1.2 Alguns Aspectos sobre a Realidade em Belo Horizonte
Diferentemente, a situação da limpeza urbana em Belo Horizonte é bem melhor que a
realidade nacional, com atendimento de 91% de sua população, sendo 78% o índice de
atendimento por coleta em vilas e favelas (PBH, 2001). Ademais, a capital mineira possui
programas que visam a recuperação e reaproveitamento dos resíduos recicláveis e orgânicos.
Existem duas estações de reciclagem de entulho da construção civil (Pampulha e Estoril) que
produzem, juntas, cerca de 260 toneladas de material britado por dia. Este material retorna à
construção civil, substituindo os agregados (areia e brita) ou o minério de ferro em obras de
pavimentação, como base e sub-base de vias públicas. Entretanto, a maior parte do entulho de
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obras civis – aproximadamente 1800 toneladas/dia ou 40% da massa total de resíduos
aterrados diariamente – destina-se, ainda, ao aterro sanitário do município, compondo o
material de cobertura das células.
Os materiais recicláveis, obtidos em locais de entrega voluntária, por veículos da Prefeitura e
da Associação dos Catadores de Papel e de Materiais Recuperáveis (ASMARE), ou
recolhidos junto aos estabelecimentos comerciais, instituições públicas e privadas, através de
carrinhos individuais de tração humana, são levados aos galpões de triagem, nos quais os
materiais são segregados e, então, encaminhados para a ASMARE para sua comercialização.
A coleta seletiva de materiais recicláveis – vidro, papel/papelão, metal e plástico – é ainda
bem modesta, de aproximadamente 500 a 600 toneladas/mês, ou seja, 0,5% da geração total
de resíduos no município (PBH, 2001).
Por sua vez, uma pequena fração dos resíduos orgânicos, constituídos da mistura de material
palhoso e restos de alimentos putrescíveis, é encaminhada à unidade de compostagem, situada
no aterro sanitário municipal. O composto orgânico obtido é destinado às hortas de escolas
públicas e às áreas verdes da cidade, para condicionamento do solo (PBH, 2001). A Figura
3.3 apresenta um esquema geral da gestão do lixo urbano no município de Belo Horizonte.
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LIBÂNIO (2002)
Figura 3.3: Destinação do lixo urbano coletado no município de Belo Horizonte.
Adaptado de PBH (2001).
Entretanto, apesar dos esforços da prefeitura em minimizar a quantidade de resíduos sólidos
urbanos destinados ao aterro sanitário municipal, a cidade enfrentará sérios problemas para
dispor de aproximadamente 3,5 a 4 mil toneladas de lixo geradas diariamente.
A Central de Tratamento de Resíduos Sólidos da BR-040, único aterro sanitário do município,
encontra-se em fase final de operação. A outra área disponível para a destinação do lixo
urbano de Belo Horizonte, Capitão Eduardo, foi ocupada pela população na administração do
ex-prefeito Ferrara, dificultando a implantação de um novo aterro sanitário naquele local, pois
conflita com os interesses dos moradores da região, receosos de eventuais riscos à sua saúde e
de problemas com odor e poeira, ocasionados pela proximidade deste empreendimento.
Desta forma, a Secretaria Municipal de Limpeza Urbana (SMLU) busca meios de prorrogar
ao máximo o término das operações no aterro municipal, adotando, desde 1996, a técnica de
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recirculação do chorume drenado, com objetivo de acelerar o tratamento dos resíduos sólidos
confinados. Todavia, apesar dos aspectos benéficos da recirculação do chorume para a
estabilização da fração orgânica dos resíduos aterrados (LIMA, 1988; BALDOCHI et al.,
1996; PESSIN et al., 1997; CINTRA et al., 2001b), muito ainda se desconhece sobre a real
influência e magnitude de seus efeitos. Adicionalmente, é difícil de se imaginar quais os
ganhos advindos deste procedimento referentes ao reaproveitamento das enormes quantidades
aterradas de materiais inertes, pouco ou lentamente biodegradáveis.
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3.2. Possibilidades de Minimização da Geração de Resíduos Sólidos
O incremento da parcela de resíduos sólidos recuperados junto aos rejeitos públicos ou
provenientes das indústrias, sendo, então, reaproveitados pela atividade econômica, será a
questão crucial e definitiva para o desenvolvimento sustentável da sociedade atual e futura.
Entretanto, a minimização dos impactos ambientais relativos aos resíduos sólidos passa pela
sensibilização dos diversos agentes – governo, indústria, comércio, sociedade civil
organizada, entre outros – e por diversas ações integradas. Além disto, as alternativas
usualmente adotadas mostram-se, por vezes, inadequadas à realidade local de pequenas e
grandes cidades. A Figura 3.4 correlaciona algumas das diversas alternativas de recuperação
dos resíduos com as respectivas etapas do processo produtivo, na geração e/ou recebimento
dos rejeitos: reciclagem primária ou industrial, secundária ou pós-consumo, terciária ou
química, e quaternária ou energética (TEIXEIRA et al., 1999).
LIBÂNIO (2002)
Figura 3.4: Possibilidades de minimização dos impactos ambientais devido à menor geração
de resíduos sólidos e utilização de recursos naturais.
Segundo a CETESB (1992), a minimização dos resíduos sólidos industriais objetiva a redução
da sua carga poluidora, obtida pela diminuição dos volumes gerados ou de sua toxicidade,
existindo, basicamente, duas estratégias possíveis a serem adotadas: redução na fonte e/ou
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reciclagem. A primeira consiste em modificações dentro do próprio processo industrial, com
alterações de matérias-primas, produtos auxiliares, tecnologia ou de procedimentos
operacionais. A reciclagem, por sua vez, implica na recuperação ou reuso de resíduos ou de
seus constituintes que apresentem algum valor econômico.
O reaproveitamento dos resíduos sólidos industriais é, hoje, uma realidade para diversos
setores industriais, que se beneficiam pela aquisição de matérias-primas ou combustível de
menor custo, pela redução do ônus com o tratamento e disposição de seus resíduos, ou, ainda,
pela receita advinda com o recebimento e destinação final dos resíduos gerados em outras
indústrias. Diversas experiências bem sucedidas são relatadas na literatura (SILVA et al.,
1992; CERQUEIRA & ALVES, 1999; DIAS, 2001), com soluções que envolvem diferentes
modalidades de gestão, desde o co-processamento dos resíduos sólidos, até a venda ou doação
dos rejeitos sólidos em “bolsas de resíduos”.
Entretanto, o cenário relativo à recuperação dos resíduos sólidos urbanos no Brasil, seja
através da reciclagem de alguns de seus materiais constituintes, seja através da compostagem
da fração orgânica, mostra-se pouco significativo e restrito a alguns poucos elementos:
metais, papel e papelão, plástico e vidro. Salvo algumas exceções, notadamente o alumínio, os
índices de reciclagem e reaproveitamento no Brasil são bem inferiores aos de outros países
desenvolvidos. A Figura 3.5 ilustra a evolução temporal da geração de resíduos sólidos
urbanos nos Estados Unidos, e o aumento significativo da importância da reciclagem e
compostagem, dentre as alternativas de disposição final.
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Figura 3.5: Crescimento da reciclagem e compostagem nos Estados Unidos, possibilitando a
manutenção das quantidades de lixo urbano destinadas à incineração ou aterramento. Dados
de pesquisas realizadas entre 1960 e 1997 e projeções até 2005. Adaptado de EPA (1999).
Entretanto, apesar de todas as possibilidades e estratégias de minimização da geração de
resíduos sólidos, enormes quantidades de resíduos ainda não se mostram potencialmente
recuperáveis, seja pela inexistência de tecnologias economicamente viáveis ou pela
indisponibilidade das mesmas, sendo, então, submetidos a processos de pré-tratamento ou
simplesmente incinerados e/ou aterrados. Ademais, parte dos resíduos sólidos submetidos aos
processos de recuperação permanecem inapropriados para uma posterior utilização.
Especificamente com relação aos resíduos sólidos urbanos, os itens seguintes apresentam uma
breve descrição das alternativas usualmente empregadas no pré-tratamento, tratamento e
destinação final dos mesmos. Ademais, procura-se mostrar a importância da técnica de
aterramento do lixo urbano dentro do quadro de alternativas existentes e, ao mesmo tempo, a
necessidade de aprimoramento ou reformulação de algumas das variáveis operacionais
envolvidas.
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3.3. Tratamento e Disposição Final dos Resíduos Sólidos Urbanos
3.3.1. Incineração
A incineração, entendida como a queima controlada de resíduos sólidos ou semi-sólidos, é
amplamente empregada em países desenvolvidos, nos quais a indisponibilidade de área, o
elevado custo com mão-de-obra qualificada e a possibilidade de grandes investimentos
iniciais, justificam a automação de processos e a adoção de operações de controle da poluição
sofisticadas. Esta não é, ainda, a realidade dos países em desenvolvimento, onde a incineração
tem sua aplicabilidade restrita a alguns casos, notadamente resíduos de unidades de saúde e
perigosos, secagem de lodos de estações de tratamento de esgotos e outros.
A incineração é mais usualmente empregada no tratamento dos resíduos sólidos industriais. A
CETESB (1992) aponta a incineração como a melhor solução para tratar resíduos altamente
persistentes, tóxicos e muito inflamáveis, tais como solventes e óleos não passíveis de
recuperação, defensivos agrícolas halogenados e várias drogas farmacêuticas.
No caso dos resíduos sólidos urbanos, sua aplicabilidade é bem mais restrita. Todavia, seu
emprego justifica-se em alguns casos como, por exemplo, em grandes metrópoles, onde, por
indisponibilidade de áreas, ou pelo elevado custo com o transporte dos resíduos até regiões
mais distantes, a incineração se faz mais interessante que o simples aterramento.
Adicionalmente, existe a possibilidade de produção de energia através da combustão do lixo
urbano. Nos Estados Unidos, em 1997, 36,7 milhões de toneladas de resíduos foram
queimadas (17% da geração de lixo urbano), sendo 97,6% em plantas de combustão de
resíduos com geração de energia e apenas 2,4% em incineradores, sem geração de energia
(EPA, 1999).
Apesar dos rigorosos procedimentos operacionais na incineração dos resíduos sólidos
urbanos, cerca de 25% do lixo incinerado tornam-se cinzas remanescentes da combustão,
devendo-se, então, dispô-las em separado, nos aterros. O percentual de resíduos da combustão
do lixo urbano pode variar conforme a eficiência e configuração dos equipamentos, e dos
tipos de resíduos incinerados (EPA, 1999).
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3.3.2. Compostagem
Num primeiro momento, a compostagem – processo aeróbio de bioestabilização da matéria
orgânica – revela-se interessante devido à relativa simplicidade operacional e vasto
conhecimento acerca da produção do composto, condicionador orgânico do solo. Porém, tal
prática necessita fundamentalmente da separação da fração orgânica putrescível – restos de
alimentos, podas de árvores e produto da capina e roçagem – dos demais constituintes do lixo
urbano, seja ainda nas residências e estabelecimentos comerciais ou, posteriormente, em
locais usualmente denominados “Unidades de Triagem e Compostagem (UTC)”.
No primeiro caso, faz-se necessário não somente o envolvimento da comunidade, mas,
também, a implementação da coleta seletiva pelo poder público e toda infra-estrutura para
transformação dos materiais potencialmente recicláveis. Por sua vez, a posterior separação da
fração orgânica e dos materiais recicláveis é algo extremamente difícil em larga escala pois,
se realizada manualmente, requer um grande número de pessoas para segregação de
quantidades modestas e, quando a automação é possível, nem sempre o ônus da instalação e
manutenção pode ser acomodado no orçamento municipal.
Desta forma, o emprego da técnica de compostagem fica geralmente restrito às pequenas
comunidades, nas quais se verificam benefícios sócio-educativos, ainda que a receita gerada
seja inferior aos custos de manutenção e operação. Em alguns casos, quando há um modelo
descentralizado de gestão dos resíduos sólidos urbanos, no qual diversas instituições são coresponsáveis pela destinação e tratamento de seus resíduos, a compostagem pode se mostrar
uma alternativa interessante em centros urbanos de maior porte.
Semelhantemente às demais modalidades de tratamento dos resíduos sólidos, a compostagem
também produz rejeitos. Após a fase final de maturação, o material é peneirado para retirada
de possíveis materiais inertes, tais como pedras, fragmentos de metais, plásticos, ossos e
resíduos orgânicos de difícil degradação, presentes na fração de lixo urbano utilizada quando
da montagem das leiras. Os resíduos inertes, segregados do composto maturado, devem ser
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aterrados, enquanto que os rejeitos orgânicos, ainda não estabilizados, podem ser
incorporados na configuração de novas leiras (PEREIRA NETO, 1999).
3.3.3. Reciclagem
Utopicamente, poder-se-ia prever o reaproveitamento de toda massa de resíduos sólidos
gerada na produção e consumo de mercadorias – reutilização ou reciclagem – porém, seja pela
inexistência de tecnologia viável, pelo descaso ou despreparo das autoridades responsáveis,
ou mesmo pela necessidade de uma grande e perpétua mobilização social, tal idéia torna-se
proibitiva e impraticável.
A reciclagem não é, portanto, suficientemente importante para se prescindir de um aterro e,
ainda se fosse, não se poderia desconsiderar as perdas significativas inerentes ao processo de
reciclagem. A EPA (1999) cita que, em média, de 5 a 10% do volume total de resíduos
processados não são recuperados.
3.3.4. Aterros
O aterramento dos resíduos sólidos implica no seu confinamento no solo, objetivando o
tratamento e/ou disposição final dos mesmos. É a forma de destinação dos resíduos sólidos
mais difundida e de menor custo (CETESB, 1992).
Conforme descrito nos itens anteriores, independentemente da forma de gestão dos resíduos
sólidos, a técnica de aterramento deve ser sempre considerada, seja para dispor do volume de
resíduos excedentes à capacidade instalada de tratamento ou recuperação, seja para dispor dos
rejeitos gerados nestes processos. Portanto, deve-se reconhecer que por mais antipática e
casual que possa parecer a idéia de aterrar os rejeitos sólidos, é sempre necessário prever no
balanço de massa, a destinação de consideráveis quantidades de materiais não recuperáveis
para confinamento adequado no solo (Figura 3.6).
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LIBÂNIO (2002)
Figura 3.6: Importância da técnica de aterramento no atual quadro de alternativas de
tratamento e disposição final do lixo urbano.
Os aterros devem ser capazes de conter os poluentes, reduzindo os riscos à saúde pública e ao
meio ambiente, destinando-se para estes somente aqueles resíduos que contêm poluentes
passíveis de atenuação no solo, por processos de degradação ou retenção físico-química
(CETESB, 1992).
A configuração dos aterros industriais, usualmente responsáveis pela destinação final da
maior parcela dos resíduos sólidos industriais, depende basicamente da caracterização e
classificação dos resíduos – perigosos (Classe I) ou não perigosos e não inertes (Classe II) – e
das condições locais geotécnicas e climatológicas, podendo-se prescindir ou não de alguns
elementos de projeto (CETESB, 1992). DIAS (2001) apresentou um levantamento estatístico
que confirma a maior importância do aterramento dentre as outras modalidades de tratamento
e destinação dos resíduos industriais no país (Figura 3.7).
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Porcentagem de Resíduos Industriais (%)
__________________________________________________________________________________________
80
71,3
70
60
50
40
30
24,4
20
10
4,0
0,3
0
Aterro
Co-Processamento
Incinerador
Tratamento
Figura 3.7: Destinação final dos resíduos sólidos industriais gerados pelas empresas
associadas à Abetre – Associação Brasileira de Empresas de Tratamento, Recuperação e
Disposição Final de Resíduos Especiais. Modificado de DIAS (2001).
Algumas situações podem exigir certos cuidados adicionais no aterramento dos resíduos
sólidos
industriais,
sendo
necessário
o
pré-tratamento
dos
resíduos
–
estabilização/solidificação – ou mesmo, a cobertura de toda a superfície exposta do aterro,
eliminando-se a infiltração de água pela precipitação diretamente incidente. Apesar de todos
estes cuidados, não se recomenda a disposição de certos tipos de resíduos industriais em
aterros, notadamente aqueles inflamáveis, oleosos, orgânico-persistentes ou que contenham
líquidos livres (CETESB, 1992).
Por sua vez, os resíduos sólidos urbanos podem ser dispostos em aterros controlados ou
sanitários. A operação dos aterros controlados se restringe basicamente à cobertura dos
resíduos, objetivando minimizar os riscos advindos da proliferação de vetores sanitários, bem
como impedir o carreamento do lixo despejado pelas águas pluviais. Ainda assim, diversos
problemas não são devidamente contemplados por esta técnica de aterramento.
Os aterros sanitários apresentam uma melhor infra-estrutura para o controle da poluição,
dispondo de drenos para coleta de gases e líquidos lixiviados, e impermeabilização da base.
Existem diferentes métodos para execução de aterros sanitários – método da trincheira, rampa
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e área – adotados em função das condições do relevo, profundidade do lençol freático,
disponibilidade de área e material de cobertura, entre outros.
O aterro sanitário é a forma de disposição de resíduos sólidos urbanos mais utilizada em todo
o mundo, entretanto, em diversos momentos esta técnica é mal empregada (BORZACCONI et
al., 1996b). No Brasil, os aterros sanitários respondem por somente 10% da disposição final
dos resíduos sólidos urbanos coletados (IBGE, 1991).
Existe, ainda, a possibilidade de co-disposição de resíduos urbanos e industriais em aterros.
Segundo PIMENTEL JÚNIOR (1996), a co-disposição de resíduos sólidos industriais, inertes
e não-inertes, com os resíduos sólidos domiciliares, em aterros sanitários, tem se mostrado
uma alternativa interessante para municípios e indústrias.
3.4. Processos Anaeróbios
3.4.1. Fundamentos da Digestão Anaeróbia
Os ciclos dos elementos na biosfera, ou ciclos biogeoquímicos, se caracterizam pela contínua
e cíclica transformação da matéria, com o aproveitamento energético (fluxo energético)
através da cadeia trófica e o contínuo intercâmbio de elementos químicos entre meio biótico e
abiótico (MOTA, 1997). Mais especificamente, tais fenômenos são possíveis pela constante
síntese (seres autótrofos fotossintetizantes, como vegetais e algas, ou bactérias
quimiossintetizantes) e decomposição de compostos orgânicos (seres heterótrofos,
consumidores ou decompositores, através da digestão aeróbia ou anaeróbia).
Enquanto na decomposição aeróbia, reação inversa à fotossíntese, ocorre a oxidação completa
dos compostos orgânicos, convertidos em água, gás carbônico e sais minerais, a
decomposição anaeróbia resultada em subprodutos orgânicos – metano, álcoois, sulfetos,
amônia – ainda passíveis de posterior oxidação. Na decomposição por via anaeróbia,
diferentemente da aeróbia, o oxigênio não é utilizado como aceptor de elétrons, mas sim,
outros compostos, tais como nitratos, sulfatos e o dióxido de carbono.
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Na engenharia ambiental, os fundamentos da digestão anaeróbia vêm sendo aplicados na
concepção de sistemas de tratamento de águas residuárias (efluentes industriais líquidos e
esgotos dométicos), aterros de resíduos sólidos, digestores (lodo de esgoto sanitário, biomassa
vegetal) com ou sem aproveitamento energético do biogás.
As possibilidades de sucesso para redução significativa do teor de matéria orgânica em
efluentes tratados por reatores anaeróbios dependem da observância de uma série de
requisitos ambientais para desenvolvimento de organismos decompositores. Entre os fatores
ambientais, pode-se citar a temperatura e o pH, assim como a presença de nutrientes ou de
compostos em concentrações suficientemente tóxicas.
Primeiramente, seja pelo fato dos microrganismos não possuírem mecanismos para controle
de sua temperatura interna, seja pela intrínseca relação entre a temperatura e as taxas de
reação do meio – síntese ou dissolução de compostos – os microrganismos, notadamente os
anaeróbios, são bastante sensíveis às variações de temperatura. Segundo LETTINGA et al.
(1996) apud CHERNICHARO (1997), existem três faixas de temperatura associadas ao
crescimento microbiano: psicrófila (0 a 20oC), mesófila (20 a 45oC) e termófila (45 a 70oC).
Na faixa mesófila, a temperatura ótima para a atividade metanogênica situa-se entre 30 e 35oC
e, para valores de temperaturas acima desta faixa observa-se a inibição da metanogênese
(ARAGÃO et al., 1999).
Outra questão de grande importância diz respeito ao sistema ácido/base, descrito
conjuntamente por três parâmetros de controle: pH, alcalinidade e ácidos voláteis. A faixa de
pH ótima ao desenvolvimento de algum tipo de microrganismo depende de suas próprias
características e também do tipo de substrato metabolizado. Os microrganismos formadores
de metano se desenvolvem satisfatoriamente em uma faixa de pH bem mais restrita (pH entre
6,6 e 7,4) que os de outros grupos, tais como os acidogênicos, capazes de tolerar valores de
pH abaixo de 5,0 (CHERNICHARO, 1997).
Por sua vez, o efeito da toxicidade se dá, basicamente, pela presença de compostos inibidores
do crescimento dos microrganismos, ou mesmo pela eliminação total da atividade microbiana.
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A toxicidade se manifesta pela presença de determinados compostos em concentrações
nocivas à atividade biológica, tais como cátions de sais inorgânicos dissolvidos (Na+, NH4+,
K+ e outros), amônia (amônia livre, mais tóxica, ou íon amônia, menos tóxica), sulfeto (forma
não dissociada, mais tóxica, ou dissociada, menos tóxica), metais pesados (Cr, Ni, Zn, Cu), e
outras toxinas inorgânicas (cianetos) e orgânicas (detergentes, pesticidas).
Finalmente, deve-se ressaltar a necessidade de suprimento dos requisitos nutricionais,
macronutrientes e micronutrientes. MALINA (1992) apud NASCIMENTO et al. (1996)
propõe a seguinte aproximação para descrever a composição química típica das células
procarióticas: C60H87O23N12P, com teores de 12 a 13% em peso de nitrogênio e 2 a 3% de
fósforo. Ainda segundo o autor, o desempenho de todo o processo anaeróbio pode ficar
comprometido caso não se satisfaçam todos os requisitos nutricionais para o metabolismo
microbiano: energia (carbono), macronutrientes inorgânicos (nitrogênio e fósforo),
micronutrientes inorgânicos principais (enxofre, potássio, cálcio, magnésio, ferro, sódio e
cloro) e secundários (zinco, manganês, molibdênio, selênio, cobalto, cobre, níquel, vanádio e
tungstênio), bem como fatores orgânicos de crescimento (vitaminas, aminoácidos, pirimidinas
e outros).
3.4.2. Digestão anaeróbia dos resíduos sólidos urbanos aterrados
A digestão anaeróbia dos resíduos sólidos urbanos em aterros é, usualmente, sub-dividida em
três etapas: decomposição aeróbia, fermentação e, por fim, metanogênese.
Conforme descrito pelo IPT/CEMPRE (2000), a decomposição aeróbia é relativamente curta,
com duração média de aproximadamente um mês, período no qual a quantidade ainda
disponível de oxigênio é consumida rapidamente. Segundo LO (1996) apud IPT/CEMPRE
(2000), em aterros rasos, com profundidades de até 3 metros, esta fase pode perdurar mais
tempo.
A etapa seguinte de fermentação pode ser entendida como a sucessão de três momentos
distintos: hidrólise, acidogênese e acetogênese. Estas etapas ocorrem de forma semelhante ao
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que foi descrito no item anterior, com a conversão do material orgânico particulado em
compostos mais simples, solúveis, assimiláveis pelos microrganismos. Durante este período, o
lixiviado drenado de aterros sanitários caracteriza-se por uma elevada concentração de
nitrogênio amoniacal e ácidos graxos voláteis, com a solubilização de materiais inorgânicos e
metais pesados (IPT/CEMPRE, 2000).
Se mantidas condições minimamente favoráveis, desenvolver-se-á um grupo específico de
microrganismos responsáveis pelo consumo dos ácidos orgânicos simples: as arqueas
metanogênicas. Estes microrganismos, se valendo da grande disponibilidade de substrato
acidificado para seu metabolismo, produzem grandes quantidades de metano que, por ser
pouco solúvel, perde-se facilmente para a atmosfera ou, preferivelmente, é tratado e/ou
aproveitado na geração de energia.
Por fim, após a redução da concentração de ácidos voláteis, restam os compostos
recalcitrantes, de difícil degradação bioquímica, como os ácidos fúlvicos e húmicos,
resultantes da decomposição de tecido vegetal morto, que contribuem significativamente para
a coloração escura do chorume nesta etapa (IPT/CEMPRE, 2000).
LIMA (2000a) propõe, ainda, uma fase posterior à metanogênese, denominada de “fase
alcalinogênica”, caracterizada essencialmente pela formação de hidróxidos e a precipitação de
metais pesados que se tornam, assim, mais estáveis e pouco solúveis. Conforme descrito por
CHERNICHARO (1997), a degradação de certos compostos orgânicos podem resultar no
incremento da alcalinidade do meio – por exemplo, conversão de ácidos graxos voláteis
intermediários, proteínas e aminoácidos, com a formação de bicarbonatos.
Entretanto, apesar de haver uma compreensão geral do encadeamento e das fases de
decomposição anaeróbia do lixo urbano aterrado, faz-se necessário o entendimento mais
completo e aprofundado dos fenômenos observados. Isto, passa, primeiramente, pela
caracterização do lixo, através da determinação de suas propriedades físico-químicas e da
comunidade microbiana presente.
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Neste sentido, a determinação da composição química do lixo é, por certo, uma ferramenta
valiosa para a elaboração de diagnósticos precisos e de modelos probabilísticos para
estimativas do comportamento de variáveis de controle: carga orgânica dos líquidos
lixiviados, produção de biogás, lixiviação de metais, solubilização de compostos tóxicos e
outros.
Segundo GOMES et al. (1999), a celulose constitui a maior fração de carbono orgânico nos
resíduos sólidos. Em seu trabalho, os autores verificaram a degradação da celulose a açúcares
e ácidos orgânicos, afirmando o potencial dos microrganismos anaeróbios celulolíticos na
degradação da fração celulósica dos resíduos sólidos urbanos.
Ademais, faz-se também necessário o monitoramento da evolução temporal das condições de
biodegradação anaeróbia dos resíduos, o que possibilita a identificação e correção de
situações anômalas de temperatura, umidade, pressão, acidez e outros.
A determinação in situ da temperatura no interior das células de aterramento pode fornecer
dados importantes sobre a digestão anaeróbia do lixo. ARAGÃO et al. (1999) aferiram,
através do uso de termopares, uma grande variação de temperatura a partir da superfície do
aterro, da ordem de 27 a 56oC, atribuindo tais resultados ao aumento da umidade e,
conseqüentemente, da atividade microbiana nas zonas mais profundas. O mesmo autor ainda
cita como possível causa da elevação da temperatura, a conversão de óxidos de cálcio e
magnésio a hidróxidos, com liberação de grande quantidade de calor. TCHOBANOGLOUS et
al. (1993) descreveram que a degradação da massa orgânica de resíduos é acompanhada pela
elevação da temperatura.
O teor de umidade constitui-se em outro fator de interesse. CHRISTENSEN et al. (1989) apud
HAMADA (1997) estimaram o consumo de água durante a decomposição anaeróbia dos
constituintes orgânicos facilmente degradáveis através da seguinte formulação química
aproximada:
C66H111O50N + 16H2O → 35CH4 + 33CO2 + NH3
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Alguns autores propuseram faixas ótimas de umidade, correspondentes às condições nas quais
a biodigestão anaeróbia da fração putrescível se processa em taxas elevadas. PINTO et al.
(2000b), ao se reportar à literatura, comentou que um teor de umidade igual a 74% é ideal
para ocorrer a metanogênese. Segundo PALMA et al. (2000), observa-se uma notável
melhoria no processo de bioestabilização da fração orgânica dos resíduos aterrados quando o
teor de umidade situa-se entre 50 e 70%.
Todavia, aparentemente, não faz nenhum sentido a definição de um limite máximo de
umidade para a digestão anaeróbia. Esta preocupação se justifica somente na biodegradação
de resíduos orgânicos por via aeróbia – por exemplo, na compostagem – pois, neste caso, um
alto teor de umidade pode ocasionar a colmatação de macroporos, restringindo a
disponibilidade de ar e, conseqüentemente, de oxigênio no meio.
Se por um lado, é usualmente simples a verificação e manutenção de condições ambientais
adequadas para o desenvolvimento da comunidade de microrganismos decompositores, por
outro, o amplo entendimento das interações entre os seus diversos grupos, bem como a
definição precisa de seus papéis na complicada trama da biodigestão dos resíduos aterrados,
nem sempre é fácil ou, mesmo, possível.
BARLAZ et al. (1990) apud GOMES et al. (1999) destacaram a necessidade de uma melhor
compreensão da comunidade de microrganismos em aterros sanitários, definido-se,
claramente, os níveis tróficos existentes e, em particular, as relações entre bactérias
acetogênicas e arqueas metanogênicas hidrogenotróficas na competição pelo mesmo substrato
gasoso.
Várias pesquisas têm apresentado esforços neste sentido, dentre as quais merecem destaque as
referenciadas por BALDOCHI et al. (1996), que citam diversos estudos nos quais muitas das
espécies de microrganismos envolvidos nos processos anaeróbios de degradação dos RSU
foram
isoladas
e
identificadas:
arqueas
metanogênicas
–
Methanosarcina
sp,
Methanobrevibacter sp, Methanobacterium sp, Methanosarcina barkeri, Methanogenium sp –
e bactérias acidogênicas – Megasphaera elsdenii, Selenomonas sp.
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SOARES et al. (2000) citaram alguns trabalhos que registram um alto grau de contaminação
dos resíduos sólidos domésticos por microrganismos patogênicos. Entre os trabalhos
referenciados, deve-se destacar os de ALTHUS et al. (1983) e de ZANON e EIGENHEER
(1991), ambos afirmando que os resíduos domiciliares apresentam maior contaminação que os
resíduos de serviços de saúde, bem como o estudo de COLLINS e KENNEDY (1992) que
alertaram para o risco de contaminação microbiana do chorume de aterros, após serem
identificadas várias espécies de patógenos. TUMBERG (1991) apud SOARES et al. (2000)
atribuiu a elevada contaminação dos resíduos domiciliares à eventual presença de fezes,
sangue, excreções e secreções em lenços de papel, absorventes higiênicos, preservativos,
curativos, seringas e outros descartáveis.
Entretanto, SOARES et al. (2000) alertaram para a incorreção quando da análise somente do
número de microrganismos encontrados, desconsiderando-se a cepa a qual pertencem. Os
autores ressalvaram que as cepas presentes nos resíduos hospitalares são mais resistentes que
aquelas presentes nos resíduos domiciliares e, portanto, oferecem um risco maior à saúde
pública. Assim, justifica-se a preocupação de confinamento em separado dos resíduos de
centros de saúde em aterros sanitários.
Finalmente, o conhecimento prévio dos tempos médios usualmente observados na degradação
dos diversos constituintes do lixo urbano aterrado, bem como das taxas pelas quais se
processam
tais
fenômenos,
permite
a
elaboração
de
estudos
de
concepção
e
dimensionamentos da infra-estrutura de aterros com maior precisão e acuidade.
Na avaliação da inoculação da digestão de RSU com lodo de esgoto sanitário, LEITE et al.
(1999) verificaram um tempo de bioestabilização da fração orgânica putrescível dos resíduos
sólidos urbanos superior a 600 dias. Segundo HAMADA (1997), sob condições normais de
operação, os resíduos considerados “rapidamente biodegradáveis” – restos de alimentos,
papel, papelão – levam, em média, 6 anos para sua estabilização. Por sua vez, os resíduos
“lentamente biodegradáveis” – têxteis, madeira – necessitam de um período bem maior,
estimando-se um tempo médio para sua total estabilização de aproximadamente 16 anos.
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Entretanto, os processos de biodegradação do lixo urbano confinado em aterros sanitários
podem se estender por muitos anos, fazendo-se necessário o monitoramento por até mais 30
anos após o encerramento das operações de aterramento, período durante o qual ainda se pode
detectar alguma produção de biogás (GONZÁLEZ et al., 1996).
3.5. Emissão de Gases
A produção de gás é efeito direto do processo de estabilização de materiais orgânicos
biologicamente decomponíveis. No caso dos aterros, a estabilização dos resíduos orgânicos
ocorre basicamente por via anaeróbia e, portanto, os subprodutos gasosos do metabolismo
intracelular são majoritariamente o gás metano e o dióxido de carbono e, em menor monta,
gás sulfídrico e outros, cabendo ainda ressaltar que, normalmente, os gases de aterro
encontram-se saturados de vapor d’água (IPT/CEMPRE, 2000).
A proporção destes gases no biogás gerado em aterros, é função das condições de biodigestão
existentes – substrato, presença das populações de bactérias específicas, equilíbrio entre os
grupos de microrganismos, pressão parcial do gás dissolvido na fase líquida, e outros – sendo
variáveis ao longo do tempo, com a sucessão de fases mais ou menos definidas.
Enquanto, por um lado, a produção de biogás é desejável do ponto de vista do seu
aproveitamento como matriz energética, por outro lado, diversos riscos estão associados à
migração do biogás em aterros. GANDOLLA (2000) ressaltou que a migração dos gases e sua
progressiva diluição não diminuem seu perigo potencial, haja visto que a mistura do gás
metano com o ar é inflamável mesmo em baixas proporções (5 a 15%).
Devem ser citados, ainda, os problemas relativos à emanação de maus odores, notadamente
devido à presença de gás sulfídrico, assim como os prejuízos ambientais ocasionados pela
emissão de gases responsáveis pelo efeito estufa, tais como CH4 e CO2.
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3.6. Poluição por Lixiviado de Aterros
3.6.1. Fatores Determinantes da Vazão e das Características FísicoQuímicas do Chorume
A vazão e as características do chorume estão intrinsecamente relacionadas e dependem,
basicamente, das condições climatológicas e hidrogeológicas existentes na região do aterro
(precipitação pluviométrica, contribuições pelo escoamento superficial ou subterrâneo), das
características dos resíduos aterrados (teor de umidade, composição química de seus
constituintes), e, por fim, da infra-estrutura e das condições de operação do aterro (existência
de drenos para coleção das águas superficiais, tipo de material utilizado na cobertura das
células de aterramento, grau de compactação dos resíduos, recirculação ou não dos líquidos
lixiviados).
Desta forma, ao se considerar os limites do volume de resíduos aterrados, todos estes fatores
impõem as condições de contorno do problema, sendo possível , então, estimar a produção
dos líquidos lixiviados e a concentração de seus poluentes através do balanço hídrico e de
massa, identificando-se as mais significativas contribuições e perdas de massa e de água no
sistema.
A compreensão do balanço de massa e do balanço hídrico, com a identificação das principais
rotas metabólicas de transformação microbiana do substrato orgânico e de assimilação de
nutrientes, permite dimensionar apropriadamente as unidades de tratamento do chorume.
Adicionalmente, o balanço de massa e o balanço hídrico são ferramentas essenciais para a
construção de modelos teóricos que possibilitam vislumbrar cenários futuros prováveis, sendo
possível estimar o tempo médio para observação dos diversos estágios de degradação dos
resíduos sólidos.
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TCHOBANOGLOUS (1993) apresentou uma equação geral para o balanço hídrico de um
aterro, computando-se toda a massa de água por unidade de área para uma determinada
camada. Além do teor de umidade presente no lixo a ser confinado e no material de cobertura,
deve-se prever a infiltração de água superficial e as perdas de água na formação do biogás,
como vapor d’água saturado, assim como na evaporação e na drenagem do lixiviado. Assim,
após o cálculo da variação da quantidade de água armazenada no interior do aterro e,
considerando-se a capacidade de campo, ou seja, a capacidade de retenção de água submetida
ao empuxo gravitacional, pode-se estimar a produção do chorume.
Por sua vez, o balanço de massa traduz-se na metabolização contínua, por via anaeróbia, da
fração orgânica dos resíduos sólidos urbanos, lentamente ou rapidamente biodegradáveis, por
comunidades de microorganismos decompositores, principalmente fungos e bactérias
saprófitas. Os fenômenos físico-químicos observados ao longo do lento mecanismo de
conversão microbiana dos compostos orgânicos encontram-se descritos em maiores detalhes
nos itens 3.4.1 e 3.4.2.
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3.6.2. Alternativas de tratamento do chorume
Existem diversas alternativas para o tratamento dos líquidos lixiviados de aterro sanitário que,
sob uma perspectiva mais geral, podem ser classificadas em três grandes grupos: tratamento
por meio de equipamentos e unidades internas aos limites do próprio aterro – tratamento in
situ –, tratamento conjunto com o esgoto sanitário em estações localizadas fora dos domínios
do aterro, ou mesmo, a combinação das duas possibilidades anteriores.
Nos Estados Unidos, a opção mais comum de tratamento do chorume se dá através de sua
descarga na rede pública de esgotamento sanitário, e tratamento combinado com o esgoto
doméstico. Entretanto, diversos estudos mostram que, caso a aplicação do lixiviado for
superior a 2% da carga hidráulica afluente de esgoto sanitário, as estações de tratamento de
esgoto podem ter suas operações prejudicadas (EPA, 1995). ROBINSON & MARIS (1985)
apud CLARETO et al. (1996) constataram que o tratamento combinado do chorume e das
águas residuárias, através de processo aeróbio, foi capaz de remover DBO e DQO com
eficiência superior a 90%.
Por sua vez, independentemente do local de tratamento dos líquidos lixiviados, sob a
perspectiva da natureza dos processos envolvidos na remoção dos poluentes, o tratamento do
chorume usualmente envolve ambas ou alguma das seguintes modalidades de processo:
físico-químico e biológico.
O tratamento físico-químico do chorume pode envolver o emprego de diversas tecnologias,
dentre as quais pode-se citar: diluição, filtração/ultrafiltração, coagulação/floculação,
precipitação, sedimentação, adsorção/absorção, troca iônica, oxidação química, osmose
reversa, evaporação/vaporização e lavagem com ar (QASIM & CHIANG, 1994 e
CHRISTENSEN et al., 1989 apud IPT/CEMPRE, 2000).
ARRUDA et al. (1996) apud PESSIN et al. (1997) citaram que a eficiência do tratamento
físico-químico do chorume do aterro sanitário de São Giácomo (Caxias do Sul – RS), no qual
se empregam operações de coagulação, floculação, sedimentação, filtração e oxidação, tem
atingido valores de 60% de remoção de metais pesados e 30% de DQO.
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SILVA et al. (2000)
ressaltaram que a eficiência da precipitação química depende da
quantidade e do controle da dosagem do produto, citando valores de 80 a 90% de remoção de
sólidos suspensos, 70 a 80% de DBO5 e 80 a 90% de bactérias. Estes autores sugeriram ainda
a aplicação de cloreto férrico como coagulante/floculante, ao invés sulfato de alumínio,
devido ao elevado grau de impurezas deste último e à dificuldade de solubilização em
elevadas concentrações. É ainda possível o emprego de processos físico-químicos no
tratamento de lixiviados oriundos de aterros que apresentam baixa relação área/volume e,
conseqüentemente, menor vazão drenada. Isto se justifica pois, o aumento do consumo de
produtos químicos não é proporcional ao incremento da concentração de contaminantes no
chorume.
FORGIE (1988) apud HAMADA et al. (2000) diz ser indicado o tratamento biológico
(aeróbio ou anaeróbio) do chorume quando o mesmo apresenta elevada DQO (acima de
10.000 mg/L), baixa concentração de nitrogênio amoniacal, uma relação DBO5/DQO entre
0,4 e 0,8 e elevada concentração de ácidos graxos voláteis. No caso de um chorume mais
antigo, com DQO na faixa de 1.500 a 3.000 mg/L, DBO5/DQO menor que 0,4 e elevada
concentração de nitrogênio amoniacal, o autor indica o tratamento físico-químico, sendo ainda
interessante o emprego do tratamento aeróbio como auxiliar na remoção de nitrogênio
amoniacal (N-NH3 ou N-NH4+). Para uma relação DBO5/DQO muito baixa, menor que 0,1,
possivelmente devido à baixa concentração de ácidos voláteis, a única alternativa apontada é
o tratamento físico-químico. Segundo HAMADA et al. (2000), o tratamento físico-químico
deve ser entendido como uma alternativa complementar ao tratamento biológico pois, se
considerado isoladamente, sua aplicabilidade fica restrita ao chorume proveniente de aterros
bastante antigos.
Entretanto, não é correto imaginar que o tratamento do chorume, drenado em células antigas
de aterro sanitário, encontra-se restrito aos processos físico-químicos. Alguns trabalhos
afirmaram que a vermicompostagem propicia um efetivo arrefecimento das cargas poluidoras
do lixiviado de células antigas (BIDONE, 1999; REICHERT et al., 2000). Em seu
experimento, REICHERT et al. (2000) utilizaram o chorume para a rega de leiras constituídas
de composto de lixo urbano e estrume bovino, na presença ou ausência de minhocas (minhoca
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vermelha da Califórnia, Eisenia Foetida). Em ambos os casos, ou seja, durante a
vermicompostagem ou após a obtenção do vermicomposto, os autores aferiram uma elevada
remoção das cargas orgânicas, metais pesados e, principalmente, nitrogênio total Kjeldahl,
atribuindo tal fato à capacidade quelante e complexante do húmus.
Algumas outras modalidades de tratamento biológico consistem na aplicação do lixiviado de
aterros em ecossistemas especiais, wetlands naturais ou construídos, com a metabolização dos
compostos orgânicos, e incorporação e fixação de poluentes na biomassa vegetal (GOMES et
al., 1996; GSCHLOBL et al., 1998; ROBINSON et al., 1991 apud FERREIRA et al., 2001).
A partir da constatação da elevada produtividade de biomassa vegetal em um banhado
recebendo o lixiviado de aterro sanitário, previamente tratado em reatores anaeróbios e num
sistema de lagoas de estabilização e maturação, WALDEMAR (2000) ressalta o elevado
potencial de um conjunto de espécies de macrófitas aquáticas atuando em consórcio com
microrganismos no tratamento do chorume.
Existem, ainda, diversos outros tipos de tratamento biológico de chorume descritos na
literatura, envolvendo o emprego de processos aeróbios e/ou anaeróbios. Os processos
aeróbios incluem, necessariamente, os sistemas de lodos ativados, filtros biológicos aerados e
lagoas aeradas. Por sua vez, os processos de digestão anaeróbia de lixiviados de aterros
podem se dar em lagoas anaeróbias, filtros percoladores anaeróbios, reatores UASB e outros.
EPA (1995) citou que, na impossibilidade de tratamento combinado do esgoto doméstico com
o chorume diretamente lançado na rede pública de coleta, sem nenhum tratamento prévio, o
sistema de lagoas de estabilização – lagoas aeradas ou facultativas – mostra-se uma
alternativa interessante. O pré-tratamento em sistemas de lagoas de estabilização é capaz de
tratar líquidos lixiviados com DBO < 100 mg/L e promover a nitrificação, viabilizando o
tratamento
posterior
destes
efluentes
conjuntamente
com
o
esgoto
sanitário.
Semelhantemente, MAEHLUM et al. (1995) apud FERREIRA et al. (2001) comentaram que
as lagoas aeradas são utilizadas como etapa que precede o tratamento combinado do chorume
em estações de tratamento de esgoto.
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Adicionalmente, em seu estudo de concepção para implantação de um sistema de tratamento
de lixiviado de aterro sanitário, HAMADA et al. (2000) apontaram o tratamento anaeróbio
seguido de lagoa facultativa como uma alternativa bastante interessante. Enquanto o primeiro
é recomendável para redução de elevadas cargas orgânicas, a lagoa facultativa, na ausência de
bacias de equalização e devido à sua elevada capacidade volumétrica, torna-se capaz de
responder bem às variações de carga hidráulica aplicada, bem como de promover a
nitrificação e desnitrificação. BORZACCONI et al. (1996a), avaliando experiências passadas,
consideraram a combinação do tratamento anaeróbio seguido do aeróbio como a melhor
alternativa.
Alguns autores consideram os processos de tratamento do chorume por via anaeróbia mais
vantajosos que os aeróbios (IGLESIAS et al., 1999; BORZACCONI et al., 1999 apud
FERREIRA et al., 2001) e, usualmente, recomendam seu emprego quando do tratamento de
chorume proveniente de aterros “jovens”, com elevada carga orgânica e razão DBO/DQO.
Conforme descrito pela EPA (1995), o tratamento anaeróbio do chorume com tais
características propicia uma remoção maior ou igual a 90% da DBO afluente.
Entretanto, devido à elevada carga orgânica do chorume acidificado, correspondente às fases
iniciais de digestão dos RSU em aterros, com a fermentação pela hidrólise de polímeros e
formação de ácidos orgânicos, BOOPATHY e TILCHE (1991) apud CLARETO et al. (1996)
sugeriram a utilização de reatores compartimentados para o tratamento do chorume, ao invés
daqueles de câmara única.
Os filtros biológicos, dentre as alternativas de tratamento por via anaeróbia, são uma das
modalidades mais extensivamente pesquisadas. BIDONE et al. (1997) afirmaram que a
utilização de aparas de couro “wet blue” como meio suporte de filtros percoladores no
tratamento de lixiviados de aterros é uma interessante opção técnica e econômica.
Além disto, deve-se também ressaltar o grande potencial de aplicação dos reatores anaeróbios
de fluxo ascendente e manta de lodo (reatores UASB) no tratamento dos líquidos lixiviados
de aterros sanitários. IPT/CEMPRE (2000) apontaram o reator UASB como uma alternativa
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“privilegiada” para o tratamento do chorume, justificando tal assertiva pela pequena área
requerida, baixo custo de implantação e relativa simplicidade operacional do sistema.
BARRUETA & CASTRILLÓN (1992) apud CLARETO et al. (1996) observaram uma
eficiência de remoção de DBO de 88% para o tratamento de chorume em reator UASB
operando com um tempo de detenção hidráulica de 2,4 dias.
Além da já reconhecida capacidade e viabilidade de tratamento dos esgotos municipais em
reatores UASB, SIEGFRIED et al. (1996) discursaram acerca da utilização destes reatores
para o tratamento de diversos outros tipos de efluentes no Brasil: vinhaça gerada na produção
do álcool etílico, efluentes das indústrias de papel, amido, laticínios e cerveja. Entretanto,
especificamente quanto ao tratamento do lixiviado de aterros sanitários em reator UASB,
ainda não se dispõem de muitos dados sobre a partida destes reatores (IPT/CEMPRE, 2000).
Por fim, a recirculação do chorume para as células do aterro, além dos benefícios advindos da
inoculação da digestão anaeróbia do lixo urbano aterrado (item 3.7.1), se apresenta como
uma interessante alternativa para o tratamento do chorume. Esta técnica de tratamento
combina uma etapa de pré-tratamento anaeróbio no interior do aterro, com a perda por
evaporação dos líquidos recirculados. Em regiões com condições climáticas favoráveis
(temperatura, ventos, radiação solar), a evaporação de parte dos líquidos lixiviados que
retornam ao aterro propicia uma considerável redução da demanda sobre as unidades de
tratamento (IPT/CEMPRE, 2000). Segundo FERREIRA et al. (2001), a recirculação do
chorume permite uma maior flexibilidade operacional ao possibilitar o gerenciamento das
vazões afluentes às unidades de tratamento.
A Figura 3.8 apresenta um resumo das principais possibilidades de tratamento dos líquidos
lixiviados de aterros sanitários.
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Figura 3.8: Alternativas de tratamento dos líquidos lixiviados de aterros sanitários por
processos biológicos e físico-químicos, em unidades de tratamento próprias ou em estação de
tratamento de esgoto sanitário.
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3.7. Aprimoramento da Operação de Aterros
A busca pelo aprimoramento dos procedimentos operacionais em aterros, seja pela
necessidade de se estender ao máximo o tempo de vida útil dos mesmos, através da aceleração
do processo de estabilização da fração putrescível dos resíduos, seja pela maior exigência no
cumprimento à legislação ambiental, transcrita em parâmetros de controle mais rigorosos e
restritivos, tornou-se uma das principais questões abordadas por pesquisadores e instituições
envolvidas com o projeto e gerenciamento de aterros.
CAIRNCROSS (1993) citou estimativas da Agência de Proteção Ambiental norte-americana,
segundo as quais, até 2006, haveria uma redução de 80% do número de aterros em operação
nos Estados Unidos. Em seu relatório sobre a situação dos resíduos sólidos urbanos nos
Estados Unidos, a EPA (1999) confirmou a redução do número de aterros em operação,
ressaltando, porém, que a capacidade para aterramento se manteve constante. O relatório
informou que, para 42 estados americanos, ainda restavam mais de 10 anos de capacidade de
aterramento e, em outros 6 estados, a capacidade já havia se esgotado.
Segundo CAINRCROSS (1993), a capacidade de operação dos aterros na Holanda já se
esgotara, e prevê o mesmo para o Japão até 2005, atribuindo a indisponibilidade de área para
aterramento às crescentes exigências da legislação ambiental, com maior controle e regulação
da atividade, e não propriamente, à inexistência de espaço físico.
O aprimoramento das operações e da concepção dos aterros sanitários é uma necessidade
verificada em vários países. CAIRNCROSS (1993) citou um estudo realizado no Reino
Unido, divulgado em 1990, o qual descreve um quadro alarmante quanto à realidade dos
aterros naquele país. Segundo este estudo, dos 100 aterros pesquisados, 62% não
apresentavam medidas para drenagem da água de chuva superficial, 54% não verificavam a
possível contaminação das águas subterrâneas nas áreas adjacentes, 63% não dispunham de
poços para monitorar o acúmulo de gases tóxicos, e 80% não se preocupavam com a gestão de
odores.
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O simples confinamento dos resíduos no solo, ainda que de forma adequada, com a drenagem
e tratamento dos líquidos lixiviados, controle da emissão de gases tóxicos, poeira e demais
matérias particulados, e gestão de odores, não mais atende às demandas de grandes centros
urbanos. Cada vez mais, faz-se necessário entender e conceber os aterros de lixo urbano não
como meros volumes recipientes de materiais indesejados, mas sim, como “reatores”,
devendo-se, então, operá-los como tal. Neste sentido, a inoculação da digestão anaeróbia dos
resíduos sólidos urbanos aterrados é uma das variáveis de controle mais importantes.
3.7.1. Inoculação da digestão anaeróbia dos RSU
A inoculação da massa de RSU com organismos metanogênicos é essencial para aceleração
da etapa de produção de metano (COLMANETTI et al., 2000). Este procedimento pode se dar
de diversas formas: recirculação do chorume, recirculação do chorume com adição de algum
inóculo – rúmen e/ou fezes de bovinos, lodo biológico proveniente do tratamento anaeróbio
de esgoto sanitário, efluente industrial (LEITE, 1997) ou do próprio chorume, ou ainda, uma
combinação de alguns destes materiais – ou, apenas, recirculação de lodos concentrados.
3.7.1.1. Recirculação do chorume
A técnica da recirculação de chorume é uma das formas mais conhecidas e empregadas na
promoção da digestão acelerada dos resíduos sólidos urbanos confinados em aterros. Segundo
PALMA et al. (2000), a técnica de recirculação dos líquidos drenados em aterros sanitários
vem sendo aplicada em diferentes países desenvolvidos da Europa, na Austrália, Estados
Unidos e outros. No Brasil, LIMA (2000) descreveu diversas experiências nas quais buscouse, através da recirculação de chorume inoculado, a remediação de sítios contaminados ou a
aceleração dos processos de degradação dos resíduos, em municípios de médio e grande porte.
LACAVA et al. (1987) trataram o chorume em reatores de fluxo ascendente, filtro biológico e
suporte poroso, de forma que se constituísse em diferentes inóculos para ensaios laboratoriais
relativos à otimização da digestão anaeróbia. Utilizando diferentes tipos de inóculos, os
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autores demonstraram que o lixiviado tratado em reatores biológicos apresentou propriedades
interessantes, consistindo de um complexo enzimático extracelular com capacidade
celulolítica, lipolítica e proteolítica, e com elevado número de células microbianas
específicas, tais como os organismos metanogênicos, termofílicos e fungos de alta capacidade
celulolítica.
LIMA (1984) constatou o elevado potencial da inoculação através da recirculação do chorume
ao observar os efeitos sobre o processo de biodegradação. Ao final de seu doutoramento,
LIMA (1988) apontou a recirculação do percolado tratado biologicamente como uma das
mais promissoras tentativas de tratamento de resíduos, lembrando que tal procedimento
fundamenta-se no mesmo princípio dos “lodos ativados”: refluxo da biomassa, com vistas à
manutenção de uma alta concentração de microrganismos ativos. Todavia, LIMA (2000) ao
comentar sobre sérios problemas advindos da recirculação do chorume tratado em lagoas de
estabilização – inibição da degradação dos resíduos confinados, liberação de odores – para
remediação do lixão de Santa Bárbara, em Campinas (SP), afirmou que a simples recirculação
de chorume, sem inoculação prévia, não é benéfica ao processo de biodigestão dos resíduos
aterrados.
GANDOLLA (1983) comentou acerca dos benefícios ao fenômeno da metanogênese em
aterros sanitários, consubstanciados na utilização da atividade biológica existente nas partes
mais antigas do aterro, para tratamento do percolado produzido nas partes mais recentes,
através da inoculação com lodo de esgoto e a recirculação de chorume bruto ou
biologicamente tratado, com a adição de soluções tampão e nutrientes.
Contudo, devido à presença de diversos micropoluentes orgânicos e inorgânicos no líquido
drenado nas camadas inferiores dos aterros, deve-se prestar especial atenção à manutenção
das condições ótimas de adaptação e crescimento de uma biomassa ativa, capaz de interagir
com o substrato orgânico complexo e assimilá-lo.
BALDOCHI et al. (1996) verificaram que a inoculação de reatores de RSU promoveu uma
maior diversidade de espécies fluorescentes e morfologias bacterianas, favorecendo o
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desenvolvimento de algumas espécies de bactérias, notadamente aquelas de morfologia
semelhante às das sarcinas metanogênicas. Além disto, os autores constataram através do
potencial metanogênico (produto da atividade metanogênica pela concentração de biomassa)
um elevado metabolismo celular nos reatores inoculados, concluindo pela potencialidade da
utilização do chorume como inóculo na digestão anaeróbia do lixo “fresco”.
POHLAND & MAYER (1973)
verificaram que os procedimentos de recirculação do
chorume, com adição de lodo de esgoto digerido e solução tampão, favoreceram a digestão
anaeróbia dos resíduos sólidos. Posteriormente, POHLAND (1996) ressaltou os benefícios da
recirculação do percolado devido ao largo alcance para a estabilização acelerada dos resíduos,
dentro de um período de tempo mais curto e previsível que aquele observado em um aterro
convencional.
Entretanto, através da recirculação dos líquidos lixiviados de aterros sanitários, com ou sem
adição de inóculo, e não somente do lodo concentrado, os benefícios à digestão anaeróbia do
lixo urbano confinado não se restringem somente à inoculação de organismos metanogênicos.
Esta técnica pode também ser benéfica na digestão dos resíduos aterrados, ao contribuir para a
disponibilidade de nutrientes, correção do pH e manutenção do teor de água, substância e
meio essencial para as mais diversas reações bioquímicas. Segundo PALMA et al. (2000), a
recirculação do chorume pode ser uma opção muito interessante para a manutenção da
umidade ótima no interior de aterros situados em zonas de baixo índice pluviométrico.
GONZÁLEZ et al. (1996) discursaram sobre a necessidade de aprimoramento das operações
convencionais em aterros sanitários, apontando a recirculação do chorume como uma das
técnicas mais promissoras para tratamento dos resíduos sólidos urbanos confinados.
Conforme descrito pelo autor, a recirculação do chorume permite a manutenção de uma
umidade adequada aos processos de degradação dos resíduos sólidos confinados.
Outra significativa vantagem na adoção deste procedimento operacional consiste na atenuação
da carga poluente do chorume. PALMA et al. (2000) apontaram a recirculação do chorume
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tratado em filtro anaeróbio como um dos métodos de tratamento dos líquidos lixiviados mais
atrativos e de maior aplicabilidade no Chile.
Segundo PIMENTEL JÚNIOR (1996), a técnica da recirculação de chorume, além de ser
benéfica para a degradação da massa de resíduos aterrada, mostrou-se eficiente no tratamento
dos líquidos lixiviados do aterro sanitário de Limeira (SP), no qual se praticava a
codisposição de resíduos sólidos industriais classes II e III com resíduos domiciliares.
PESSIN et al. (1997) observaram uma drástica redução do potencial poluidor dos líquidos
lixiviados do aterro sanitário de São Giácomo, em Caxias do Sul (RS), após 400 dias de
operação de um sistema de tratamento constituído de um filtro biológico anaeróbio cujo
efluente é recirculado para o interior das células. Os autores descreveram a técnica de
recirculação como de fundamental importância para manutenção das condições ótimas de
desenvolvimento de microrganismos anaeróbios no interior das células do aterro (pH,
umidade e nutrientes), redução da carga orgânica e viabilização da etapa posterior de
tratamento físico-químico. Posteriormente, após um período maior de monitoramento,
PESSIN et al. (2000b) afirmaram que a célula do aterro monitorada, recebendo o chorume
tratado e recirculado, apresentou comportamento análogo ao de um filtro biológico operando
em regime de carregamento contínuo.
Entretanto, as taxas de recirculação do chorume devem ser cuidadosamente controladas pois,
caso haja uma aplicação em excesso, podem surgir problemas geotécnicos relativos à
estabilidade dos taludes. PALMA et al. (2000) afirmaram que os recalques observados em
aterros sanitários, operados com a recirculação dos líquidos lixiviados, estão associados,
principalmente, ao colapso estrutural ocasionado pela manta líquida, e não, pela atividade
microbiana de degradação dos resíduos. Adicionalmente, a infiltração do excesso de chorume
recirculado pode ocasionar a poluição do solo e das águas subterrâneas (IPT/CEMPRE 2000).
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3.7.1.2. Outras modalidades de inoculação da digestão de RSU
Algumas formas de inoculação da digestão de RSU consistem na introdução de substâncias
e/ou microrganismos estranhos ao meio abiótico e biótico existente em aterros. LIMA (2000),
ao apresentar os procedimentos adotados na inoculação e partida de um sistema integrado de
tratamento dos resíduos aterrados, proposto pelo próprio autor, descreveu mecanismos de
recombinação do genótipo de bactérias presentes no trato de ruminantes e no lixiviado de
aterros sanitários – conjugação e transformação – através dos quais, torna-se-ia possível a
obtenção de uma biomassa melhor adaptada ao ambiente inóspito. Entretanto, o autor parece
ter desconsiderado aspectos de extrema relevância em processos de biotecnologia, referentes
às técnicas de DNA recombinante, não descrevendo em maiores detalhes as condições de
reação e de compatibilidade genômica entre os organismos.
Outra possibilidade de utilização de inóculo “exógeno” na digestão anaeróbia do lixo urbano é
a inoculação com lodo de esgoto doméstico, citada na literatura por vários pesquisadores.
GANDOLLA (1983) avaliou um sistema em escala real de disposição final do lixo, no qual,
antes do aterramento dos resíduos, procedia-se à segregação mecânica e inoculação dos
mesmos com lodo de esgoto digerido. LEITE et al. (1996) observaram uma considerável
redução no tempo de bioestabilização dos RSU inoculados com lodo de esgoto sanitário.
Posteriormente, LEITE et al. (1999) constataram uma redução do tempo de bioestabilização
dos líquidos percolados, diretamente proporcional a percentagem em peso de inóculo (lodo de
esgoto sanitário) adicionado ao substrato.
Entretanto, a inoculação da fração orgânica dos resíduos sólidos urbanos com o lodo de
esgoto tem sua aplicabilidade comprometida, primeiramente, pela dificuldade em se
estabelecer, no mesmo local, ou nas proximidades do aterro sanitário, uma planta de
tratamento de águas residuárias, eliminando-se, assim, os inconvenientes relativos ao
manuseio, acondicionamento e transporte do lodo.
Os critérios e requisitos a serem observados na seleção de áreas para implantação de estações
de tratamento de esgoto doméstico e aterros sanitários são bem diferentes. No primeiro caso,
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usualmente, buscam-se locais de menor altitude, pois o esgotamento sanitário, em quase toda
sua extensão, se dá por escoamento em conduto livre, por diferença de carga potencial.
Adicionalmente, por vezes, é interessante o tratamento descentralizado, em plantas menores,
localizadas possivelmente próximas a corpos d’água. Diferentemente, a disposição final do
lixo urbano ocorre freqüentemente em um único local, de forma centralizada, em regiões de
maior cota altimétrica, suficientemente distantes do lençol freático e dos mananciais hídricos.
Esta preocupação não se faz presente quando utilizado o lodo biológico proveniente do
tratamento do chorume pois, em muitas situações, o tratamento ocorre in situ, em unidades de
tratamento próprias, nos limites do aterro sanitário.
Adicionalmente, a disposição final de lodos de esgoto sanitário em aterros, embora bastante
utilizada, sofre cada vez maiores restrições e, desta forma, os indicadores atuais apontam para
o crescimento do seu uso na agricultura, ou sua incineração nos grandes centros urbanos. A
Comunidade Econômica Européia apresenta diretriz que proíbe a disposição de resíduos
sólidos em aterros a partir de 2002, com exceção dos chamados resíduos últimos : teor de
matéria orgânica e água inferior a 5% (PROSAB, 1999).
Por sua vez, caso a idéia seja dispor da matéria orgânica putrescível em biodigestores,
inoculados com o lodo de esgoto sanitário, para o aproveitamento energético do biogás e
aplicação da fração estabilizada na agricultura, seria necessário a viabilização da coleta
seletiva destes materiais ou de sua segregação em larga escala, algo ainda pouco crível.
Desta forma, pelos motivos descritos anteriormente, o confinamento do lixo urbano em
aterros sanitários, e a inoculação da digestão anaeróbia destes resíduos com o lodo biológico
excedente, proveniente de reatores que tratam o próprio chorume, ainda se constituem numa
melhor alternativa para gestão dos resíduos sólidos urbanos. Deve-se também ressaltar o fato
de que, neste caso, a biomassa já se encontra aclimatada ao substrato e à toxicidade do meio.
Segundo RUSSO et al. (2000a) a recirculação de lodos com concentração de sólidos superior
a 90%, proveniente do tratamento do chorume por processos de separação físicos, físicoquímicos e térmicos – membranas, evaporação, adsorção e outros – juntamente com cerca de
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30% do chorume, visando facilitar seu bombeamento, é um procedimento bastante comum em
vários países (Estados Unidos, Alemanha, Reino Unido, Itália, Holanda, Áustria).
3.7.2. Sistema integrado de tratamento de chorume e de resíduos sólidos
urbanos
Conforme descrito no item 3.7, o aterramento do lixo urbano, apesar de se constituir numa
obra civil por vezes adequada à contenção de contaminantes e substâncias tóxicas presentes
nos resíduos sólidos e no percolado, à eliminação de maus odores e ao impedimento da
proliferação de vetores, não é uma solução viável e “auto-sustentável” quando examinadas as
condições limites futuras relativas à disponibilidade de área e recursos.
A escassez de áreas apropriadas não muito distantes dos centros produtores de lixo, a difícil
remediação e a restrita incorporação dos aterros ao patrimônio público após seu
preenchimento total, assim como a dificuldade no tratamento adequado dos líquidos e gases
gerados pela degradação biológica dos resíduos sólidos, exigem o aprimoramento da
concepção convencional dos aterros.
LIMA (2000), ao fazer uma revisão da literatura, aponta inúmeras vantagens de um sistema
postulado por ele próprio e denominado “sistema integrado”, o qual permitiria a aceleração do
processo de degradação do lixo urbano aterrado em até 10 vezes, e a ampliação da vida útil
dos aterros por períodos não inferiores a 20 anos. O sistema descrito consiste, basicamente, de
uma célula de aterramento de lixo urbano e três reatores, dois reatores físico-químicos, e um
terceiro reator biológico, com fluxo misto e crescimento de biomassa aderida a meio suporte.
Segundo LIMA (2000), a execução do sistema se dá em 4 fases distintas: estudo preliminar,
tratamento primário (aterramento do lixo urbano), secundário (inoculação e partida dos
reatores) e terciário (abertura das células do aterro e recuperação dos resíduos sólidos
aterrados). Durante a segunda etapa, os reatores atuariam em circuito fechado, com a
inoculação do chorume no reator biológico e recirculação para os demais por 5 dias
consecutivos e, então, para o aterro celular. Somente após a conclusão desta fase,
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correspondente à sucessão das fases acetogênica e metanogênica, haveria, então, o descarte do
lixiviado drenado do aterro, empregando-se os reatores contíguos no arrefecimento de seu
potencial poluidor.
Diferentemente do que é descrito por LIMA (2000), o termo “sistema integrado” empregado
no presente estudo, não se refere simplesmente ao tratamento dos resíduos aterrados em um
conjunto “reator biológico e aterro celular”, mas sim, à possibilidade de tratamento
simultâneo dos resíduos sólidos aterrados e do chorume. Esta última idéia consiste na
utilização do lodo biológico excedente, produzido no tratamento do lixiviado por via
anaeróbia, para a inoculação da digestão dos resíduos sólidos biodegradáveis no interior das
células do aterro.
A concepção de “sistema integrado” apresentada neste estudo, pressupõe, portanto, o
funcionamento de um sistema de tratamento em fluxo contínuo, prevendo-se possíveis
intervenções a partir do monitoramento das variáveis inerentes ao processo, sem a distinção
de fases para execução de procedimentos específicos. Isto se justifica pois, na maioria das
situações, por melhor que seja o planejamento e a execução das operações em aterros, é quase
sempre muito difícil isolar os grupos de células mais antigas daquelas contendo resíduos
recentemente aterrados. Ademais, ainda que isto fosse possível, a intervenção específica em
cada célula de aterramento necessitaria de sistemas de drenagem e recirculação próprios, o
que é certamente mais oneroso. A Figura 3.9 apresenta um esquema geral do conceito de
sistema integrado postulado neste trabalho.
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LIBÂNIO (2002)
Figura 3.9: Sistema integrado de tratamento dos RSU e do lixiviado de aterro sanitário,
proposto no presente estudo.
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Adicionalmente, o sistema proposto por LIMA (2000) se vale da premissa de que é viável a
recuperação dos resíduos já aterrados, após a mineralização da fração orgânica putrescível,
visando seu reaproveitamento econômico e, ao mesmo tempo, disponibilizando novos
volumes para futuros aterramentos. Entretanto, em nenhum dos projetos existentes
referenciados por LIMA (2000), o autor cita a conclusão das etapas propostas em seu sistema,
ou seja, a abertura de células do aterro e o reaproveitamento do material potencialmente
reciclável.
A inertização ou mineralização de diversos dos materiais constituintes do lixo urbano,
rapidamente ou lentamente biodegradáveis, mesmo quando propiciadas as condições ótimas
de crescimento da população de microrganismos decompositores, necessitam, por vezes, de
longos períodos para sua finalização. CAIRNCROSS (1993) citou o trabalho de um
arqueólogo do Arizona, Estados Unidos, que ao perfurar poços em aterros sanitários, a fim de
determinar o percentual de cada um dos materiais aterrados, afirmou ter encontrado folhas de
jornais, datando de 1952, “tão legíveis quanto as que havia lido no seu café da manhã”.
Adicionalmente, o sistema descrito por LIMA (2000), ainda que viável, é possivelmente mais
oneroso que a alternativa de se promover a coleta seletiva e/ou segregação de materiais
recicláveis antes de seu aterramento, considerando-se todos os esforços e recursos
dispensados em sua operacionalização: aterramento, implantação e manutenção de sistemas
de recirculação, desterramento e, então, segregação final dos resíduos desterrados.
Por fim, pode-se imaginar um cenário bastante promissor a partir de um sistema integrado de
tratamento dos resíduos sólidos e do percolado em unidades complementares, aterro celular e
reator UASB, com a recirculação contínua da fase líquida e a retenção prolongada dos
biossólidos. Tal perspectiva de tratamento em larga escala do lixo urbano, através da
conversão hidrolítica da matéria orgânica (carboidratos, proteínas, lipídios) em subprodutos
intermediários (ácidos voláteis) e destes, em produtos finais (metano, gás carbônico e água)
por via anaeróbia, seja nas células do aterro ou na câmara de digestão do reator UASB, é a
motivação fundamental do presente trabalho, no qual avaliar-se-á, em laboratório, sua
eficiência e aplicabilidade.
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3.8. Definições importantes
3.8.1. Definição de “resíduos sólidos urbanos”
Primeiramente, é importante definir claramente um dos objetos do presente estudo: os
resíduos sólidos urbanos ou, simplesmente, o lixo urbano. Assim, faz-se necessário destacar
algumas das definições propostas por diferentes autores e instituições envolvidas com a
pesquisa do tema, a fim de se compreender melhor as limitações e abrangência de tais
assertivas.
Por se tratar de um material de natureza extremamente heterogênea, cujas características
físicas, químicas e biológicas são as mais diversas possíveis – função da combinação de
inúmeros fatores geográficos, sócio-culturais, econômicos e, por fim, ainda, sujeitos às
variações temporais periódicas (diárias ou sazonais) e irreversíveis (aparecimento de novos
materiais e técnicas incorporadas ao processo produtivo) – a definição dos resíduos sólidos
urbanos não deve se propor a discriminar em pormenores os constituintes da massa de
resíduos, mas sim, delinear o conjunto das atividades que contribuem mais diretamente para
sua geração.
Neste sentido, transcreve-se uma importante e abrangente definição de “resíduos sólidos” da
Associação Brasileira de Normas Técnicas (ABNT), apresentada na NBR 10.004 de 1987:
“Resíduos nos estados sólido e semi-sólido, que resultam de atividades da comunidade de
origem: industrial, doméstica, hospitalar, comercial, agrícola, de serviços e de varrição.
Ficam incluídos nesta definição lodos (...), bem como determinados líquidos cujas
particularidades tornem inviável o seu lançamento na rede pública de esgotos ou corpos
d’água, ou exijam para isso soluções técnicas e economicamente inviáveis em face à melhor
tecnologia disponível.”
Outra definição interessante é dada por BARROS (1998), que define “resíduos públicos”
como sendo aqueles que: “(...) ainda que possam ser domésticos, industriais, comerciais, etc
(...), produzidos por pessoas físicas e/ou instituições, interessa aqui que eles são deixados em
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logradouros públicos, cabendo ao governo municipal a função de recolhê-los e dar-lhes
destino adequado.”
Estas definições compreendem um universo de resíduos ou rejeitos bem mais extenso que o
dos resíduos sólidos urbanos, podendo-se excluir deste último os sólidos de origem industrial,
hospitalar e agrícola; os semi-sólidos, tais como os lodos de estações de tratamento de águas
residuárias; e os próprios efluentes líquidos industriais.
Portanto, a fim de se restringir melhor o campo de estudo, deve-se mencionar
TCHOBANOGLOUS (1993) que define “resíduos sólidos municipais” : “(...) resíduos sólidos
municipais incluem todos os resíduos gerados pela comunidade à exceção daqueles de origem
industrial ou agrícola.”
Esta definição de “resíduos sólidos municipais” (municipal solid waste or MSW) é a que
melhor descreve os resíduos investigados neste estudo, podendo-se, então, entender por estes
o mesmo que “resíduos sólidos urbanos” ou, simplesmente, “lixo urbano”.
3.8.2. Definição de “chorume”
O IPT/CEMPRE (2000) descreve o “chorume” como um líquido de coloração escura, turvo e
malcheiroso, resultante do armazenamento e tratamento do lixo. Estas instituições
apresentam, ainda, outras denominações comuns deste líquido, tais como: sumeiro, chumeiro,
lixiviado e percolado.
A discussão pretendida neste item concentra-se nas duas últimas nomenclaturas apresentadas,
percolado e lixiviado, a fim de se estabelecer critérios de diferenciação no seu uso, evitandose, assim, incorreções comuns quando do emprego destas terminologias.
Segundo SILVEIRA BUENO (1980), “percolação” é a “ação ou processo de um líquido que
atravessa os interstícios, como o movimento das águas no subsolo”. PRADO & SILVA
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(1979) registram dois significados de interesse: “1. Passagem lenta de um líquido através de
um meio filtrante, 2. Métodos de extração ou purificação por meio de filtros”.
Como se pode observar, a ação de “percolação” implica na idéia do simples movimento de
um fluido através de um meio poroso, sem a solubilização de substâncias ou transporte de
materiais particulados em suspensão ou, ao contrário, com a retenção de seus poluentes no
meio “percolador” e conseqüente redução da concentração dos mesmos na fase líquida. Por
exemplo, poder-se-ia utilizar o termo “percolado” ao se referenciar ao efluente filtrado de
plantas de potabilização de água, ou às águas de mananciais subterrâneos cujas propriedades
físico-químicas – concentração de sais, metais e outros – não tenham sofrido deterioração.
Contrariamente, tal terminologia não se mostra adequada para denominar os líquidos
drenados em células do aterro sanitário.
Apesar de SILVEIRA BUENO (1980) apresentar o substantivo “percolação” como sinônimo
de “lixiviação”, os outros significados listados por ele próprio conduzem a uma idéia distinta:
“(...) lavagem das cinzas para extrair as partes solúveis; esgotamento de uma substância,
pulverizada por líquido dissolvente”.
Na descrição do dicionário AURÉLIO (1986), o termo “percolação” admite duas idéias
opostas, ou seja, a transferência de poluentes da fase líquida para a sólida e vice-versa:
“operação de passar um líquido através de um meio para filtrá-lo ou para extrair substâncias
deste meio.” Entretanto, uma vez que o substantivo “lixiviação” é descrito neste mesmo
dicionário como “(...) operação de separar de certas substâncias, por meio de lavagem, os sais
nelas contidos”, tal termo implica apenas na idéia de transferência de poluentes para a fase
líquida, não correspondendo totalmente ao significado de “percolação”.
PRADO & SILVA (1979) citaram significados semelhantes para lixiviação: “operação que
consiste em fazer passar um solvente através de um material pulverizado (como cinzas ou
resíduos), para conseguir a separação de um ou vários elementos solúveis”. Tal idéia explica
melhor os fenômenos que ocorrem com a águas que se infiltram na massa de resíduos
aterrados, participando das reações bioquímicas de degradação dos mesmos, dissolvendo
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poluentes e carreando sólidos suspensos, e finalmente, após vencida a capacidade de campo,
escoam pelos drenos construídos sobre uma base impermeável.
Entretanto, o termo “lixiviado” pode ser aplicado a uma infinidade de líquidos sob diversas
condições – águas pluviais em escoamento superficial sobre solos sem cobertura vegetal, água
de infiltração em aterros industriais e outros – só podendo ser entendido por “chorume”,
quando sua origem estiver bem explícita: aterros contendo lixo urbano.
Resumidamente, enquanto as terminologias “percolação” e “percolado” dão a idéia de
transferência de poluentes da fase líquida para a fase sólida, com a retenção de poluentes no
leito percolador, “lixiviação” implica necessariamente no fenômeno em sentido oposto, ou
seja, solubilização de substâncias da fase sólida para a fase líquida. Portanto, ou se diz
“lixiviado de aterro sanitário”, “lixiviado de lixão” ou se diz, simplesmente “chorume”; e não
“percolado”.
3.8.3. Definição de “inóculo”
Especificamente neste trabalho, entender-se-á por inóculo, a comunidade de microrganismos
decompositores – fermentativos, acidogênicos, acetogênicos ou metanogênicos – que crescem
em suspensão, nos interstícios da massa de resíduos sólidos confinados nos reatores
experimentais de RSU, aderidos à superfície destes resíduos, ou ainda, em suspensão na
manta de lodo do reator UASB, em consórcio com demais grupos de micróbios, formando
grânulos ou flocos. Assim, a inoculação pretendida ocorrerá de duas maneiras combinadas:
com a recirculação do efluente tratado no reator UASB e de seu lodo biológico excedente.
Ademais, será também descrita uma breve avaliação do emprego de inóculo no teste da DBO
(item 4.9.2.1), o qual necessita da existência de uma biomassa aeróbia ativa, aclimatada ao
substrato e à presença de fatores de inibição. Esta é uma preocupação concernente à análise de
DBO para qualquer efluente de processo ou tratamento anaeróbio.
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4. MATERIAL E MÉTODOS
4.1. Plano de Amostragem dos Resíduos Sólidos Urbanos
Em maio de 2001, objetivando-se o preenchimento dos nove reatores anaeróbios com os
resíduos sólidos urbanos de Belo Horizonte, nos quais se simulariam diferentes condições
operacionais de um aterro celular e, após a constatação da ausência de uma padronização de
metodologias de amostragem e caracterização do lixo urbano, fez-se necessária à elaboração e
execução de um plano de trabalho viável e adequado, respaldado por uma análise crítica de
trabalhos concernentes ao tema.
O plano deveria contemplar as atividades concernentes à amostragem do lixo fresco,
transporte dos resíduos desde o aterro até o local do experimento, preenchimento dos reatores
de RSU, determinação da composição gravimétrica, bem como a obtenção e preparação de
amostras para análises laboratoriais (LIBÂNIO et al., 2001).
Desta forma, após uma ampla revisão das metodologias empregadas em análises de amostras
de resíduos sólidos urbanos e outros materiais (MALAVOLTA et al., 1989; ALEF &
NANNIPIERI; SILVA, 1981; OHLWEILER; EMBRAPA; WHO, 1978) e da realização de
inúmeras reuniões entre os docentes do Departamento de Engenharia Sanitária e Ambiental e
do Departamento de Química da UFMG com os alunos de pós-graduação diretamente
envolvidos com o experimento, definiram-se metodologias próprias para cada etapa do
trabalho – amostragem, preparação das amostras e análise de parâmetros físico-químicos.
As metodologias investigadas e a discussão dos pontos conflitantes nas análises dos
parâmetros de interesse, constam do documento intitulado “Avaliação e Proposta Inicial de
Metodologias para Análises dos Resíduos Sólidos Urbanos na Rede 4 do PROSAB”
(CINTRA et al., 2001c), apresentado na reunião do PROSAB, Edital III, Tema IV, em
Florianópolis. A Figura 4.1 apresenta um delineamento das diversas atividades previstas no
plano de trabalho elaborado.
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Figura 4.1: Procedimentos de amostragem e caracterização dos resíduos sólidos.
4.1.1. Definição do Tipo de Amostra
Inicialmente, verificou-se a possibilidade de preenchimento dos reatores com uma massa de
resíduos composta de materiais segregados e não contaminados, em proporções usualmente
descritas na literatura. Entretanto, devido ao grande volume dos reatores experimentais (cerca
de 700 litros cada) e à preocupação com a perda do caráter fidedigno do experimento, seja
pela dificuldade em se reproduzir com veracidade a atual composição do lixo urbano, seja
pela interferência em fatores cujos efeitos são desconhecidos – ausência de populações de
microrganismos, compostos tóxicos – tal hipótese foi rejeitada.
Desta forma, escolhida a opção de amostragem do lixo urbano gerado no município, outra
questão se punha ao grupo de trabalho: Como obter uma amostra representativa, evitando
possíveis distorções na composição dos resíduos amostrados, considerando-se a grande
variabilidade da natureza do lixo urbano e a existência das diversas atividades econômicas no
município de Belo Horizonte?
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Primeiramente, considerando-se a escala do experimento, correspondente a três módulos ou
linhas de operação distintas com 2,1 m3 cada (3 reatores de 700 litros, por linha), tomou-se
como válida a premissa de que a exclusão de materiais potencialmente tóxicos à comunidade
de microrganismos decompositores era necessária.
Adicionalmente, em muitos casos, não se pratica a co-disposição do lixo urbano com o lixo
hospitalar – drogas farmacêuticas, seringas, materiais descartáveis contaminados e demais
resíduos provenientes de farmácias, postos de saúde, hospitais, clínicas médicas,
odontológicas, veterinárias e outras – que é destinado a uma célula em separado.
Diferentemente, a Resolução CONAMA no 283/2001 torna facultativa a disposição em
separado dos resíduos infectantes provenientes dos serviços de saúde, à exceção de
medicamentos com data de validade prescrita, os quais devem ser devolvidos ao fabricante.
No aterro sanitário de Belo Horizonte, a SMLU pratica a co-disposição destes resíduos com o
lixo urbano desde 1999.
Por sua vez, para outros resíduos perigosos, tais como pilhas e baterias, existe uma legislação
em vigor – Resolução CONAMA no 257/1999 – que induz as indústrias à reciclagem ou
reutilização de seus produtos, prolongando o ciclo de vida destes materiais e restringindo a
disposição final dos mesmos em aterros, mesmo que, ainda, a realidade seja bastante
diferente.
Procurar-se-ia, então, excluir da massa de lixo amostrada todos os resíduos potencialmente
tóxicos ou cujas dimensões inviabilizassem seu confinamento no interior dos reatores
experimentais: pneus, mobílias, eletrodomésticos, etc. Neste sentido, buscou-se preencher os
digestores (reatores de RSU) com o lixo de origem predominantemente domiciliar (ou
residencial), retirando algum destes materiais da amostra, caso identificados por simples
inspeção visual.
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4.1.2. Definição da forma de amostragem
Após a definição do tipo da amostra – lixo urbano majoritariamente composto por resíduos
gerados nas residências, isento de materiais potencialmente tóxicos – fez-se necessário decidir
qual a forma de obtenção das amostras, se através da coleta do lixo em domicílios préestabelecidos ou se pela amostragem aleatória da carga de um veículo coletor.
A primeira opção fazia-se interessante pela possibilidade de se amostrar o lixo em regiões
previamente conhecidas, evitando-se, assim, resíduos de origem predominantemente
comercial, hospitalar, industrial ou oriundos de atividades atípicas – feiras-livres, entulho de
obras civis ou “bota-foras” – e, com isso, reduzir a probabilidade de distorções pela
especificidade da natureza destes resíduos. Ademais, a etapa de segregação dos materiais seria
facilitada pois os resíduos ainda não teriam sofrido uma mistura mais íntima durante a coleta
por caminhão tipo “compactador”.
Contudo, considerando-se as restrições de equipamento e os prazos relativamente curtos para
a realização desta atividade, somadas à possibilidade de não concordância por parte dos
moradores dos domicílios selecionados em ter seu lixo “investigado”, a opção de
recolhimento do lixo porta a porta ficou comprometida.
Logo, restou a segunda opção, ou seja, de se amostrar aleatoriamente o lixo urbano coletado e
transportado até o aterro municipal. Desta forma, conjuntamente com a instituição parceira do
projeto (SMLU) e, observando-se o disposto na definição do tipo de amostra (item 4.1.1),
foram listados uma série de distritos de coleta que deveriam ser excluídos quando da
amostragem do lixo no aterro sanitário. Estes distritos correspondiam a trechos percorridos
pelos caminhões de coleta nos quais havia uma intensa densidade ocupacional por pequenos e
médios estabelecimentos comerciais, industriais ou centros de saúde.
Uma vez reduzida a possibilidade de amostragem de resíduos de origem predominantemente
comercial, industrial ou hospitalar, e, na impossibilidade de realização de uma ampla
campanha de amostragem do lixo urbano de Belo Horizonte, definiu-se pela amostragem de 9
das 10 regionais de limpeza pública do município, à exceção da regional Centro.
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Tal medida se justifica pelo fato de que a coleta dos resíduos nesta regional é noturna, sendo,
assim, difícil adequá-la ao cronograma de trabalho. Ademais, o lixo gerado na regional centro
é
predominantemente
comercial
e,
portanto,
apresenta
composição
gravimétrica
significantemente diferente à do lixo urbano amostrado nas demais regionais, nas quais
Porcentagem (%)
predominam residências (Figura 4.2).
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
Regional Centro
Belo Horizonte
Comercial
Residencial
Geração de Resíduos
Figura 4.2: Avaliação comparativa da geração
média de resíduos na regional centro e em
Belo Horizonte. Modificado de MERCEDES
(1997).
MERCEDES (1997) apresentou um levantamento das características sócio-econômicas em
todas as regionais de limpeza pública do município de Belo Horizonte, no qual se verificam,
através dos indicadores estatísticos, grandes diferenças entre estas regiões. Como ilustração, a
Figura 4.3 apresenta uma síntese dos resultados obtidos na avaliação sócio-econômica da
população de duas regionais.
40
100
30
Porcentagem (%)
Porcentagem (%)
Regional Barreiro
Regional Sul
20
10
0
80
Regional Barreiro
Regional Sul
60
40
20
0
Alto
Baixo
Prédios
Padrão das Habitações
Térreos
Grau de Verticalização
Figuras 4.3: Avaliação das diferentes condições sócio-econômicas entre as regionais de
limpeza pública do Barreiro e Sul. Modificado de MERCEDES (1997).
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4.1.3. Definição dos critérios de classificação dos materiais constituintes
do lixo urbano
Outra dificuldade encontrada no planejamento da amostragem dos resíduos sólidos urbanos
foi a adoção de critérios para segregação e classificação dos materiais constituintes da massa
de resíduos.
Devido à composição extremamente heterogênea e diversificada do lixo, função de uma série
de variáveis sócio-econômicas, temporais e sazonais, particulares de cada região, não existe
um consenso geral entre os pesquisadores ou uma regra geral previamente estabelecida na
definição dos critérios classificatórios, cabendo a cada um a identificação dos critérios
prioritários, sejam eles referentes à natureza dos materiais, tratabilidade ou mesmo ao valor
econômico agregado – por exemplo, a possibilidade ou não da reciclagem ou recuperação dos
resíduos.
BARROS (1998) apontou possíveis critérios para classificação dos resíduos, entre os quais
pode-se citar aqueles referentes à origem (domiciliar, comercial, público), tratabilidade
(biodegradável, descartável, reciclável), biodegradabilidade (facilmente, dificilmente ou não
degradável) e reatividade (inerte, orgânico, reativo).
Entretanto, a inexistência de uma abordagem única e amplamente aceita, que satisfaça o rigor
técnico-científico, dificulta um entendimento mais amplo das características físico-químicas e
biológicas dos resíduos sólidos urbanos e, conseqüentemente, a construção de modelos
teóricos capazes de explicar os fenômenos de estabilização dos materiais potencialmente
biodegradáveis.
GOMES (1989) discursou acerca da falta de apresentação franca das metodologias de
amostragem empregadas para determinação da composição física dos resíduos sólidos,
apontando tal problema como um grande empecilho à realização de pesquisas futuras na área.
O autor alerta ainda para a necessidade de uma maior normatização neste campo de estudo.
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CASTILHOS JÚNIOR apud PINTO (2000b) ressaltou que a variedade e a complexidade dos
resíduos sólidos são uma questão delicada do ponto de vista experimental, devido à
dificuldade em se reproduzir os experimentos quando se utiliza, como substrato, pequenas
quantidades de resíduos. Além disso, a sua aplicação fica limitada para estudos em diferentes
locais e momentos.
Havia duas possibilidades a serem consideradas: a relação de materiais apresentada na
literatura especializada ou a identificação dos principais materiais constituintes do lixo urbano
de Belo Horizonte em trabalhos de caracterização física preliminares, antes do início do
experimento.
Por não se encontrarem disponíveis dados atualizados e confiáveis na região de interesse do
estudo, uma vez que o estudo mais recente (MERCEDES, 1997) reportava-se a um trabalho
desenvolvido entre maio de 1995 a maio de 1996 pela extinta autarquia SLU
(Superintendência de Limpeza Urbana), optou-se pela realização de estudos prévios de
determinação da composição gravimétrica dos resíduos sólidos urbanos de Belo Horizonte.
Assim, em dezembro de 2000 e abril de 2001, foram amostrados os resíduos sólidos urbanos
coletados nas regionais de limpeza publica noroeste e nordeste, respectivamente. Os
resultados e conclusões concernentes a ambos os trabalhos foram descritos por COSTA et al.
(2001), e se mostraram de fundamental importância na elaboração de uma proposta de
classificação dos resíduos sólidos urbanos de Belo Horizonte, quando da determinação da
composição gravimétrica dos resíduos sólidos confinados nos reatores anaeróbios.
Finalmente, a partir da revisão bibliográfica e, principalmente, destes trabalhos preliminares
de caracterização, decidiu-se pelo critério de classificação apresentado na Tabela 4.1,
elaborando-se planilhas para o registro da pesagem. Assim, cada material foi classificado
como “excluído”, “não identificável” ou “identificável”, sendo este último subdividido em
três grandes grupos: “rapidamente biodegradável” (grupo I), “lentamente biodegradável”
(grupo II) e “inerte ou pouco biodegradável” (grupo III).
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Tabela 4.1: Critérios adotados para caracterização dos resíduos sólidos urbanos.
Definição
Grupo
GRUPO III
Inertes ou
Pouco
Biodegradáveis
Categoria
Vidro
Metal ferroso
Metal não ferroso
Plástico fino
Plástico duro
PET
Entulho
Outros (1)
Identificável
Exemplos
Embalagens, espelho, superfícies vítreas
Arames, peças, lâminas
Embalagens de alumínio, fios de cobre
Sacos plásticos
Garrafas, tampas e embalagens plásticas
Garrafas de refrigerante
Entulhos da construção civil, pedras
Material de higiene pessoal (fraldas descartáveis,
absorventes), palhas de aço, parafinas, drogas
farmacêuticas, látex (borrachas, preservativos,
películas), peças de couro e derivados de petróleo
(isopor, espumas)
Papel de escritório, jornais, revistas
Embalagens de alimentos, papel higiênico
Embalagens de papelão
Embalagens de sucos e leite
Roupas, trapos
Peças de madeira, mobílias
Restos de alimento, tecido animal morto
Papel reciclável
Papel não reciclável
Papelão
Lentamente
Tetra Pak
Biodegradáveis Tecidos
Madeira
Matéria Orgânica
GRUPO I
Putrescível
Rapidamente
Podas
Folhas, galhos, restos da capina
Biodegradáveis
Ossos
Ossos de animais
Não
Material Particulado de Difícil
Material orgânico e inertes úmidos e miúdos, grãos
Identificável Identificação
de solo, todos intimamente misturados.
Material
hospitalar
Seringas, restos de operação
Excluído (2)
Material condenável (3)
Pneus, pilhas, baterias
(1) – Todo material não excluído, identificado, não passível de classificação nas demais categorias
(2) – Material segregado da massa de resíduos, descartados antes da determinação de seu peso úmido
(3) – Material cuja destinação ao aterro sanitário acredita-se tecnicamente inadequada ou condenável por força
da legislação ambiental
GRUPO II
4.1.4. Definição do volume das amostras
A definição do volume de amostra necessária à determinação da composição gravimétrica da
massa total de resíduos amostrados fez-se segundo TCHOBANOGLOUS (1993), o qual
considerou a carga total de um caminhão, em um dia típico de coleta, uma amostra
representativa do lixo urbano residencial. O mesmo autor citou ainda outros estudos nos quais
aferiram-se variações pouco significativas entre amostras de 90 kg a 770 kg (200 a 1700
libras). Assim, devido à dificuldade em se pesar os resíduos no local de amostragem – pátio
de triagem e compostagem do aterro sanitário de Belo Horizonte – e, estimando-se o peso
específico médio do lixo não compactado em torno de 200 kg/m3, procurou-se preencher
plenamente o volume correspondente a cinco tambores metálicos de 100 litros cada.
- 61 -
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
Por sua vez, devido às condições operacionais relativas aos equipamentos, tempo e mão-deobra disponíveis, definiu-se um volume de preenchimento diário, por reator, de cerca de 40 kg
(2 tambores metálicos de 100 litros), ou seja, um volume diário correspondente a 360 kg (18
tambores metálicos de 100 litros). Desta forma, planejou-se a amostragem de um volume
diário total de 460 kg de lixo urbano, sendo 360 kg para preenchimento simultâneo dos nove
reatores de RSU e 100 kg para determinação da composição gravimétrica.
Diante da impossibilidade de se determinar a variação do peso durante os procedimentos de
amostragem, estimou-se um volume inicial da ordem de 7 a 9 toneladas e a redução da massa
de resíduos pela metade após cada quarteamento. A Figura 4.4 apresenta o esquema geral de
amostragem e caracterização física dos resíduos sólidos urbanos utilizados para o
preenchimento dos reatores anaeróbios.
Figura 4.4: Esquema diário de
trabalho
para
amostragem,
determinação
da
composição
gravimétrica e preenchimento dos
reatores.
- 62 -
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
4.1.5. Composição da equipe de trabalho
Nos trabalhos anteriores de amostragem e caracterização dos resíduos da regional noroeste e
nordeste, devido à natural rejeição ao manuseio dos materiais presentes na massa de resíduos,
verificou-se uma grande dificuldade em se compor uma equipe apta ao cumprimento das
atividades planejadas. Os funcionários da SMLU mostraram-se descontentes com as tarefas
propostas e, nas duas oportunidades, após pouco tempo iniciada a segregação dos materiais, o
rendimento do trabalho já era insatisfatório e incompatível com o tempo disponível.
Tal fato motivou a contratação de pessoal junto à Associação dos Catadores de Papel e
Materiais Recicláveis de Belo Horizonte (ASMARE). A equipe ASMARE, em sua totalidade
de mulheres, já afeitas ao trabalho árduo e minucioso de segregação de diversos materiais no
lixo, conseguiu cumprir com eficiência as tarefas designadas.
A equipe ASMARE foi dividida em duas frentes de atividades. Na primeira frente, após a
segregação mecanizada da massa de resíduos, ainda pela manhã, juntamente com a equipe
UFMG (2 mestrandos e 1 doutoranda), 2 contratadas ajudavam no preenchimento dos 23
tambores metálicos de 100 litros para transporte até o laboratório (Figuras 4.12 e 4.26).
A segunda frente da ASMARE, por sua vez, contava com o auxílio de mais 3 contratadas que,
juntamente com as outras 2 da 1a frente e, sob a orientação da doutoranda Ilka Soares Cintra,
faziam a identificação, segregação e pesagem dos materiais contidos em 5 tambores
aleatoriamente escolhidos. À tarde, após o término desta atividade, as equipes UFMG e
ASMARE trabalhavam conjuntamente no preenchimento dos reatores anaeróbios, com o
despejo do conteúdo dos 18 tambores restantes (2 tambores por reator).
- 63 -
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
4.2. Amostragem dos resíduos sólidos urbanos de Belo Horizonte no aterro
sanitário municipal
Em maio de 2001, iniciaram-se os procedimentos de amostragem do lixo urbano de Belo
Horizonte, objetivando-se o preenchimento dos reatores anaeróbios. A amostragem dos
resíduos repetiu-se por nove dias, em duas semanas consecutivas: de 7 a 11/05/2001 e de 14 a
17/05/2001.
Em cada dia, foi amostrado o lixo urbano coletado em uma regional diferente, abrangendo-se,
assim, todas as regionais do município à exceção da regional centro. As Figuras 4.5 e 4.6
apresentam o mapa do município de Belo Horizonte com a identificação das regionais de
limpeza pública e dos distritos amostrados, respectivamente.
Figura 4.5: Identificação das regionais de
limpeza pública de Belo Horizonte
Figura 4.6: Identificação dos distritos amostrados
durante o preenchimento dos reatores.
- 64 -
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
As amostras foram obtidas com seguidas etapas de espalhamento, quarteamento, descarte dos
quartos vis a vis e homogeneização da metade restante, até a obtenção de uma massa final de
aproximadamente 460 kg, necessária ao preenchimento dos reatores e caracterização dos
resíduos.
Assim, registrava-se, diariamente, pela manhã, os dados relativos ao caminhão de coleta –
tipo, procedência, carga – e às condições climáticas, como recomendado por alguns autores,
entre os quais LIMA (1988), que sugerem o registro da umidade relativa do ar e da
temperatura ambiente no dia da amostragem. A Tabela 4.2 apresenta os dados relativos aos
dias de amostragem dos resíduos.
Tabela 4.2: Dados relativos às condições climáticas e ao caminhão de coleta, nos dias de
amostragem dos resíduos sólidos urbanos de Belo Horizonte. LIBÂNIO (2002)
Dia
Data
Tempo
Temperatura1 (oC)
Umidade1 (%)
Tipo
Placa
Regional
Distrito
Peso Bruto
Peso Líquido
Dia
Data
Tempo
Temperatura1 (oC)
Umidade1 (%)
Tipo
Placa
Regional
Distrito
Peso Bruto
Peso Líquido
Segunda
7/5/2001
Ensolarado
20.3
50
Empreiteira
JZZ 8296
Oeste
O13A
16000
6760
Segunda
14/5/2001
Ensolarado
20.6
71
Empreiteira
CDL 6167
Venda Nova
V10A
18040
8220
Terça
8/5/2001
Ensolarado
20.1
57
Empreiteira
JJZ 8236
Barreiro
B9B
15720
6320
Quarta
9/5/2001
Ensolarado
22.3
50
SLU
GMM 3250
Noroeste
NO22A
15580
6080
Terça
15/5/2001
Nublado
19.5
73
Empreiteira
JJZ 8326
Sul
SXD
15980
6660
Quinta
10/5/2001
Ensolarado
23.5
48
Empreiteira
CXA 0138
Pampulha
P3B
17380
7040
Quarta
16/5/2001
Nublado
18.9
76
Empreiteira
CDL 8481
Nordeste
NE19A
17060
7220
(1) - Fonte: Seção de Observação e Meteorologia Aplicada do 5o Distrito do INMET
- 65 -
Sexta
11/5/2001
Ensolarado
23.2
57
SLU
HMM 0605
Leste
L12A
12720
4420
Quinta
17/5/2001
Nublado
17.7
87
Empreiteira
CDL 6980
Norte
N5B
15900
6160
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
Como se pode observar nas fotos das Figuras 4.7 e 4.8, o grande volume inicial de resíduos,
descarregados diariamente no pátio de triagem e compostagem do aterro sanitário, exigiu o
emprego de uma pá mecânica durante os procedimentos de amostragem.
Figura 4.7: Descarregamento do lixo urbano
Figura 4.8: Volume inicial amostrado
Figura 4.9: Quarteamento com pá mecânica
Figura 4.10: Vista dos quartos vis a vis.
Como descrito anteriormente, utilizando-se a pá mecânica, realizaram-se , por 4 vezes, etapas
consecutivas de espalhamento e mistura dos resíduos (homogeneização da amostra),
quarteamento e descarte dos quartos vis a vis, até a obtenção de uma massa de
aproximadamente 460 kg.
Então, ao final desta rotina, ainda pela manhã, preenchiam-se os 23 tambores metálicos (100
litros cada) com o volume final amostrado (Figura 4.10). Deve-se ressaltar que grande parte
do lixo se encontrava envolta por sacos plásticos, os quais foram rasgados um a um,
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DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
despejando-se seu conteúdo no interior dos tambores metálicos. Tal preocupação justifica-se
pelo volume limitado de resíduos confinados no interior dos reatores, os quais poderiam não
ser efetivamente degradados, caso isolados da massa de lixo pela película plástica. Além
disto, não se poderia alegar uma distorção da realidade do aterramento dos resíduos, uma vez
que, em escala real, grande parte dos sacos plásticos é destruída durante as operações na
frente de serviço.
Figura 4.11: Identificação dos tambores.
Figura 4.12: Equipe da UFMG e ASMARE
Finalmente, efetuava-se o transporte dos tambores metálicos, devidamente envoltos por lona
plástica, até o local do experimento, em um caminhão tipo “carroceria” cedido pela Secretaria
Municipal de Limpeza Pública de Belo Horizonte (SMLU), instituição parceira na pesquisa
(Figura 4.13).
Figura 4.13: Caminhão “carroceria” utilizado
no transporte dos tambores metálicos
- 67 -
DESA/UFMG
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4.3. Preenchimento dos Reatores Anaeróbios com os Resíduos Sólidos
Urbanos Amostrados
O preenchimento dos reatores anaeróbios se deu simultaneamente, procurando-se, assim,
evitar uma desigual distribuição das frações constituintes do lixo urbano entre os reatores e
entre as linhas de operação. Tal preocupação se justifica dada a grande variabilidade das
características do lixo urbano em função de diversos fatores, como os reportados por
BARROS (1998) e outros. Entre estes fatores, destacam-se neste trabalho aqueles referentes à
condição sócio-econômica do local de geração dos resíduos e às variações temporais (dia da
semana), descritas nos itens 4.1.2 e 4.1.3.
Conforme o plano de amostragem descrito no item 4.1, registravam-se os pesos e o destino de
cada um dos 18 tambores metálicos, ou seja, em qual reator o conteúdo do tambor seria
despejado. Desta forma, ao final de cada dia, podia-se calcular com precisão a massa total de
resíduos já confinada em cada reator. A Tabela 4.3 apresenta os pesos diários adicionados nos
reatores anaeróbios de interesse neste estudo.
Tabela 4.3: Evolução do preenchimento dos reatores anaeróbios.
DIA DA
SEMANA
DATA
REATORES ANAERÓBIOS
R1
R2
R3
R7
R8
R9
Segunda
7/5/2001
45,06
70,66
15,46
19,82
21,76
24,34
Terça
8/5/2001
23,96
38,26
60,62
55,58
65,14
38,24
Quarta
9/5/2001
20,52
42,38
36,70
21,74
22,20
45,46
Quinta
10/5/2001
20,14
28,36
46,92
17,28
12,00
35,72
Sexta
11/5/2001
51,30
45,78
14,52
23,58
25,26
23,82
Segunda
14/5/2001
50,42
46,14
48,60
46,50
57,92
46,98
Terça
15/5/2001
36,04
34,96
39,62
37,70
35,26
36,34
Quarta
16/5/2001
56,20
32,08
36,58
40,22
32,30
21,32
Quinta
17/5/2001
65,04
19,38
26,10
84,54
74,50
64,22
368,68
358,00
325,12
346,96
346,34
336,44
PESO TOTAL (kg)
- 68 -
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
Diariamente, na manhã seguinte ao despejo dos
resíduos, enquanto se realizava uma nova amostragem,
dois operários contratados realizavam a compactação
manual dos resíduos despejados no interior dos
reatores no dia anterior, desferindo golpes com um
soquete de haste longa em toda a superfície exposta de
cada reator.
Figura 4.14: Compactação manual dos resíduos
4.4. Preenchimento dos Reatores Anaeróbios com Chorume de Aterro
Sanitário
Após o término da amostragem e caracterização dos resíduos sólidos urbanos, procedeu-se,
então, em cada reator, à inserção de 200 litros de chorume proveniente da célula AC-05 do
aterro sanitário de Belo Horizonte. O aterro municipal da BR-040 teve suas operações
iniciadas em 1972 e, desde 1996, vem se praticando a recirculação do chorume produzido,
objetivando-se o tratamento dos resíduos sólidos confinados.
Figura 4.15: Frente de aterramento do lixo
urbano na célula AC-05 (maio/2001).
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Figura 4.16: Impermeabilização da área ainda
não ocupada pela célula AC-05 (maio/2001).
DESA/UFMG
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A célula AC-05 é a mais recente do aterro sanitário municipal, tendo sua operação iniciada
em dezembro de 2000 e, portanto, quando da amostragem do chorume, os resíduos sólidos
urbanos encontravam-se confinados há apenas 6 meses, ou seja, em fase inicial de
degradação. Ademais, a célula AC-05 corresponde à última frente de aterramento do lixo
urbano do aterro municipal da BR-040, uma vez que o encerramento de sua operação está
previsto para o final de 2004.
A idéia inicial era de se coletar os líquidos lixiviados e drenados em células antigas do aterro,
nas quais a estabilização da fração biodegradável do lixo urbano encontrar-se-ia em estágio
avançado, com a presença de uma comunidade microbiana já bem adaptada à toxicidade e às
outras condições ambientais adversas e, conseqüentemente, capaz de utilizar prontamente o
substrato disponível na síntese celular. Adicionalmente, tal idéia estaria em conformidade
com os preceitos da técnica de recirculação do chorume, segundo a qual uma célula recente,
ainda com baixo teor de umidade, recebe o chorume de uma região mais antiga do aterro, por
vezes saturada, com a acumulação do lixiviado em “bolsões” e afloramento da manta líquida.
Entretanto, a escolha pela amostragem do chorume em uma célula nova do aterro se impôs
pela razão de que as demais células do aterro sanitário municipal já haviam recebido chorume
inoculado, seja pelo bombeamento de parte dos líquidos drenados das diversas células e
acumulados em tanques, seja pela possibilidade de infiltração sub-superficial da manta líquida
entre células adjacentes. Tal fato se tornou um empecilho devido à impossibilidade de total
conhecimento das características físico-químicas do inóculo adicionado ao chorume
recirculado. Este inóculo utilizado é um “segredo comercial” da empresa contratada pela
Prefeitura Municipal, co-responsável pelo gerenciamento das operações de tratamento e
disposição final do lixo urbano de Belo Horizonte.
Assim, em maio de 2001, realizou-se a coleta do chorume da célula AC-05 através do
bombeamento de aproximadamente 1800 litros do poço piezométrico PLQ-5 (Figura 4.17). O
chorume bombeado era coletado em um recipiente de “boca larga” e, então, transferido com
auxílio de um funil para uma bombona plástica de 50 litros (Figuras 4.18 e 4.19).
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DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
Figura 4.17: Poço PLQ-5.
Figura 4.18: Coleta do chorume bombeado do poço PLQ-5.
Após o preenchimento das 20 bombonas disponíveis, as mesmas foram transportadas até o
local do experimento por um caminhão tipo “carroceria” cedido pelo Departamento de
Serviços Gerais da UFMG (Figura 4.20). Este procedimento repetiu-se por mais uma vez, na
semana seguinte. O chorume amostrado foi inserido até saturação de toda a massa de resíduos
confinados nos reatores experimentais.
Figura 4.19: Transferência
do chorume para bombonas
Figura 4.20: Transporte das bombonas plásticas de 50 litros
em caminhão tipo “carroceria”.
- 71 -
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
4.5. Preparação das amostras dos RSU para as análises laboratoriais
Após a identificação e pesagem das diversas categorias listadas na Tabela 4.1, determinandose a composição gravimétrica do lixo urbano amostrado, aquelas pertencentes ao Grupo III,
ou seja, correspondentes à fração inerte ou pouco biodegradável, eram descartadas.
Por sua vez, os materiais denominados “excluídos” eram segregados da massa de resíduos já
durante o preenchimento dos tambores e, eventualmente, na determinação da composição
gravimétrica, caso algum fosse encontrado por mera inspeção visual, sem nenhum registro da
quantidade ou peso dos mesmos.
O restante da massa de resíduos, já identificados, segregados e pesados, correspondentes
àqueles classificados como “material particulado não identificável”, “rapidamente
biodegradável” (Grupo I) ou “lentamente biodegradável” (Grupo II), eram encaminhados para
uma nova série de procedimentos de quarteamento e homogeneização consecutivos, até a
obtenção de uma amostra de aproximadamente 2 kg para determinação de parâmetros físicoquímicos.
Esta amostra era, então, dividida em duas outras, dispostas em duas bandejas de alumínio.
Posteriormente, ainda ao final dos dias de preenchimento, colocavam-se as bandejas de
alumínio com as amostras já devidamente pesadas no interior de uma estufa (Estufa FANEM
Modelo 315/2), deixando-as por um período inicial de 24 horas (65oC) e, por fim, mais 4
horas de desidratação (105oC).
Uma vez já secas, as amostras foram, primeiramente, trituradas em um moinho de faca
pertencente ao Laboratório de Operações Unitárias do Departamento de Engenharia Química
da UFMG (Figura 4.21), e em seguida, conservadas à baixa temperatura, em sacos plásticos
hermeticamente vedados, no interior de um refrigerador (Figura 4.22).
- 72 -
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
Figura 4.21: Vista do moinho de faca.
Figura 4.22: Amostras secas e trituradas em
sacos plásticos hermeticamente vedados.
Entretanto, observou-se que o processo de moagem no moinho de faca não foi suficiente para
obtenção de uma amostra com granulometria máxima inferior a 100 mesh, ideal para sua
utilização na determinação do teor de metais. Sendo assim, as amostras sofreram novamente
uma moagem, desta vez, num moinho de bolas do DESA/UFMG (Figura 4.23).
A cada ciclo de trituração, os grãos das amostras eram segregados em um conjunto de
peneiras vibratórias (Pavitest Contenco), retornando-se ao moinho de bolas (Pulverisette 5
Fritsch) aqueles de granulometria superior a 100 mesh (Figuras 4.24).
Finalmente, após a obtenção de uma granulometria máxima inferior ao limite estabelecido,
preservou-se as amostras, conservando-as em tubos de ensaio, à baixa temperatura.
Figura 4.23: Vista do moinho de bola.
Figura 4.24: Vista da peneira vibratória.
- 73 -
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
4.6. Caracterização físico-química dos resíduos sólidos urbanos
4.6.1. Determinação da composição gravimétrica
A determinação da composição gravimétrica do lixo urbano de Belo Horizonte se deu
segundo a classificação apresentada na Tabela 4.1 (item 4.1.3), durante os nove dias de
amostragem dos resíduos para preenchimento dos reatores anaeróbios, simulando células de
um aterro sanitário.
Simultaneamente ao preenchimento, foram caracterizados aproximadamente 100 kg de lixo,
dos 460 kg amostrados diariamente, determinando-se, após a segregação manual e pesagem
dos mesmos em balança de prato digital (Figuras 4.25 e 4.26), a porcentagem em peso úmido
de seus diversos componentes.
Figura 4.25: Segregação manual dos diversos Figura 4.26: Pesagem dos tambores ao
componentes do lixo pela equipe ASMARE.
chegarem ao galpão para triagem e segregação
4.6.2. Determinação do teor de umidade
Como descrito anteriormente, ao final de cada um dos dias de amostragem e preenchimento,
obtinham-se 2 amostras representativas (aproximadamente 1 kg cada) do conjunto daqueles
materiais considerados “potencialmente biodegradáveis”, ou seja, “material particulado” e dos
Grupos I e II.
- 74 -
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
Estas amostras eram dispostas em bandejas de alumínio, pesadas e, por fim, mantidas no
interior de uma estufa por um período de 24 horas à temperatura de 65oC. Durante este tempo,
as amostras eram reviradas, buscando-se uma desidratação por igual em toda a amostra.
Seguia-se, então, a 1a determinação do peso seco, um novo período de desidratação (105oC, 4
horas) e, finalmente, a última pesagem. A Figura 4.27 ilustra os procedimentos descritos.
Figura 4.27: Esquema de determinação do teor de umidade nas amostras de RSU.
4.6.3. Determinação do teor de metais
As amostras já devidamente preparadas – desidratadas, trituradas, peneiradas e conservadas à
baixa temperatura – foram digeridas através do ataque com ácidos nítrico e sulfúrico
concentrado (3030 G), com aquecimento em banho-maria, no interior de uma capela para
exaustão de gases tóxicos. Em seguida, os teores de metais pesados foram determinados por
espectrofotometria de absorção atômica, através da técnica da emissão por chama (método
3111 B), descrito no Standard Methods for the Examination of Water and Wastewater
(AWWA/APHA/WEF,1998).
Após a digestão, as soluções eram filtradas em papel de filtro e recolhidas em um balão
volumétrico. Finalmente, para a determinação de alguns “analitos”, faziam-se diluições da
solução inicial de forma que, como observado em estudo preliminar (OSÓRIO NETO et al.,
2001), era possível determinar suas concentrações na faixa ideal de leitura do aparelho
(Perkin-Elmer 3300).
- 75 -
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
Figura 4.28: Frascos plásticos contendo soluções Figura 4.29: Detalhe do espectrofotômetro de
diluídas e concentradas de amostras já digeridas e absorção atômica.
filtradas.
4.6.4. Determinação dos teores de carbono, hidrogênio e nitrogênio
Na impossibilidade da realização destas análises no DESA/UFMG, as mesmas amostras
utilizadas na determinação do teor de metais foram encaminhadas à Fundação Centro
Tecnológico de Minas Gerais (CETEC) para determinação das concentrações de carbono,
nitrogênio e hidrogênio, através da análise instrumental.
Semelhantemente ao realizado nas análises de metais, foram investigadas as amostras
correspondentes a cada um dos dias de amostragem e mais outras quatro correspondentes à
mistura de todos estes dias.
4.6.5. Determinação do teor de sólidos voláteis
As amostras já preparadas, utilizadas na determinação do teor de umidade, metais pesados e
na análise instrumental das concentrações de carbono, hidrogênio e nitrogênio, foram
submetidas à calcinação em mufla (550oC, 2h, cadinhos destampados) e resfriamento em
dessecador (60 min). Deve-se ressaltar que as amostras não foram pré-calcinadas (bico de gás,
10 a 15 minutos, 550oC) como recomendado por EGREJA (1996), o qual relata a importância
da pré-calcinação e aponta discrepância nos teores de sólidos voláteis obtidos em experiências
com e sem este procedimento.
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DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
4.7. Aparato Experimental
Primeiramente, deve-se destacar que, como mencionado anteriormente, este estudo compõe
um projeto de pesquisa maior, que objetiva avaliar a influência da recirculação do chorume,
inoculado ou não, na degradação dos resíduos sólidos urbanos.
Neste projeto maior, foram instalados 9 reatores experimentais no Laboratório de Instalações
Piloto (LIP) do DESA/UFMG (Figura 4.30), subdivididos em três conjuntos, com três
reatores por conjunto – experimento em triplicata, buscando-se reduzir a interferência devido
à heterogeneidade dos resíduos sólidos urbanos – correspondentes a condições de operação
distintas:
ƒ
linha 1 (vermelha): aterramento convencional dos resíduos, sem recirculação de chorume;
ƒ
linha 2 (verde): aterramento dos resíduos com recirculação de chorume não inoculado;
ƒ
linha 3 (azul): aterramento dos resíduos com recirculação de chorume inoculado.
Desta forma, somente as linhas de operação 1 e 3, correspondentes ao tratamento
convencional e ao “sistema integrado” de tratamento do chorume e dos RSU,
respectivamente, serão de interesse desta dissertação.
Figura 4.30: Vista geral
do aparato experimental
utilizado na pesquisa.
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DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
Cada reator foi composto por uma coluna de fibra de vidro de 2,50 m de altura útil e diâmetro
interno de 60 cm, perfazendo um volume de aproximadamente 700 litros. Os reatores são
equipados com 2 piezômetros correspondentes a mangueiras plásticas tipo cristal, dispositivos
de coleta dos líquidos e gases, recirculação e distribuição do chorume no seu topo, conforme
observado na Figura 4.31. Ao final de seu preenchimento, as células foram hermeticamente
fechadas com a colocação do flange superior e vedação com anel de borracha, garantido-se a
condição de anaerobiose no interior destes reatores.
Figura 4.31: Esquema dos
reatores experimentais de
digestão dos resíduos
sólidos urbanos.
O dispositivo de coleta do chorume foi basicamente composto por um dreno de brita de
gnaisse no fundo dos reatores, seguido de registro e tubos de PVC. No trecho de tubo vertical
foram introduzidas as mangueiras de sucção das bombas peristálticas, responsáveis pela
recirculação do chorume e alimentação do reator UASB. Neste tubo vertical, conectou-se um
registro para amostragem do chorume drenado em ambas as linhas operacionais (Figura 4.32).
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Figura 4.32: Dispositivos de amostragem
do chorume drenado nos reatores de RSU
Figura 4.33: Vista do topo dos reatores de
RSU. Detalhe do sifão e do dispositivo de
coleta do biogás.
Na linha 3, o efluente do reator UASB, após passar pela caixa de mistura e distribuição,
retornava por gravidade aos digestores, passando primeiramente por um sifão que não permite
a perda do biogás através do conduto de recirculação. O chorume recirculado, era lançado em
uma camada superior de brita, objetivando-se uma melhor distribuição do fluxo pelo digestor.
Por sua vez, os gases gerados nos reatores de RSU e reator UASB eram coletados em
mangueiras plásticas tipo cristal de ½” (Figura 4.33), e conduzidos até seus respectivos
frascos lavadores. Após vencida a coluna d’água no interior dos mesmos, os volumes de
biogás são armazenados e periodicamente determinados em gasômetros (Figura 4.34).
Figura 4.34: Sistema de
coleta,
amostragem
e
medição do biogás, e
bombas peristálticas para
recirculação do chorume.
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Na linha de operação com recirculação de chorume inoculado (linha 3), objetivando-se a
produção de inóculo a partir do próprio sistema, sem a introdução de nenhum fator externo,
substância exógena, implantou-se um reator UASB (Figuras 4.35 a 4.37), confeccionado em
tubos de PVC e com volume útil de aproximadamente 30 litros, inoculado inicialmente com
lodo biológico granulado de outro reator UASB tratando águas residuárias.
Figura 4.35: Configuração geral do reator UASB.
Figura 4.36: Dispositivo de
entrada do reator UASB.
A configuração da câmara de digestão, composta de dois trechos consecutivos de mesmo
comprimento mas com diferentes diâmetros – 54,6 mm (tubo de PVC DN 50) e 100 mm (tubo
de PVC DN 100), respectivamente – permitiu atender simultaneamente os requisitos
operacionais relativos ao tempo de detenção hidráulica (TDH) e velocidade ascensional do
fluxo, dentro das limitações de espaço físico existentes no laboratório.
Considerando-se a pequena vazão afluente na partida do reator UASB, caso fosse adotada a
menor bitola em toda sua extensão, a altura necessária para atendimento de um TDH mínimo
– TDH > 4,8 horas, usualmente 8 < TDH < 10 horas no tratamento de esgotos domésticos, a
20oC (CHERNICHARO, 1997) – seria incompatível com o pé direito disponível. Por outro
lado, se a câmara de digestão fosse projetada como um trecho contínuo de bitola maior, a
velocidade ascensional do fluxo seria muito menor que os valores preconizados na literatura –
0,5 < U < 0,7 m/h para 5 < COV < 6 kgDQO/m3.dia (CHERNICHARO, 1997) – e,
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conseqüentemente, não propiciaria um mistura adequada entre a biomassa em suspensão
(manta de lodo) e o substrato orgânico afluente.
Desta forma, projetou-se a câmara de digestão do reator UASB com um trecho inicial de
menor diâmetro, propiciando-se um maior grau de mistura na entrada do reator, região na
qual, devido à existência de uma atividade biológica mais intensa, grande parte da matéria
orgânica afluente é prontamente consumida (CALLADO et al., 1997). O trecho consecutivo,
de maior diâmetro, serviria basicamente para abrigar a biomassa “reserva”, responsável por
conferir ao reator uma maior resistência à inibição (LEWANDOUSKI, 1986 apud
CALLADO et al., 1997), não sendo necessário, então, o mesmo grau de mistura anterior.
Procurou-se desenvolver, no interior do reator UASB, uma biomassa apta à degradação ativa
do substrato orgânico presente no efluente dos digestores (reatores de RSU). Caso não
houvesse o descarte periódico do lodo biológico excedente produzido, as células bacterianas
se perderiam no efluente tratado do reator UASB, implicando em uma inoculação “não
controlada” da digestão dos reatores de RSU. Entretanto, se fosse adotado o procedimento de
inoculação “controlada”, a caixa de mistura e distribuição do efluente tratado do reator UASB
(Figura 4.38) serviria, também, para a adição do inóculo.
Figura 4.37: Vista do compartimento de decantação do Figura 4.38: Detalhe da caixa de
reator UASB, bomba de dosagem de solução tampão, e distribuição e mistura do chorume
tratado em reator UASB.
caixa de distribuição do chorume tratado.
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Ademais, em vista da necessidade de correção do pH do chorume afluente ao reator UASB,
favorecendo-se a atividade metanogênica e, conseqüentemente, evitando-se o acúmulo de
ácidos orgânicos voláteis e o “azedamento” do sistema, instalou-se uma linha de dosagem de
solução tampão de hidróxido de sódio junto à linha de alimentação do reator UASB,
controlada por uma bomba peristáltica de baixa rotação (Figura 4.37).
Finalmente, a Figura 4.39 apresenta um fluxograma completo do experimento, com a
recirculação contínua do chorume entre os reatores anaeróbios de resíduos sólidos urbanos e o
reator UASB (linha 3), e a coleta, medição e descarte do biogás (linhas 1 e 3).
Figura 4.39: Fluxograma das duas linhas operacionais do experimento contempladas neste
estudo.
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4.8. Operação do sistema
Na linha de tratamento convencional dos resíduos sólidos urbanos (linha 1), à exceção do
reator experimental R3, que não recebeu nenhum chorume da célula AC-05 do aterro sanitário
de Belo Horizonte (item 4.4), os procedimentos operacionais se restringiram à amostragem
semanal do chorume e do biogás através dispositivos de coleta próprios (Figuras 4.32 e 4.34).
A opção de não preencher o reator R3 com chorume se deu pela consideração de que seria
interessante e necessário avaliar a digestão anaeróbia dos RSU sob tais condições, ou seja,
sem nenhuma inoculação. O reator R3 poderia receber, posteriormente, volumes de água de
chuva correspondentes aos dados estatísticos de precipitação pluviométrica no município de
Belo Horizonte, reproduzindo-se as condições reais de campo.
Por sua vez, a operação da linha de tratamento integrado dos RSU e do chorume (linha 1) foi
mais complexa, envolvendo a manutenção periódica dos equipamentos e dispositivos de
recirculação do chorume, bem como o acompanhamento constante e intervenções periódicas
nas condições hidráulicas de operação do reator UASB.
Além disto, devido ao baixo pH do chorume, após os 100 primeiros dias de monitoramento,
deu-se início aos procedimentos de correção do pH afluente ao reator UASB, através da
injeção de solução de hidróxido de sódio na linha alimentação do reator UASB, controlada
por uma bomba peristáltica de baixa rotação (Figura 4.37). A dosagem requerida para
correção do pH do chorume – fornecimento de alcalinidade bicarbonato – foi determinada
num experimento de bancada, adicionando-se volumes de solução de NaOH com
concentração conhecida, até a elevação do pH em valores adequados à metanogênese (entre
6,5 e 7,5).
Assim, considerando a vazão de recirculação aplicada aos reatores de RSU e os
procedimentos de correção do pH do chorume afluente ao reator UASB, pode-se identificar 4
fases de operação na linha 3. A Tabela 4.4 lista estas diferentes fases de operação do sistema
integrado, apresentando os principais parâmetros operacionais.
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Tabela 4.4: Identificação das fases de operação do sistema integrado (linha 3).
Fase
Período
Duração
Vazão de
(1)
recirculação
(L/d)
DQOCHORUME
(2)
Vazão de adição Concentração
solução NaOH solução NaOH
(L/d)
(gNaOH/L)
(dias)
(gDQO/L)
12/7/2001
1
a
100
3
41,75
20/10/2001
21/10/2001
2
a
20
3
48,58
0,3
0,02
10/11/2001
11/11/2001
a
3
20
6
31,13
0,3
0,04
31/11/2001
1/12/2001
4
a
20
36
8,52
20/12/2001
Total
160
(1) – Vazão conjunta dos reatores R7,R8 e R9, afluente ao reator UASB
(2) – Concentração de DQO filtrada média, nos respectivos períodos de operação (item 5.2.1)
Por sua vez, o reator UASB também foi submetido a diferentes condições de operação, as
quais podem ser caracterizadas pelos parâmetros hidráulicos listados na Tabela 4.5.
Tabela 4.5: Parâmetros hidráulicos de operação do reator UASB.
Fase
Período
Duração
(dias)
U(1)
(m/h)
0,053
0,016
0,005
0,107
0,032
0,010
0,107
0,032
0,010
0,641
0,191
0,058
COV(2)
(gDQO/m3.d )
CB(3)
(gDQO/gSTV.d)
TDH(1)
(h)
43,2
145,6
41,6
43,2
145,6
41,6
21,6
72,8
20,8
3,6
12,3
3,5
12/7/2001
a
100
4,35
0,08
20/10/2001
21/10/2001
2
a
20
5,06
0,11
10/11/2001
11/11/2001
a
3
20
6,48
0,15
31/11/2001
1/12/2001
4
a
20
10,65
0,23
20/12/2001
Total
160
(1) – Valores relativos à câmara de digestão (1o e 2o trechos) e ao compartimento de decantação
(2) – Carga orgânica volumétrica calculada considerando-se a DQO filtrada média (Tabela 4.4)
(3) – Carga biológica calculada a partir das concentrações STV no perfil de sólidos (item 5.4)
1
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4.9. Monitoramento do sistema
O monitoramento do sistema se deu através da analise conjunta de parâmetros físico-químicos
de interesse, determinados no chorume drenado dos 6 reatores de RSU (afluente ao reator
UASB na linha 3), efluente tratado do reator UASB (chorume recirculado para os reatores de
RSU), lodo biológico do reator UASB, e no biogás produzido nos 6 reatores de RSU (3 em
cada linha) e no reator UASB.
Os valores determinados serviram para a avaliação comparativa da evolução da digestão
anaeróbia dos resíduos sólidos urbanos confinados nos reatores experimentais – redução da
carga orgânica, produção de sólidos, produção de biogás – e observação das condições
ambientais internas ao experimento em ambas as linhas de operação: sistema ácido/base,
nutrientes e toxicidade.
4.9.1. Inferências analíticas
Em diversas das análises listadas na Tabela 4.6, fez-se necessário algum tipo de modificação
ou cuidado especial, seja através de adaptações de metodologias constantes do Standard
Methods for the Examination of Water and Wastewater (AWWA/APHA/WEF,1998), seja
pela adoção de outros métodos mais adequados à realização destas análises. Estas
preocupações e os procedimentos de preparação das amostras e de análise adotados são
descritos mais detalhadamente no item 4.9.2.
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Tabela 4.6: Relação dos parâmetros físico-químicos de interesse, freqüência das análises, e
dos respectivos métodos de preparação de amostras e de determinação de seus valores.
Método(1)
Parâmetro
Freqüência
Preparação
Determinação
Chorume drenado nos reatores de RSU
pH
semanal
4500-H+ B
4500-H+ B
Demanda Bioquímica de Oxigênio (DBO5) (2)
semanal
5210 B
4500-O B
Demanda Química de Oxigênio (DQOtotal e filtrada)
semanal
5220 C
5220 C
Alcalinidade bicarbornato (AB)
(2)
Alcalinidade de ácidos voláteis (AAV)
Alcalinidade total (AT)
semanal
(2)
semanal
(2)
método de Buchauer (1998)
semanal
Ácidos graxos voláteis (AGV) (2)
semanal
Sólidos Totais, Fixos e Voláteis
semanal
2540 B e E
2540 B e E
Sólidos Suspensos, Fixos e Voláteis
semanal
2540 D e E
2540 D e E
semanal
4500-Norg B
4500-NH3 C
semanal
4500-NH3 C
4500-NH3 C
quinzenal
4500-P B.4
4500-P C
quinzenal
2-
4500-S B e C
4500-S2- F
semanal
4500-Cl- C
4500-Cl- C
2540 B e E
2540 B e E
Nitrogênio Orgânico
(2)
Nitrogênio Amoniacal
Fósforo total
Sulfeto
(2)
(2)
Cloreto
Lodo Biológico do reator UASB
mensal
Sólidos Totais, Fixos e Voláteis
(1) – AWWA/APHA/WEF (1998).
(2) – Análise especial, com alguma modificação, ou que não consta da AWWA/APHA/WEF (1998).
4.9.2. Metodologias modificadas
4.9.2.1. Demanda Bioquímica de Oxigênio
Entre os diversos fatores interferentes da análise de DBO de efluentes anaeróbios, talvez o
mais importante e, na maioria das vezes, pouco observado pelos laboratoristas e
pesquisadores, seja a inexistência de uma biomassa aeróbia ativa, capaz de degradar o
substrato orgânico disponível, utilizando o oxigênio dissolvido em seu metabolismo celular.
Esta foi uma das preocupações quando da realização das análises do chorume drenado dos
reatores experimentais, sendo necessário um estudo preliminar, objetivando-se a obtenção de
um inóculo para o teste da DBO.
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O inóculo foi obtido conforme proposto no item 5210B.4d. pela AWWA/APHA/WEF (1998),
e pela FEEMA (1983), através da aeração contínua da mistura de esgoto doméstico com uma
proporção crescente de chorume (Figura 4.40). Os procedimentos para obtenção deste
inóculo, adaptado ao substrato orgânico e à presença de compostos em concentrações tóxicas
no chorume analisado, são detalhadamente descritos por CINTRA et al. (2001a).
Figura 4.40: Recipiente contendo o
inóculo para análise de DBO. Aeração
contínua do chorume por um soprador.
4.9.2.2. Alcalinidade e ácidos voláteis
A determinação da alcalinidade total, bicarbonato e de ácidos voláteis (negativa), bem como a
concentração total de ácidos graxos voláteis, se deu segundo o método Kapp (BUCHAUER,
1998). O método Kapp consiste da titulação acidimétrica das amostras até 3 valores
específicos de pH e, através da determinação dos volumes correspondentes titulados, obtêmse, por meio de equações derivadas de procedimentos interativos, os valores de alcalinidade
(AT, AAV, AB) e ácidos graxos voláteis (AGV).
CAVALCANTI & VAN HAANDEL (2001) fizeram uma comparação entre os métodos
titulométricos de Dilallo, Dilallo Modificado e Kapp, recomendando, por fim, a utilização do
método Kapp para as análises de rotina de controle de processos de digestão anaeróbia e
caracterização de efluentes. Os autores justificaram sua opção pelos seguintes aspectos:
equivalência entre os métodos investigados; capacidade de recuperação significativamente
maior, quando da determinação dos ácidos voláteis; e pela sua maior simplicidade de
execução (sem fervura prévia da amostras).
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4.9.2.3. Nitrogênio Kjeldahl
Segundo AWWA/APHA/WEF (1998) os métodos Kjeldahl – macro e semi-micro-kjeldahl –
determinam o nitrogênio no seu estado de valência (–3). A escolha por um dos métodos
consiste basicamente na concentração de nitrogênio orgânico da amostra.
Em função do aparato de destilação disponível – Destilador Büchi K-314 (Figura 4.41) – e da
elevada concentração de nitrogênio orgânico no chorume, bem superior à concentração limite
do método macro-Kjeldahl (100 mg/L), procedeu-se à diluição prévia da amostra na razão
1:5. Tal procedimento permitiu a determinação do nitrogênio orgânico segundo o método
macro-Kjeldahl, sem problemas com a formação de espumas no frasco de destilação.
Figura 4.41: Destilador para análise do nitrogênio
amoniacal e orgânico segundo método macroKjeldahl.
4.9.2.4. Fósforo
Na determinação do fósforo, realizada através do método colorimétrico do ácido
vanadomolibdofosfórico, fez-se necessário alguns cuidados especiais quanto à preparação das
amostras. Primeiramente, devido à elevada concentração de material orgânico no chorume,
procedeu-se uma diluição da amostra de 10 vezes. O diluído foi submetido à digestão com
ácido sulfúrico e fosfórico, redução do volume (aquecimento em chapa), resfriamento e,
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então, neutralização com adição de NaOH até coloração rosa-claro (indicador fenolftaleína),
todos procedimentos constantes do item 4500-P B.4c. (AWWA/APHA/WEF, 1998).
A modificação do método se deu após tais procedimentos, com a adição de carvão ativado e
agitação por 5 minutos, eliminando-se, assim, a interferência da cor das amostras de chorume.
A preparação das amostras foi concluída com a filtração para remoção do material
particulado, adição de molibdato ao filtrado e, por fim, nova diluição.
4.9.2.5. Sulfeto
Conforme apresentado na Tabela 4.6, após o pré-tratamento para remoção de interferências,
determinou-se a concentração do sulfeto através do método iodométrico. A modificação neste
procedimento refere-se à substituição do reagente bi-iodato, de difícil aquisição, pelo
dicromato de potássio (1/60 N), na preparação da solução padrão de Na2S2O3 (4500-O.C.2e.),
semelhante à utilizada na titulação de amostras para determinação do oxigênio dissolvido.
4.9.3. Análise Instrumental
Tabela 4.7: Relação dos parâmetros físico-químicos de interesse, freqüência das análises, e
dos respectivos métodos de preparação de amostras, utilizando-se técnicas de instrumentação
por cromatografia líquida, gasosa e espectrofotometria de absorção atômica.
Método
Parâmetro
Freqüência
Preparação
Determinação(1)
Chorume drenado nos reatores de RSU
Cromatografía
gasosa
Espectrofometria
Metais pesados (3)
semanal
OSÓRIO NETO et al.
de Absorção Atômica
Lodo Biológico do reator UASB
Espectrofometria
(3)
Metais pesados
2 vezes
OSÓRIO NETO et al.
de Absorção Atômica
Biogás
Cromatografía
Metano e dióxido de carbono
quinzenal
gasosa
(1) – AWWA/APHA/WEF (1998)
(2) – Ácido acético, butírico, isobutírico, propiônico, valérico e isovalérico.
(3) – Fe, Ca, Mg, Mn, Al, Zn, Ni, Cu, Pb, Cd e Cr.
Ácidos graxos voláteis (2)
semanal
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MORAES et al.
DESA/UFMG
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4.9.3.1. Ácidos Graxos Voláteis
Além da determinação da concentração total de ácidos graxos voláteis no chorume drenado
dos reatores de RSU, pelo método titulométrico de Kapp (item 4.9.2.2), foram também
quantificadas, por cromatografia gasosa, as concentrações específicas para algumas espécies:
ácido acético, butírico, isobutírico, propiônico, valérico e isovalérico.
Adotou-se o método da microdestilação proposto por MORAES et al. (2001), que alertaram
para a perda de sensibilidade das análises cromatográficas quando da análise de chorume rico
em ácidos húmicos, devido ao comprometimento do injetor e detector pela impregnação de
material não volátil. A metodologia proposta por MORAES et al. (2001) consiste na análise
cromatográfica de destilados diluídos de soluções artificiais de chorume, extraídos com éter e
contendo ácido crotônico como padrão interno. A destilação das amostras é realizada em um
microdestilador de vidro idealizado por MORAES (Figuras 4.42 e 4.43), para volumes entre
100 mL e 1000mL, posteriormente diluídos para 10,00 mL.
Figura 4.42: Microdestilador de
idealizado por MORAES et al. (2001).
vidro Figura 4.43: Microdestilação dos ácidos
graxos voláteis (MORAES et al., 2001).
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DESA/UFMG
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Após a microdestilação de brancos, padrões e das amostras, realizava-se a extração dos ácidos
em solução etérea, no interior tubos de ensaio semelhantes àqueles utilizados na determinação
da DQO, e a adição do padrão interno (ácido crotônico). Posteriormente, com o auxílio de um
aparelho de ultra-som – Sonorex Super RK 103H (Figura 4.44) –, obtinha-se uma nítida
separação das fases, removendo-se, então, através de uma seringa, a fase orgânica
sobrenadante. A solução etérea contendo os ácidos voláteis era então, finalmente, injetada no
cromatógrafo – Perkin Elmer AutoSystem GC (Figura 4.45) – para determinação das diversas
espécies.
Figura 4.44: Ultra-som para separação das Figura 4.45: Cromatógrafo para análise de
fases orgânica e inorgânica.
ácidos graxos voláteis.
4.9.3.2. Metais Pesados
As concentrações de metais pesados no chorume foram aferidas semanalmente por
espectrofotometria de absorção atômica, técnica de chama, através do método de rotina. Os
metais analisados foram Fe, Ca, Mg, Mn, Al, Zn, Ni, Cu, Pb, Cd e Cr.
Primeiramente, realizava-se a destruição do substrato orgânico através do ataque com HNO3
concentrado e redução do volume para 1/5 do inicial. Apesar deste ataque rigoroso, houve
ainda necessidade de filtração das amostras (OSÓRIO NETO et al., 2001). É importante
ressaltar que o resíduo retido no papel-filtro não foi testado para verificação quanto aos metais
ainda remanescentes.
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DESA/UFMG
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Outra importante questão diz respeito à complexidade da matriz do chorume. As amostras de
chorume apresentavam maior viscosidade que os padrões, impossibilitando, assim, a
determinação exata das concentrações dos metais por comparação direta entre suas
absorbâncias através do método de rotina (OSÓRIO NETO, 1996). A diferença de
viscosidade entre as amostras e os padrões implicou em diferentes velocidades de aspiração
da solução através do tubo capilar e, portanto, em diferentes taxas de emissão de átomos em
estado fundamental na chama.
Em um estudo preliminar ao início do experimento, contatou-se esta interferência – efeito da
matriz – pela leitura da absorbância em amostras diluídas de chorume que, por vezes,
resultavam na determinação de teores de metais maiores que os aferidos em amostras mais
concentradas.
Entretanto, após a constatação de uma forte correlação entre os teores de metais determinados
pelo método da rotina e método das adições (OSÓRIO NETO et al., 2001), observando-se um
erro aproximadamente constante para diversas amostras, optou-se pela utilização do primeiro,
mais rápido e simples, uma vez que o interesse maior consistia na avaliação da evolução
destes parâmetros. Portanto, não era essencial um método exato, mas sim, um método preciso.
A Figura 4.46 apresenta uma comparação entre as concentrações de ferro em amostras de
chorume, obtidas pelo método da rotina e das adições.
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500
450
400
350
300
250
200
150
100
50
0
25
20
15
10
Método da Rotina
Método da Adição
Erro
Erro (%)
Concentração do Fe (mg/L)
__________________________________________________________________________________________
5
0
R1
R2
R4
R5
R6
R7
R8
R9
Ef.
UASB
Ponto de Amostragem
Figura 4.46: Comparação de resultados de ferro em chorume, pelos métodos de rotina e adição.
Diferentemente, na determinação de metais em amostras de resíduos sólidos, resíduos sólidos
urbanos e lodo biológico, a interferência pelo efeito da matriz não foi uma preocupação, mas
sim, os procedimentos de preparação das análises.
Após a determinação do perfil de sólidos na câmara de digestão do reator UASB
(concentrações de SST e SSV), as amostras de lodo calcinado eram maceradas e, então,
submetidas às mesmas etapas de digestão, filtração e análise descritas para as amostras de
resíduos sólidos urbanos (itens 4.5 e 4.6.3).
4.9.3.3. Biogás (Metano e Dióxido de Carbono)
Após a amostragem do biogás através de um sistema adaptado de seringas de 50mL
conectadas a um dispositivo de três vias (Figuras 4.47 e 4.48), as concentrações de metano e
dióxido de carbono eram determinadas em termos percentuais, por cromatografia gasosa. As
amostras do biogás produzido nos reatores experimentais eram injetadas no cromatógrafo –
Perkin Elmer AutoSystem XL GC (Figura 4.49) – de forma semelhante quando de sua
amostragem.
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DESA/UFMG
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Figura 4.47: Sistema adaptado para amostragem e injeção do biogás no cromatógrafo.
Figura 4.48: Seringas conectadas a dispositivo Figura 4.49: Cromatógrafo para determinação
de três vias para amostragem do biogás.
dos teores de metano e dióxido de carbono.
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__________________________________________________________________________________________
5. RESULTADOS E DISCUSSÃO
5.1. Resíduos Sólidos Urbanos Amostrados
5.1.1. Determinação da Densidade Média dos Resíduos Confinados nos
Reatores Anaeróbios Experimentais
Primeiramente, a densidade do lixo amostrado – lixo “solto” – pôde ser estimada a partir da
relação peso/volume dos tambores metálicos plenamente preenchidos (Tabela 5.1).
Tabela 5.1: Estimativa da densidade inicial dos resíduos sólidos urbanos
DIAS DE AMOSTRAGEM
Seg
Ter
Qua
Qui
Sex
Seg
Ter
Qua
Qui
7/5
8/5
9/5
10/5 11/5 14/5 15/5 16/5 17/5
lixo
solto1 235 287 205 190 223 307 241 235 276
(kg/m3)
(1) –Valor médio da densidade dos 23 tambores diariamente preenchidos
Adicionalmente, após o preenchimento total dos reatores, de posse da massa contida em cada
um deles, bem como do volume ocupado pelos resíduos compactados, tornou-se possível
calcular sua densidade final. A Tabela 5.2 apresenta os resultados obtidos no cálculo do peso
específico do lixo urbano após o adensamento no interior dos reatores anaeróbios.
Tabela 5.2: Avaliação do grau de compactação dos resíduos sólidos urbanos
REATORES DE RSU
d
(cm)
vol. resíduos
(m3)
lixo adensado
(kg/m3)
- 95 -
R1
R2
R3
R7
R8
R9
17
27
26
17
10
19
0,659 0,631 0,633 0,659 0,679 0,653
560
568
513
527
510
515
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
Considerando-se a densidade do lixo antes (190 – 287 kg/m3, média de 244 kg/m3) e após a
compactação dos mesmos (510 – 568 kg/m3, média de 532 kg/m3), pode-se aferir uma
compressibilidade média da ordem de 1:2. Contudo, por mais bem executada que fosse, a
compactação manual dos resíduos com soquete jamais alcançaria os resultados de campo,
com o trabalho das máquinas.
Segundo BARROS (1998), a compressibilidade do lixo situa-se em torno de 1:3 a 1:4 para
uma pressão equivalente de 4 kg/cm2. Entretanto, deve-se ressaltar que o lixo amostrado
apresenta uma densidade superior ao valor médio de 200 kg/m3 ao qual o mesmo autor se
reporta, em função do adensamento prévio nos caminhões de coleta tipo “compactador”.
DECKA (1995) apud GOMES et al. (1997) dizem que a densidade média do lixo fresco varia
entre 100 e 300 kg/m3, após a compactação deste material nas células do aterro, a densidade
situa-se entre 700 a 900 kg/m3 e, finalmente, devido aos processos de bioestabilização, chegase a valores de 1000 a 1300 kg/m3.
O grau de compactação dos resíduos aterrados é uma importante variável de controle em
campo, uma vez que esta pode influir significativamente na estabilidade dos taludes de
contenção de aterros sanitários. Ademais, sabe-se que quanto maior for a compactação dos
resíduos, menor será a produção de chorume e a livre drenagem. CETESB (1979) e LIMA
(1995) apud IPT/CEMPRE (2000) predizem uma produção de chorume equivalente a 25 a
50% da precipitação média anual incidente sobre a área de aterros pouco compactados (400 a
700 kg/m3), e 15 a 25% em aterros mais compactados (densidade superior a 700 kg/m3).
Adicionalmente, uma adequada compactação da massa de resíduos é essencial para a redução
da porosidade e, conseqüentemente, da quantidade de ar e oxigênio disponíveis, abreviando a
duração da etapa aeróbia inicial de degradação (GONZÁLEZ et al., 1996). Neste
experimento, considerando-se a saturação completa da massa de resíduos com a adição de 200
litros de chorume por reator, assim como a vedação dos reatores experimentais com a
colocação do flange superior, a compactação dos resíduos não se constituiu em uma real
preocupação.
- 96 -
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
5.1.2. Caracterização Física dos Resíduos Sólidos Urbanos Amostrados
5.1.2.1. Composição Gravimétrica
A composição gravimétrica do lixo urbano é uma importante informação para o planejamento
de ações e intervenções relativas à gestão dos resíduos sólidos. Somente através do
conhecimento prévio dos percentuais, em peso úmido, dos diversos materiais constituintes do
lixo urbano, juntamente com a determinação de sua produção per capita, é possível a
definição de parâmetros de projeto confiáveis, seja no dimensionamento de áreas e/ou
volumes de aterros, seja na definição de outras estratégias para disposição final, recuperação
ou reciclagem de parte dos resíduos.
Devido à grande heterogeneidade do lixo, função de uma série de variáveis sócio-econômicas,
temporais, sazonais e climáticas, recomenda-se a realização de campanhas de amostragem e
caracterização física dos resíduos na região de interesse do projeto, preferencialmente à
adoção de valores médios preconizados na literatura. Caso contrário, as políticas públicas,
concernentes à minimização dos impactos negativos advindos da questão dos resíduos sólidos
urbanos, podem ficar comprometidas pelo dispêndio de grandes quantias de recursos
financeiros nos chamados “projetos prontos”, muitas vezes inadequados às condições locais.
Neste estudo, especificamente, pretendeu-se, através da determinação da composição
gravimétrica dos resíduos amostrados, aferir a razão entre a massa dos materiais
“potencialmente biodegradáveis” e a dos considerados “pouco biodegradáveis ou inertes”.
Deve-se ressaltar ainda que, apesar do considerável trabalho despendido na caracterização
física do lixo urbano amostrado, não se tem subsídios para fazer uma extrapolação para a
realidade global do município de Belo Horizonte, uma vez que seria necessária uma
investigação mais ampla, como a realizada por MERCEDES (1997), com a definição de pesos
proporcionais à geração dos resíduos nas diversas regionais de limpeza pública. Como
objetivo maior do projeto de doutoramento, no qual este estudo está inserido, avaliar-se-á
também, ao final da pesquisa, a redução de massa das diversas categorias do lixo urbano
confinado nos reatores.
- 97 -
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
A Tabela 5.3 lista os pesos e respectivos percentuais dos vários materiais identificados na
massa de resíduos sólidos urbanos, determinados durante os nove dias de preenchimento dos
reatores experimentais, segundo a classificação proposta pelo grupo de trabalho e apresentada
no item 4.1.3.
Tabela 5.3: Composição gravimétrica do lixo urbano amostrado nas diversas regionais.
SEG
TER
QUA
QUI
SEX
SEG
TER
QUA
QUI
7/5
8/5
9/5
10/5
11/5
14/5
15/5
16/5
17/5
Regional
Oeste
Barreiro
Amostra (kg)
83,52
112,74
Dia da Semana
Data
Noroeste Pampulha
96,76
Categorias
80,46
Leste V.Nova
Sul
97,88 97,76 84,52
Nordeste Norte
92,10
89,64
Peso Úmido (%)
Média
Vidro
2,16
2,80
2,77
3,41
1,66
2,00
3,43
2,61
3,35
2,69
Metal ferroso
2,20
1,15
1,69
2,21
1,29
1,92
0,69
3,15
3,28
1,95
Metal não ferroso
0,43
0,43
0,58
0,50
0,94
0,45
0,52
0,39
0,54
0,53
Plástico fino
9,51
8,00
9,90
7,33
10,85 15,05 12,80
15,40
10,11 10,99
Plástico duro
4,77
3,69
3,06
1,84
3,60
3,14
3,98
2,43
3,24
3,30
PET
0,55
1,45
1,43
1,62
1,41
1,71
1,61
0,96
1,63
1,37
Entulho
6,49
6,46
0,89
1,22
1,82
0,86
-
0,65
0,96
2,15
Outros
6,13
7,24
5,13
7,31
4,47
3,00
4,50
9,66
6,76
6,06
Papel reciclável
4,26
10,43
7,67
5,42
6,85
10,70 11,88
7,49
7,83
8,06
Papel não reciclável
7,78
5,85
4,49
3,73
5,15
6,72
4,99
9,38
3,75
5,76
Papelão
4,53
2,41
1,32
5,15
1,49
1,43
2,46
2,50
3,41
2,74
Tetra Pak
1,29
1,61
1,53
1,79
1,35
1,51
1,42
1,24
1,12
1,43
Tecidos
2,97
2,34
2,17
3,63
1,35
1,84
1,56
2,17
1,32
2,15
Madeira
2,85
0,18
1,22
0,00
0,59
0,82
0,43
2,21
0,96
1,03
Matéria Orgânica
35,32
37,86
50,27
41,21
34,08 30,40 43,63
30,88
35,79 37,70
Podas
2,04
3,12
1,74
6,89
11,18
8,02
4,28
2,65
7,94
5,32
Ossos
0,00
0,50
0,54
1,24
0,78
1,33
0,35
0,78
0,83
0,70
Material Particulado
6,73
4,47
3,62
5,52
11,16
9,11
1,47
5,45
7,21
6,08
Biodegradáveis/Inertes 2,08
2,20
2,93
2,94
2,84
2,55
2,63
1,84
2,35
2,48
0,68
0,69
0,75
0,75
0,74
0,72
0,72
0,65
0,70
0,71
Biodegradáveis/Total
Observando-se o gráfico da Figura 5.1, pode-se facilmente notar que as três maiores
categorias, por ordem percentual em peso – matéria orgânica, plástico fino e papel reciclável
– correspondem, conjuntamente, por aproximadamente 60% do peso total.
- 98 -
DESA/UFMG
100
40
80
Metal não ferroso
Ossos
Madeira
PET
Tetra Pak
Metal ferroso
Entulho
Tecidos
Vidro
Papelão
Plástico duro
Podas
Papel não reciclável
Outros
Material Particulado
10
Papel reciclável
20
60
Plástico fino
30
0
40
20
Porcentagem Acumulada (%)
50
Matéria Orgânica
Peso Úmido (%)
__________________________________________________________________________________________
0
Figura 5.1: Composição gravimétrica média do lixo urbano amostrado para preenchimento
dos reatores anaeróbios (LIBÂNIO, 2002).
Este resultado é semelhante ao obtido no mais recente estudo de amostragem e caracterização
dos resíduos sólidos urbanos de Belo Horizonte, realizado pela Secretaria Municipal de
Limpeza Urbana (SMLU) e descrito por MERCEDES (1997), no qual estas categorias se
apresentam, também, como as três de maiores percentuais em peso úmido, respectivamente
20
Porcentagem Acumulada (%)
40
Ossos
Papel não reciclável
Metal não ferroso
PET
Entulho
Tetra Pak
Madeira
0
Outros
Podas
15
Plástico duro
30
Metal ferroso
60
Tecidos
45
Vidro
80
Papelão
60
Papel reciclável
100
Plástico fino
75
Matéria Orgânica
Peso Úmido (%)
(Figura 5.2).
0
Figura 5.2: Composição gravimétrica média do lixo urbano do município de Belo Horizonte.
Modificado de MERCEDES (1997).
- 99 -
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
Pode-se observar, ainda, que o percentual de matéria orgânica putrescível é inferior àquele
usualmente reportado na literatura. Segundo COLMANETTI et al. (1996), a fração orgânica
dos resíduos sólidos urbanos compõe cerca de 50% em peso da massa total dos resíduos.
Por sua vez, nos dois trabalhos preliminares de caracterização do lixo urbano das regionais de
limpeza pública Noroeste e Nordeste, também se aferiu percentuais menores que 50%, iguais
a 49,8% e 42,1%, respectivamente. Deve-se ressaltar, entretanto, que nesta análise
comparativa, diferentemente da Tabela 5.3, somou-se o percentual correspondente à categoria
“podas” àquele da “matéria orgânica putrescível”, a fim de se estabelecer um paralelo com os
trabalhos anteriores. A Tabela 5.4 lista os percentuais em peso úmido dos diversos
constituintes do lixo urbano identificados.
Tabela 5.4: Determinação da composição gravimétrica do lixo urbano segundo diferentes
metodologias e em épocas distintas.
Trabalho
Regional NO
Data
Metodologia
Regional NE
Preenchimento dos
Reatores
maio/2001
Convencional (2)
Peso
%Peso
(kg)
(%)
22,26
2,66
20,56
2,46
91,86
10,99
39,22
4,69
18,62
2,23
50,50
6,05
150,70
18,03
17,76
2,12
8,40
1,00
358,94
42,94
5,90
0,71
51,16
6,12
100,00
835,88
dezembro/2000
abril/2001
Simplificada (1)
Convencional (2)
Peso
%Peso
Peso
%Peso
Categoria
(kg)
(%)
(kg)
(%)
Vidro
0,38
1,84
8,19
1,73
Metal
0,51
2,44
14,01
2,96
Plástico fino
2,09
10,10
49,11
10,37
Plástico duro e PET
0,43
2,05
25,18
5,32
Entulho
0,21
1,03
9,68
2,05
Outros
1,03
4,95
28,14
5,95
(3)
3,99
19,27
98,36
20,78
Papel
Tecidos e Espuma
0,55
2,64
16,17
3,42
Madeira
0,20
0,98
9,14
1,93
(4)
10,32
49,82
199,39
42,13
Matéria Orgânica Putrescível
Ossos
0,38
1,85
1,64
0,35
Material Particulado
0,63
3,02
14,30
3,02
TOTAL
100,00
100,00
20,71
473,32
(1) – Metodologia descrita por COSTA et al. (2001).
(2) – Metodologia descrita por TCHOBANOGLOUS et al. (1993).
(3) – Referente às categorias de “papel reciclável”, “não reciclável”, “papelão” e “tetra pak”.
(4) – Incluindo a categoria “podas”.
- 100 -
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__________________________________________________________________________________________
Observa-se uma satisfatória coerência entre os resultados obtidos nos trabalhos preliminares
(caracterização do lixo urbano das regionais Noroeste e Nordeste) e aqueles obtidos durante o
preenchimento dos reatores experimentais, considerando-se que os estes trabalhos se reportam
a épocas distintas e os volumes caracterizados são significativamente diferentes: 21, 473 e
55
50
45
40
35
30
25
20
15
10
5
0
Madeira
Entulho
Vidro
Ossos
Plástico duro e PET
Metal
Tecidos e Espuma
Material Particulado
Outros
Plástico fino
Papel
Regional NO - Dezembro/2000
Regional NE - Abril/2001
Preenchimento dos Reatores - Maio/2001
Matéria Orgânica
Porcentagem em peso úmido (%)
836 kg, respectivamente (Figura 5.3)
Figura 5.3: Comparação dos resultados obtidos na caracterização do lixo urbano em trabalhos
preliminares e durante o preenchimento dos reatores experimentais.
COSTA et al. (2001) descreve mais detalhadamente os procedimentos metodológicos
utilizados na amostragem dos resíduos sólidos urbanos gerados na regional Noroeste, fazendo
uma avaliação comparativa entre a metodologia simplificada, empregada nesta ocasião, e a
metodologia convencional referida por TCHOBANOGLOUS et al. (1993), usualmente
adotada pelos pesquisadores e empregada quando do preenchimento dos reatores
experimentais.
- 101 -
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
5.1.2.2. Teor de Umidade
Conforme descrito no item 4.5, somente aqueles materiais constituintes da fração
biodegradável do lixo urbano, sujeitos mais intensamente às transformações bioquímicas pela
atividade microbiana, foram objeto das análises laboratoriais. A massa de inertes foi
segregada e pesada, sendo de interesse somente quando da determinação da composição
gravimétrica dos resíduos amostrados.
Assim, ao final de cada dia de amostragem dos resíduos no aterro sanitário, duas amostras
representativas do material “potencialmente biodegradável”, aproximadamente 1 kg cada,
eram encaminhadas para desidratação em estufa. A Tabela 5.5 apresenta os resultados obtidos
na determinação do teor de umidade destas amostras.
Tabela 5.5: Teor de umidade da fração “potencialmente biodegradável” do lixo urbano.
Data
Dia da Semana
Regional
7/5/2001
Segunda
Oeste
8/5/2001
Terça
Barreiro
9/5/2001
Quarta
Noroeste
10/5/2001
Quinta
Pampulha
11/5/2001
Sexta
Leste
14/5/2001
Segunda
Venda Nova
15/5/2001
Terça
Sul
16/5/2001
Quarta
Nordeste
17/5/2001
Quinta
Norte
- 102 -
Amostra
1
2
1
2
1
2
1
2
1
2
1
2
1
2
1
2
1
2
Teor de Umidade (%)
Amostra
Médio
55,3
53,7
52,1
47,4
48,4
49,5
58,8
62,2
65,5
52,7
51,6
50,4
46,6
44,8
42,9
53,9
54,3
54,7
47,6
54,6
61,5
49,8
53,8
57,8
58,5
58,9
59,4
Média
53,6
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
Logo, ao término do período de amostragem e preenchimento dos reatores anaeróbios, pôdese determinar um teor de umidade médio de 53,6% (44,8% a 62,2%). Deve-se ressaltar que
estes valores correspondem à fração biodegradável e, assumindo-se desprezível o teor de
umidade dos materiais inertes, pode-se facilmente estimar a umidade da massa total de
resíduos, multiplicando-se os valores aferidos pela razão massa de resíduos potencialmente
biodegradáveis / massa total de resíduos.
Tabela 5.6: Teor de umidade corrigido, considerando-se a massa total de resíduos amostrada.
Data
Dia da Semana
Regional
7/5/2001
8/5/2001
9/5/2001
10/5/2001
11/5/2001
14/5/2001
15/5/2001
16/5/2001
17/5/2001
Segunda
Terça
Quarta
Quinta
Sexta
Segunda
Terça
Quarta
Quinta
Oeste
Barreiro
Noroeste
Pampulha
Leste
Venda Nova
Sul
Nordeste
Norte
Razão
Biodegradáveis
Total
0,68
0,69
0,75
0,75
0,74
0,72
0,72
0,65
0,70
Média
Teor de Umidade
Corrigido
(%)
36,5
33,4
46,6
38,7
33,1
39,1
39,3
35,0
41,3
38,1
Finalmente, como apresentado na Tabela 5.6, chega-se a um teor médio de umidade corrigido
de 38,1 % (33,1 a 46,6%). É importante destacar ainda a não ocorrência de chuvas durante a
campanha de amostragem do lixo urbano no aterro municipal de Belo Horizonte (Tabela 4.2),
o que poderia ter contribuído significativamente para o aumento do teor de umidade dos
resíduos.
Segundo BARROS (1998), o teor de umidade do lixo urbano no Brasil, devido à grande
quantidade de matéria orgânica presente, pode ser bastante elevado, superior a 30%.
IPT/CEMPRE (2000) estimaram um teor de umidade do lixo urbano bem superior, em uma
faixa típica de 60 a 80% em peso.
- 103 -
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
5.1.3. Caracterização Química dos Resíduos Sólidos Urbanos Amostrados
5.1.3.1. Teores de Carbono, Hidrogênio e Nitrogênio
Os teores de carbono, hidrogênio e nitrogênio foram determinados pela Fundação Centro
Tecnológico de Minas Gerais (CETEC), através da análise instrumental das amostras já
devidamente preparadas, correspondentes aos dias de amostragem e às diferentes
granulometrias obtidas no processo de trituração em moinho de faca e de bolas,
respectivamente. A Tabela 5.7 lista as concentrações destes elementos, determinadas em 10
diferentes amostras.
Tabela 5.7: Teores de carbono, hidrogênio e nitrogênio pela análise instrumental.
Amostra
Carbono (%)
Hidrogênio (%)
Nitrogênio (%)
Dia 08/05/2001
30,8
5,1
1,4
Dia 09/05/2001
41,9
6,3
2,4
Dia 10/05/2001
31,6
4,9
1,8
Dia 11/05/2001
21,6
3,1
1,7
Dia 14/05/2001
32,6
4,6
2,3
Dia 15/05/2001
35,9
5,7
2,4
Dia 16/05/2001
41,2
6,4
2,3
Dia 17/05/2001
28,1
4,5
1,8
Amostra composta (1)
35,3
5,5
2,4
(1)
Amostra composta
37,3
5,7
2,4
33,6
5,2
2,1
Teores médios (%)
(1) – Amostra composta pela mistura de iguais alíquotas de cada de dia amostragem.
É importante observar que os valores extremos do teor de carbono, hidrogênio e nitrogênio
são correspondentes, coincidindo com os mesmos dias de amostragem (dias 9, 11 e 16 de
maio) nos quais se observam os percentuais extremos de matéria orgânica (Tabela 5.3).
Assim, considerando-se as concentrações médias de 33,6 % Carbono (30,8 a 41,9%), 5,2%
Hidrogênio (3,1 a 6,4%) e 2,1 % Nitrogênio (1,4 a 2,4%), bem como a massa atômica dos
respectivos elementos, fez-se possível estimar a formulação empírica dos resíduos
classificados como “potencialmente biodegradáveis”:
No moles de Carbono ⇒ 33,6/12 * 14/2,1 = 18,7 ≅ 19
No moles de Hidrogênio ⇒ 5,2/1 * 14/2,1 = 34,7 ≅ 35
No moles de Nitrogênio ⇒ 2,1/14 * 14/2,1 = 1
- 104 -
C19H35N
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
Tal estimativa mostra-se coerente com as formulações básicas de HAMADA (1997) para
resíduos “lentamente e rapidamente biodegradáveis”, obtidas a partir de relações C:H:N
aferidas em restos de alimentos, papel e papelão, têxteis e madeira, se observadas as razões
C:H e C:N, listadas na Tabela 5.8.
Tabela 5.8: Estimativa da composição química de materiais constituintes do lixo urbano.
Resíduos
Composição Química
%C
%H
%N
Restos de alimentos
48,0
6,4
2,6
Papel, papelão
44,0
6,0
0,3
Têxteis
55,0
6,6
4,6
Madeira
49,5
6,0
0,2
Velocidade de Degradação Formulação
Rapidamente Biodegradável
C40H64N
Lentamente Biodegradável
C16H23N
Fonte: Modificado de HAMADA (1997).
Pode-se notar que a razão C:H e C:N, iguais a 6,5 e 16, respectivamente, obtidas nas análises
de amostras dos resíduos “potencialmente biodegradáveis” (Grupos I, II e material
particulado), são bem próximas àquelas aferidas por HAMADA (1997) para a categoria
denominada “restos de alimentos” (C:H = 7,5 e C:N = 18,5). Este resultado mostra-se válido,
uma vez que a matéria orgânica putrescível, composta majoritariamente por restos de
alimentos, corresponde a aproximadamente 53% da fração de resíduos analisada, ou seja, da
fração de resíduos classificados como potencialmente biodegradáveis.
5.1.3.2. Teor de Sólidos Voláteis
A massa de composto ou da fração orgânica dos resíduos sólidos perdida por ignição (550oC)
é denominada por alguns pesquisadores, entre os quais KIEHL (1981) e PINTO (2000a),
como teor de matéria orgânica total, ou simplesmente, teor de matéria orgânica. Por sua vez,
AZEVEDO (1993), LIMA (1988), EGREJA (1996) e GOMES (1989) apresentaram os
resultados do material volatilizado como teor de sólidos voláteis.
A Tabela 5.9 apresenta os teores de sólidos voláteis determinados em amostras
correspondentes aos dias de amostragem e em duas amostras compostas pela mistura de iguais
alíquotas de cada de dia amostragem.
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Tabela 5.9: Teores de sólidos voláteis no lixo urbano amostrado.
Amostra
SV (%)
Dia 08/05/2001
65,3
Dia 09/05/2001
73,2
Dia 10/05/2001
65,3
Dia 11/05/2001
41,7
Dia 14/05/2001
64,7
Dia 15/05/2001
80,2
Dia 16/05/2001
60,6
70,3
Dia 17/05/2001
68,9
Amostra composta (1)
(1)
78,3
Amostra composta
Teores médios (%)
66,3
(1) – Amostra composta pela mistura de iguais alíquotas de cada de dia amostragem.
O teor médio de sólidos voláteis, determinado na fração dos resíduos “potencialmente
biodegradáveis”
do
lixo
urbano
amostrado,
variou
significativamente,
sendo
de
aproximadamente 66,3% (41,7% a 80,2%).
5.1.3.3. Verificação da Correlação entre o Teor de Carbono e de
Sólidos Voláteis
Diversos pesquisadores, na impossibilidade de determinar o teor de carbono total através da
técnica instrumental, notadamente em amostras de solo ou composto, valem-se da correlação
entre o teor de carbono e de sólidos voláteis, uma vez que a determinação deste último não
apresenta grande dificuldade. Ademais, tal procedimento se justifica dado o elevado custo e a
possível inacessibilidade aos instrumentos laboratoriais necessários à realização desta análise.
Neste sentido, KIEHL (1981) propõe a inferência do teor de carbono total (C% total) e do teor
de carbono orgânico total (C% orgânico) a partir das determinações da matéria orgânica total
(método de ignição) e decomponível (por via úmida), respectivamente.
Por sua vez, nas inferências analíticas de amostras essencialmente orgânicas – solos
orgânicos, compostos, fração orgânica putrescível do lixo urbano – nas quais a massa de
inertes é desprezível, deve valer a consideração de que a matéria orgânica decomponível
equivale à total e, logo, % carbono total = % carbono orgânico total. Assim, considerando-se
que a porcentagem de carbono na matéria volatilizada é fixa (56 a 58%), utiliza-se fatores de
correlação que não expressam o teor real de carbono, uma vez que este varia em função de
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__________________________________________________________________________________________
uma série de parâmetros, inclusive da composição da matéria-prima. No Brasil, um fator
muito utilizado é 1,8, embora alguns autores sugiram 1,78; 1,72 e até 2 para a determinação
do teor de carbono total.
Neste estudo, objetivou-se avaliar a correlação entre o teor de carbono total e de sólidos
voláteis, a partir da determinação de ambos em amostras do lixo urbano de Belo Horizonte,
através da análise instrumental e método da ignição, respectivamente. Uma vez que tais
amostras foram obtidas de acordo com os procedimentos descritos no item 4.5, ou seja, com
quarteamentos e homogeneizações consecutivas da massa dos materiais potencialmente
biodegradáveis (grupos I e II) e exclusão dos componentes inertes (grupo III), assumiu-se
válida, como já mencionado, a hipótese de que os teores de carbono orgânico e total são
equivalentes.
Além disto, estes procedimentos de amostragem podem ter contribuído significativamente
para minimização do carbono inorgânico – carbonatos, cianetos e carbono elementar, tal
como grafite – reduzindo-se, assim, a necessidade de eliminá-lo antes da análise instrumental,
o que, por outro lado, poderia também implicar na eliminação de ácidos graxos voláteis. As
Figuras 5.4 e 5.5 os gráficos de dispersão dos teores de carbono e sólidos voláteis aferidos nas
amostras de lixo urbano correspondentes a cada dia de amostragem e à mistura destes.
y = 0,4316x + 3,6134
R2 = 0,9524
Figura 5.4: Dispersão dos pontos amostrais
após ajuste inicial de modelo linear.
Figura 5.5: Visualização da boa correlação
entre as grandezas após tratamento estatístico.
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Após a eliminação dos pontos amostrais fora do intervalo de confiança de 95% para o modelo
de regressão linear, obteve-se um bom reajuste das observações à reta de regressão
(coeficiente de correlação R > 0,97). Verificou-se também o reajuste de outro modelo de
regressão linear com intercepto nulo, apresentado na Figura 5.6.
%Carbono = 0,4857. %Sólidos Voláteis
(coeficiente de correlação R > 0,95)
40,0
% Carbono
y = 0,4857x
R2 = 0,9370
35,0
Reescrevendo-se a equação, tem-se:
30,0
% Carbono = % Sólidos Voláteis / FC
25,0
sendo,
20,0
35,0
FC = fator de correlação = 1 / 0,4857
45,0
55,0
65,0
75,0
85,0
% Sólidos Voláteis
%Carbono = %Sólidos Voláteis / 2,06
Figura 5.6: Determinação do fator de correlação
para estimativa do teor de carbono a partir da
determinação dos sólidos voláteis.
Por fim, aferiu-se uma boa correlação entre o teor de carbono total (teor de carbono orgânico
total) e o teor de sólidos voláteis em amostras correspondentes à fração potencialmente
biodegradável do lixo urbano de Belo Horizonte. Assim, o modelo de regressão linear
mostrou-se adequado para explicar a variabilidade amostral, determinando-se um fator de
correlação (FC ≅ 2) bem próximo ao preconizado na literatura.
5.1.3.4. Teor de Metais Pesados
As concentrações médias de metais pesados aferidas em amostras correspondentes aos
volumes de resíduos sólidos urbanos amostrados, encontram-se listadas na Tabela 5.10.
Apesar da significativa amplitude de valores entre os diferentes dias de amostragem, observase uma satisfatória coerência com relação à ordem de grandeza dos resultados.
- 108 -
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Tabela 5.10: Teores de metais pesados determinados em amostras de RSU, por
espectrofotometria de absorção atômica (EAA).
Metais Pesados (mg kg-1)
Ni
Cr
Cd
Pb
Cu
Mn
Zn
Ca
Dia 08/05/2001
17
22
<1
54
375
63
321 26533
Dia 09/05/2001
44
24
<1
<10 217
95
125 15833
Dia 10/05/2001
30
27
1
78
262 176 283 14867
Dia 11/05/2001
22
36
<1
56
226 181 209 26600
Dia 14/05/2001
14
23
9,5
<10
71
160 156 22633
Dia 15/05/2001
10
16
2
<10 360
88
196 16356
Dia 16/05/2001
21
14
2
<10 102 261 113 31444
Dia 17/05/2001
16
13
<1
<10
58
92
102 18589
Amostra composta (1)
22
32
<1
<10 133 104 125 17433
Amostra composta (1)
22
25
<1
<10 189 115 153 21500
2
26
199 134 178 21179
Teores médios
22
23
(1) – Amostra composta pela mistura de iguais alíquotas de cada de dia amostragem.
Amostra
Mg
2027
1495
1163
2497
1700
1533
1364
1641
1760
2011
1719
Al
2709
1553
2761
4933
2899
2225
4742
3572
3157
2674
3123
Adicionalmente, devido ao caráter extremamente heterogêneo dos resíduos sólidos urbanos e
à falta de padronização dos procedimentos de amostragem e caracterização, é possível
observar, na Tabela 5.11, uma grande discrepância entre as concentrações de metais pesados
aferidas em amostras de lixo urbano, apresentadas por diferentes autores.
Tabela 5.11: Comparação entre os teores de metais pesados em amostras de RSU aferidos no
presente estudo e em outros trabalhos.
Referência
Metais Pesados (mg kg-1)
Pb
Cu
Mn
Zn
Ni
Cr
Cd
Ca
Mg
Al
Presente estudo
22
23
2
26
199
134
178
Rao & Shantaram, 1995 (1)
12
26
2
135
113
-
235
-
-
-
Tisdell & Breslin, 1995 (1)
80
73
11
603
762
-
1190
-
-
-
Miyazawa et al., 1998 (1)
4
23
<1
11
66
-
427
-
-
-
Schalch, 1999
-
-
-
-
-
1
10
21
42
-
21179 1719 3123
(1) – Trabalhos referenciados por ANDREOLI et al. (1999).
Por sua vez, os gráficos da Figura 5.7 destacam a importância dos procedimentos
preparatórios, preliminares à determinação do teor de metais por EAA, uma vez que se
observam, nas mesmas amostras, maiores concentrações dos metais em frações de menor
granulometria.
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__________________________________________________________________________________________
35
30
25
20
15
10
5
0
d < 35 mesh
35 < d < 60 mesh
d > 60 mesh
200
150
100
50
0
Ni
Cr
Cd
Pb
30000
Concentração (ppm)
250
Concentração (ppm)
Concentração (ppm)
40
25000
20000
15000
10000
5000
0
Cu
Mn
Zn
Ca
Mg
Al
Figura 5.7: Avaliação da interferência da granulometria na determinação das concentrações
médias dos diversos metais em amostras de resíduos sólidos urbanos (N = 10 amostras).
Tal fato pode ser explicado pela maior área específica das amostras de menor granulometria,
favorencendo o ataque das amostras quando da digestão com ácido forte (item 4.6.3).
Adicionalmente, diversos trabalhos descrevem a associação das partículas ínfimas com os
metais pesados.
BRILHANTE (1990) apud PALADINO et al. (1997) sugeriram que a poeira das ruas e nos
domicílios pode ser importante fonte de metais tóxicos, implicando em riscos à saúde pública
quando da ingestão de alimentos sujos, contaminados por estas partículas. Apesar de que
ainda não exista, no Brasil, padrões de qualidade do ar concernentes às concentrações de
metais pesados (Resolução CONAMA no3 de 1990), tal realidade é uma preocupação em
muitos centros urbanos, sendo recomendado o seu monitoramento e atendimento aos limites
máximos preconizados pela Organização Mundial de Saúde (WHO, 1977).
Desta forma, uma vez que seja significativa a presença destas partículas sedimentáveis (poeira
total em suspensão na atmosfera) nos resíduos gerados pelo serviço de varrição da limpeza
pública, os teores de metais podem ser consideravelmente maiores nas frações de menor
granulometria, após trituração e peneiramento das amostras.
- 110 -
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5.2. Chorume Drenado nos Reatores de RSU
O conjunto de dados apresentados neste item, relativos ao diversos parâmetros e variáveis de
interesse na avaliação da digestão dos resíduos sólidos urbanos, refere-se ao monitoramento
dos primeiros 160 dias de operação da linha de tratamento convencional dos RSU (linha 1) e
da linha de tratamento integrado (linha 3). Considerando-se a lenta dinâmica de
biodegradação da fração orgânica do lixo urbano, este período inicial de monitoramento deve
ser entendido como a partida do sistema e, portanto, as discussões e conclusões devem ser
relativizadas.
Os valores relativos aos pontos amostrais, apresentados nos diversos gráficos, encontram-se
listados nas tabelas em anexo (Tabelas A1 a A17).
5.2.1. Matéria Orgânica
A avaliação do teor de matéria orgânica presente no chorume drenado dos reatores
experimentais se deu, basicamente, pela determinação da DBO, DQO filtrada e total.
A carga orgânica dos lixiviados de aterros sanitários pode variar significativamente em função
de uma série de fatores: condições climatológicas e hidrogeológicas da região do aterro, livre
drenagem dos líquidos lixiviados, constituição química dos resíduos aterrados, variáveis
operacionais, idade do aterro, entre outros.
Como se pode observar nas Figuras 5.8 e 5.9, diferentemente da linha de tratamento
convencional dos RSU (linha 1), o sistema integrado (linha 3) apresentou uma forte tendência
de redução da DBO e da DQO filtrada após 100 dias de operação do sistema, devido,
certamente, à significativa diminuição da concentração dos compostos orgânicos solúveis, ou
mais especificamente, à redução da concentração dos ácidos graxos voláteis (Figura 5.19). Os
valores de DBO apresentados na Figura 5.8 correspondem às análises realizadas sem
procedimento de inoculação.
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70
70
60
60
50
50
DBO (g/L)
DBO (g/L)
__________________________________________________________________________________________
40
30
20
40
30
20
10
R1
R2
10
0
R7
R8
R9
30
60
90
0
0
30
60
90
120
150
180
0
Tempo de Operação (dias)
120
150
180
Tempo de Operação (dias)
Figura 5.8: Evolução temporal da DBO nas duas linhas de operação.
80
DQO filtrada (g/L)
DQO filtrada (g/L)
80
60
40
20
R1
R2
0
60
40
20
R7
R8
R9
0
0
30
60
90
120
150
180
0
Tempo de Operação (dias)
30
60
90
120
150
180
Tempo de Operação (dias)
Figura 5.9: Evolução temporal da DQO filtrada nas duas linhas de operação.
80
DQO total (g/L)
DQO total (g/L)
80
60
40
20
R1
R2
60
40
20
R7
R8
R9
0
0
0
30
60
90
120
150
180
0
30
60
90
120
150
Tempo de Operação (dias)
Tempo de Operação (dias)
Figura 5.10: Evolução temporal da DQO total nas duas linhas de operação.
- 112 -
180
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Na linha 1, a razão DQO total / DQO filtrada permaneceu em torno de 70% (40% a 100%) ao
longo de todo o período de observação. O mesmo é observado na linha 3 durante os primeiros
100 dias de operação, havendo, então, em função da redução da DQO filtrada (redução de
AGV) uma drástica diminuição desta razão, obtendo-se valores da ordem de 20% da DQO
total (Figura 5.11).
DQO filt. / DQO total (%)
DQO filt / DQO total (%)
100
80
60
40
R2
R1
20
100
80
60
40
R7
20
R8
R9
0
0
0
30
60
90
120 150
Tempo de Operação (dias)
0
180
30
60
90
120
150
180
Tempo de Operação (dias)
Figura 5.11: Variação da razão DQO filtrada/DQO total nas duas linhas de operação.
Adicionalmente, ao se avaliar a relação DBO/DQO total no lixiviado das linhas 1 e 3, pode-se
perceber, nitidamente, uma acentuada diminuição deste valor na linha 3 (DBO/DQO ≅ 0,8
para < 0,4), enquanto, na linha 1, esta razão permaneceu em torno de 0,8 ao longo de todo o
1,0
1,0
0,8
0,8
DBO/DQO total
DBO/DQO total
período de observações (Figura 5.12).
0,6
0,4
0,2
R1
0,6
0,4
0,2
R7
R2
R8
R9
0,0
0,0
0
30
60
90
120
150
180
0
30
60
90
120
150
Tempo de Operação (dias)
Tempo de Operação (dias)
Figura 5.12: Variação da razão DBO/DQO total nas duas linhas de operação.
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180
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A razão DBO/DQO é uma informação importante na avaliação da biodegradabilidade de
efluentes líquidos, podendo auxiliar na definição do tipo de tratamento a ser adotado:
biológico, físico-químico ou ambos. Diversos autores (HAMADA, 1997; RUSSO et al.,
2000b) propuseram que a razão DBO5/DQO do chorume situa-se em torno de 0,5 ou maior na
fase inicial de degradação dos resíduos aterrados, enquanto que, em aterros mais antigos, a
mesma varia entre 0,05 e 0,2.
Ademais, este quociente pode também fornecer informações importantes sobre a sucessão de
etapas da digestão anaeróbia do lixo urbano aterrado. ROBINSON et al. (1979) apud PESSIN
et al. (1997) afirmaram que uma razão DBO5/DQO no chorume igual 0,4 é indicativa da
mudança da fase acetogênica para a metanogênica.
Por sua vez, os gráficos da Figura 5.13 não evidenciam um bom desempenho do reator UASB
na redução da carga orgânica afluente, independentemente dos parâmetros hidráulicos de
operação. Ainda que se admita válida a hipótese de que toda a carga orgânica afluente em
suspensão ter sido hidrolisada, ou seja, completa conversão da DQO particulada em DQO
solúvel no interior do reator UASB, verifica-se uma baixa eficiência de remoção da DQO
afluente.
A Deliberação Normativa COPAM 46/2001, objetivando incentivar maiores investimentos do
poder público no tratamento de águas residuárias e de lixiviados de aterros sanitários, alterou
os limites de eficiência de remoção em termos de DBO e DQO até então vigentes (COPAM
10/86), admitindo um limite máximo de 60 e 90 mg/L, respectivamente, ou então, uma
redução da carga poluidora em 60%, desde que a qualidade da água do corpo receptor
permaneça compatível à sua classe de enquadramento.
Ao flexibilizar estas restrições, o Conselho Estadual de Política Ambiental (COPAM)
pretendeu adequar as exigências da legislação ambiental às reais condições e possibilidades
técnicas e econômicas de tratamento destes efluentes, favorecendo o emprego e a
disseminação de tecnologias de tratamento de menor custo, notadamente os sistemas de
tratamento anaeróbio.
- 114 -
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Apesar disto, constata-se ainda a necessidade de um pós-tratamento para o cumprimento da
legislação estadual concernente aos padrões de lançamento em coleções de águas, uma vez
que as concentrações de DQO no efluente do reator UASB encontram-se muito acima do
limite máximo estabelecido (DQO efluente >> 90 mg/L) e somente 20% dos resultados
correspondem a uma eficiência superior a 60%. Todavia, tais resultados devem ser vistos com
ressalvas, considerando-se tratar apenas da partida do reator.
100
Efluente do reator UASB
80
60
60
40
40
20
20
0
0
30
60
90
120 150
180
Tempo de Operação (dias)
0
20
40
60
80
Eficiência (%)
80
DQO (g/L)
100
DQO total afl.
DQO filtrada ef.
0
100
Freqüência Acumulada (%)
Figura 5.13: Avaliação da eficiência de remoção de DQO no reator UASB, considerando-se a
hidrólise total da fração particulada.
Apesar da baixa eficiência de remoção da carga orgânica afluente observada, diversos outros
pesquisadores já obtiveram maior sucesso no tratamento anaeróbio do chorume. CLARETO
et al. (1996) atestaram a eficiência de um reator anaeróbio compartimentado no tratamento de
chorume proveniente de aterro sanitário “jovem”, com alta concentração de matéria orgânica,
observando um bom desempenho até uma carga orgânica volumétrica máxima (COVmax) de
11 kgDQO/m3.dia. Posteriormente, CLARETO (1997) apud PESSIN et al. (2000) sugeriu
uma Taxa de Carregamento Orgânico (ou Carga Orgânica Volumétrica) para sistemas de
tratamento anaeróbio de chorume na faixa de 0,8 a 10 kgDQO/m3.d.
BORZACCONI et al. (1996b), ao avaliarem o tratamento do chorume proveniente do aterro
sanitário de Montevidéu (Uruguai), com características típicas de um lixiviado drenado de
células recentemente aterradas – razão DBO5/DQO ≅ 0,6 e elevada carga orgânica,
constataram um bom desempenho do reator UASB – até 80% remoção de DQO – operando
em condições de COV < 10 kgDQO/m3.dia e TDH = 2 dias.
- 115 -
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5.2.2. Sólidos
Como se pode observar pelos gráficos da Figura 5.14, a concentração de sólidos suspensos
voláteis e sólidos dissolvidos voláteis na linha de tratamento convencional de RSU (linha 1)
apresenta pequenas variações durante todo o período de observação. É importante também
notar, em ambas as linhas de operação, a elevada concentração de sólidos voláteis dissolvidos,
que respondem por cerca de 95% da concentração de sólidos totais voláteis.
80
5
R1
R1
SDV (g/L)
SSV (g/L)
4
R2
3
2
R2
60
40
20
1
0
0
0
30
60
90
120
150
180
0
30
60
90
120
150
180
Tempo de Operação (dias)
Tempo de Operação (dias)
Figura 5.14: Evolução temporal da concentração de sólidos suspensos e dissolvidos voláteis
na linha de tratamento convencional dos RSU (linha 1).
Diferentemente, na linha com recirculação do chorume e inoculação da digestão dos RSU
com o lodo biológico (linha 3), observa-se uma nítida redução do teor de sólidos dissolvidos
voláteis, enquanto que, por outro lado, a concentração de sólidos suspensos voláteis apresenta
um incremento, passando de aproximadamente 1,5 para 2,5 g/L (Figura 5.15).
5
80
R7
R9
R7
SDV (g/L)
SSV (g/L)
4
R8
3
2
R8
R9
60
40
20
1
0
0
0
30
60
90
120
150
180
Tempo de Operação (dias)
0
30
60
90
120
150
180
Tempo de Operação (dias)
Figura 5.15: Evolução temporal da concentração de sólidos suspensos e dissolvidos voláteis
na linha de tratamento integrado dos RSU (linha 3).
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DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
A primeira constatação se justifica pois, uma vez que os ácidos orgânicos de cadeia curta
(ácidos voláteis) são sólidos dissolvidos voláteis, a diminuição de sua concentração também
implica na redução das concentrações destes últimos. Este fato também se mostra coerente
com as observações referentes à redução das concentrações da matéria orgânica de mais fácil
assimilação e na forma solúvel, aferidas pelos parâmetros DBO e DQO filtrada,
respectivamente (Figuras 5.8 e 5.9).
Por sua vez, o incremento na concentração de sólidos suspensos voláteis pode significar o
crescimento da população de microrganismos a partir do consumo dos ácidos voláteis (por
exemplo, organismos metanogênicos acetotróficos), uma vez que a biomassa responde, em
parte, pela concentração de sólidos suspensos voláteis.
A Figura 5.16 ilustra bem este mesmo comportamento, podendo-se observar, claramente, na
linha 3, à exceção do reator R7, o aumento da razão SSV/STV de 5% para cerca de 25% da
fração de sólidos totais voláteis. Na linha 1, entretanto, esta razão permaneceu constante,
menor ou igual a 15%.
30
R1
Razão SSV/STV (%)
Razão SSV/STV (%)
30
R2
20
10
0
R7
R8
R9
20
10
0
0
30
60
90
120
150
180
Tempo de Operação (dias)
0
30
60
90
120
150
Tempo de Operação (dias)
Figura 5.16: Variação da razão SSV/STV nas duas linhas de operação.
- 117 -
180
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
5.2.3. Nutrientes
A presença de nutrientes, em concentrações adequadas ao metabolismo intracelular dos
microrganismos é uma questão fundamental para o sucesso dos sistemas de tratamento
biológico de efluentes. Se no tratamento dos esgotos sanitários, à exceção do ferro, verifica-se
geralmente a disponibilidade de todos os tipos apropriados de nutrientes (CHERNICHARO,
1997), o mesmo não é válido para o tratamento de outros efluentes.
Em ambas as linhas de operação do experimento, não se observou um padrão nítido quanto à
utilização de nitrogênio orgânico pelos microrganismos anaeróbios, ocorrendo apenas
variações pontuais das concentrações deste composto (Figura 5.17).
900
R1
750
R2
N orgânico (mg/L)
N orgânico (mg/L)
900
600
450
300
150
R7
750
R8
R9
600
450
300
150
0
0
0
30
60
90
120
150
180
Tempo de Operação (dias)
0
30
60
90
120
150
180
Tempo de Operação (dias)
Figura 5.17: Evolução temporal da concentração de nitrogênio orgânico nas duas linhas de
operação.
Enquanto na linha 1, a concentração de nitrogênio orgânico oscilou entre 100 e 300 mg/L
(80% dos resultados), na linha 3, a sua concentração foi um pouco menor, entre 50 e 250
mg/L (75% dos resultados).
Verifica-se, ainda, nos gráficos da Figura 5.18, um desempenho deficiente do reator UASB na
remoção de nutrientes – nitrogênio total Kjeldahl e fósforo total – independentemente dos
parâmetros hidráulicos de operação.
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100
NTK (mg/L)
120
1400
1200
1000
NTK (mg/L)
1600
800
600
400
200
0
Afl. reator UASB
Efl. reator UASB
0
30
60
90
120
150
Tempo de Operação (dias)
Afl. reator UASB
Efl. reator UASB
80
60
40
20
0
180
0
30
60
90
120
150
Tempo de Operação (dias)
180
Figura 5.18: Evolução temporal das concentrações de nutrientes, NTK e fósforo, no afluente e
efluente do reator UASB.
Conforme descrito por REICHERT et al. (2000), o tratamento anaeróbio, que usualmente
precede o tratamento aeróbio e/ou físico-químico do chorume, não é capaz de remover o
nitrogênio.
Porém, se por um lado, a baixa remoção dos teores de nitrogênio no tratamento anaeróbio é
uma reconhecida desvantagem deste processo, havendo apenas a conversão do nitrogênio
orgânico à amônia, é possível a obtenção de elevada eficiência na remoção de fósforo em
reatores anaeróbios operando em faixas neutras de pH, com a formação de precipitados
insolúveis, tais como fosfatos de cálcio e de ferro, que são incorporados aos grânulos do lodo
biológico (SOUZA, 1997).
Segundo BORZACCONI et al. (1996a), o fósforo não se encontra disponível no chorume em
uma concentração adequada aos processos aeróbios e anaeróbios, sendo que, nestes últimos, o
seu requerimento é de menor monta. O autor comentou que tal fato pode prejudicar as
características de granulação do lodo biológico no interior do reator UASB.
A Tabela 5.12 apresenta uma avaliação sucinta da disponibilidade de nutrientes na digestão
anaeróbia dos resíduos sólidos urbanos confinados nos reatores anaeróbios de resíduos sólidos
urbanos, nas duas linhas de operação do experimento.
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Tabela 5.12: Relação entre as concentrações de DQO total, nitrogênio total Kjeldahl (NTK) e
fósforo total, aferidas no chorume drenado dos reatores de RSU de ambas as linhas de
operação.
Linha de tratamento convencional (1)
Dias de Operação
Linha de tratamento integrado (2)
NTK
(mg/L)
P
(mg/L)
NTK
(mg/L)
P
(mg/L)
33
1001
34
1080
19
50
798
23
939
21
113
1527
66
1416
32
126
1239
153
1153
89
141
1148
181
985
91
155
1456
45
1503
32
Razões médias
DQO : NTK : P
1195:22:1
1660:36:1
(1) – Valores médios determinados nos reatores R1 e R2.
(2) – Valores médios determinados nos reatores R7, R8 e R9.
Como se pode observar, com relação à demanda nutricional no metabolismo dos
microrganismos anaeróbios, a disponibilidade de fósforo no chorume pode ter sido o fator
limitante de seu crescimento. As razões médias entre as concentrações de DQO total, NTK e
fósforo, determinadas nos líquidos lixiviados dos reatores experimentais, são superiores
àquelas referidas por LETTINGA et al. (1996) apud CHERNICHARO (1997) no tratamento
de esgotos domésticos:
•
DQO:NTK:P =1000 : 5 : 1 (arqueas metanogênicas)
•
DQO:NTK:P =350 : 5 : 1 (bactérias fermentativas)
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5.2.4. Sistema Ácido/Base
O sistema ácido/base de processos biológicos anaeróbios é descrito basicamente por três
parâmetros: pH, alcalinidade e ácidos graxos voláteis. Estes três fatores encontram-se
intrinsecamente relacionados e, portanto, a interpretação dos dados relativos ao seu
monitoramento envolve a compreensão conjunta dos mesmos.
O sistema ácido/base descreve as condições nas quais os fenômenos bioquímicos se
processam, direcionando as reações no sentido da síntese ou dissociação de certos compostos,
favorecendo ou não sua concentração no meio, regulando as formas e espécies químicas
predominantes.
Conforme descrito por CHERNICHARO (1997), o efeito do pH pode se manifestar de forma
direta sobre a atividade enzimática ou, ainda, afetar indiretamente a toxicidade do meio. Por
sua vez, a alcalinidade tem papel fundamental na manutenção do pH, restringindo variações
bruscas deste parâmetro que poderiam afetar significativamente a atividade microbiana.
O monitoramento do pH, alcalinidade e dos ácidos voláteis nas duas linhas de operação do
sistema, permitiu a constatação da elevada dependência dos processos biológicos de
degradação quanto às condições do sistema ácido/base. As Figuras 5.19 a 5.21 apresentam os
dados obtidos segundo a metodologia de análise de BUCHAUER (1998), ilustrando a íntima
relação entre os parâmetros monitorados.
20
8
7
6
10
5
0
4
8
29 50 78 99 120 141 161
AGV
AT
pH
30
20
8
7
6
10
5
0
4
8
Tempo de Operação (dias)
9
pH
30
AGV e AT (g/L)
AGV e AT (g/L)
AGV
AT
pH
Linha 3
40
9
pH
Linha 1
40
29 50 78 99 120 141 161
Tempo de Operação (dias)
Figura 5.19: Evolução temporal das concentrações de ácidos graxos voláteis, alcalinidade total
e pH nas duas linhas de operação.
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30
7
20
6
10
5
0
4
8
15
8
Alcalinidade (g/L)
AGV e AT (g/L)
AGV
AT
pH
pH
Reator UASB
40
AB
12
AAV
9
6
3
0
29 50 78 99 120 141 161
0
Tempo de Operação (dias)
30
60
90
120
150
180
Tempo de Operação (dias)
Figura 5.20: Evolução das concentrações de
ácidos graxos voláteis, alcalinidade total e pH
no efluente do reator UASB.
Figura 5.21: Variação das concentrações de
alcalinidade bicarbonato e de ácidos voláteis
na linha de tratamento integrado (linha 3).
É fácil observar que a correção do pH através da adição de solução de NaOH na linha 3 (item
4.8) foi acompanhada da acentuada diminuição da concentração de ácidos graxos voláteis. Tal
fato pode ser explicado pela intensificação da atividade metanogênica após a correção do pH
para valores neutros, com consumo dos ácidos voláteis e formação de metano. A
intensificação da metanogênese neste período é também evidenciada pelo monitoramento dos
outros parâmetros já mencionados: redução da DBO e DQO filtrada (item 5.2.1), diminuição
do teor de sólidos dissolvidos voláteis e aumento da concentração de SSV (item 5.2.2).
POHLAND (1973) verificou, em laboratório, que a recirculação do chorume, associada ao
lodo de esgoto digerido e com adição de soluções tampão, consistiu em um procedimento
eficiente para neutralização da acidez, estimulando a digestão anaeróbia dos resíduos sólidos.
Conforme observado por BALDOCHI et al. (1996), a inoculação da digestão anaeróbia do
lixo urbano com chorume de pH neutro favoreceu as interações entre as arqueas
metanogênicas e os demais grupos de microrganismos envolvidos na biodigestão anaeróbia da
fração orgânica dos resíduos sólidos urbanos (FORSU).
Adicionalmente, o monitoramento da alcalinidade forneceu outra informação relevante: a
redução da alcalinidade de ácidos voláteis (AAV) e o aumento da alcalinidade bicarbonato
(AB), coincidentes com o início dos procedimentos de correção do pH (Figura 5.21).
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Apesar da elevada concentração de alcalinidade total nas duas linhas de operação durante todo
o período inicial de monitoramento (AT > 10.000 mgCaCO3/L), quase toda ela correspondia à
alcalinidade consumida por ácidos voláteis, sendo desprezível a concentração de alcalinidade
bicarbonato. Desta forma, somente com a suplementação de alcalinidade bicarbonato de
forma direta (adição de solução de NaOH), foi possível ajustar as condições do sistema
ácido/base em níveis favoráveis à metanogênese.
McCARTY (1964) apud MONTEGGIA et al. (1996) indicou ser necessário valores de
alcalinidade bicarbonato entre 1.000 a 5.000 mgCaCO3/L para a manutenção do pH na faixa
ótima de síntese celular dos microrganismos metanogênicos, ou seja, entre 6,5 e 7,5.
A alcalinidade de bicarbonatos constitui a principal fonte de tamponamento do sistema
anaeróbio em pH neutro, podendo ser fornecida pela degradação de compostos orgânicos
nitrogenados, sabões ou sais de ácidos orgânicos, bem como pela redução de sulfitos e
sulfatos (MONTEGGIA et al., 1996; CHERNICHARO, 1997).
Entretanto, na fase inicial de digestão anaeróbia dos RSU em aterros, observam-se valores de
pH mais baixos, compreendidos na faixa de 3,75 a 5,75, na qual a capacidade de
tamponamento se deve basicamente à alcalinidade de ácidos voláteis (CHERNICHARO,
1997).
Diferentemente, na etapa inicial de degradação do lixo urbano aterrado na célula AC-05 do
aterro sanitário de Belo Horizonte, na qual foram obtidos os volumes iniciais de chorume para
saturação do resíduos sólidos confinados nos reatores experimentais, verificou-se que o pH
dos líquidos lixiviados provenientes desta célula encontravam-se na faixa de 5,7 a 7,6, ou
seja, mais elevado que os valores teóricos esperados. Tal fato pode ser explicado pela grande
presença de entulho da construção civil, rejeito que contêm substâncias ricas em bicarbonatos,
utilizado na composição do material de cobertura das células de aterramento.
PESSIN et al. (1997) apontaram o equilíbrio carbonato/bicarbonato e amônia/amônio como os
possíveis responsáveis pela manutenção de uma elevada alcalinidade e do pH no interior das
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células do aterro monitorado, benéfica ao desenvolvimento dos microrganismos
metanogênicos. BORZACCONI et al. (1996a) atribuiram a elevada alcalinidade do lixiviado
de aterro sanitário à significativa presença de nitrogênio amoniacal, apesar da elevada
concentração de ácidos voláteis.
É importante, ainda, mencionar a variação da relação AGV/AT na linha de operação
submetida aos procedimentos de correção do pH (linha 3). Verifica-se, nos gráficos da Figura
5.22, a manutenção da relação AGV/AT > 2,0 na linha 1 e o acentuado decaimento desta
razão na linha 3 (AGV/AT < 0,5), após a suplementação de alcalinidade bicarbonato e
4,0
3,5
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
0,0
0
30
60
90
R1
R2
120
150
AGV/AT
AGV/AT
correção do pH para valores neutros.
180
Tempo de Operação (dias)
4,0
3,5
3,0
2,5
2,0
1,5
1,0
0,5
0,0
R7
R8
R9
0
30
60
90
120 150
Tempo de Operação (dias)
180
Figura 5.22: Variação da relação AGV/AT em ambas as linhas de operação.
KASPAR & WHURMAN (1978) apud MONTEGGIA et al. (1996) indicaram o uso da
relação entre acidez e alcalinidade como parâmetro de controle operacional, sendo indicado a
manutenção de uma razão AGV/AT < 0,1. Particularmente, LOPES et al. (2000) sugeriram
que a razão AGV/AT próxima a 0,5 é ideal para a digestão anaeróbia de resíduos sólidos.
Por fim, a avaliação das concentrações de espécies específicas de ácidos orgânicos voláteis
por cromatografia gasosa (Figura 5.23), correspondentes ao momento imediatamente anterior
ao início dos procedimentos operacionais de correção do pH afluente ao reator UASB,
evidenciou que a recirculação do chorume proporcionou um melhor desempenho das bactérias
fermentativas – hidrolíticas, acidogênicas e/ou acetogênicas – com a produção dos principais
ácidos precursores da metanização – acético, propiônico e butírico – em concentrações
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significativamente maiores que as observadas na linha de tratamento convencional (linha 1).
Segundo GOMES et al. (1999), enquanto na digestão anaeróbia de lodos de esgotos, 70% do
metano é formado a partir do ácido acético, não se pode supor valores semelhantes na
degradação do lixo urbano aterrado.
2000
Linha 1
1800
Linha 3
Concentração (mg/L)
1600
Efl. UASB
1400
1200
1000
800
600
400
200
0
Acético
Butírico
Isobutírico
Propiônico
Isovalérico
Valérico
Ácidos Voláteis
Figura 5.23: Concentrações médias de ácidos graxos voláteis em ambas as linhas de operação
e no efluente do reator UASB, imediatamente antes do início dos procedimentos de correção
do pH da linha 3, determinadas por cromatografia gasosa (N=6 amostras).
Adicionalmente, é possível notar uma redução das concentrações de AGV no efluente do
reator UASB, indicador da existência de alguma atividade metanogênica, ainda que
incipiente, sob condições de pH bastante desfavoráveis. Esta constatação é coerente com o
gradual incremento da concentração de metano no biogás, observado em ambas as linhas de
monitoramento durante todo o período de investigação (item 5.3).
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5.2.5. Toxicidade
5.2.5.1. Cloreto
Segundo CHERNICHARO (1997), a toxicidade por sais está normalmente associada ao
cátion, e não ao ánion do sal. Ademais, a combinação de íons cloreto com cátions metálicos
pode levar à formação de complexos estáveis (SAWYER & McCARTY, 1985), reduzindo a
concentração e a toxicidade pela disponibilidade de metais solúveis.
Ao se observar os gráficos da Figura 5.24, constata-se que as concentrações de cloretos (Cl-)
foram de aproximadamente 4 g/L em ambas as linhas de operação, permanecendo
aproximadamente constantes durante todo o período monitorado.
9000
9000
R1
7500
R2
Cloreto (mg/L)
Cloreto (mg/L)
7500
6000
4500
3000
1500
R7
R8
R9
6000
4500
3000
1500
0
0
0
30
60
90
120
150
180
Tempo de Operação (dias)
0
30
60
90
120
150
180
Tempo de Operação (dias)
Figura 5.24: Evolução temporal das concentrações de cloreto nas duas linhas de operação.
Em seu trabalho sobre a influência da salinidade no tratamento aeróbio de efluentes de
abatedouros, CHIURATO (1987) verificou que a presença de íons cloreto em concentrações
inferiores a 10 g/L (baixa salinidade) estimulava a atividade microbiana.
5.2.5.2. Sulfeto
O efeito inibitório do sulfeto, quando associado à presença de sulfato em altas concentrações,
pode ocasionar alterações significativas nas rotas metabólicas da digestão anaeróbia em
diversos momentos do processo, devido à competição entre as bactérias redutoras de sulfato
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(BRS) e outros microrganismos anaeróbios: competição com as bactérias fermentativas por
compostos monoméricos (açúcares, peptídeos, aminoácidos), com as bactérias produtoras de
hidrogênio pelos produtos intermediários da fermentação (propionato, butirato, etanol e
outros), com as bactérias homoacetogênicas pelo hidrogênio gasoso ou, ainda, com as
metanogênicas hidrogenotróficas e acetoclásticas pelos compostos precursores diretos da
metanogânese, H2 e acetato, respectivamente (CALLADO et al., 1997).
Segundo CALLADO et al. (1997), é ainda difícil concluir qual a causa principal da inibição
da digestão anaeróbia, observada em reatores submetidos a altas concentrações de sulfato no
afluente: competição pelo substrato, toxicidade do sulfeto, toxicidade do cátion, ou associação
destes fatores?
Na fase inicial do experimento, em ambas as linhas de operação, observa-se condições
desfavoráveis quanto à toxicidade por sulfeto (Figura 5.25), uma vez que o mesmo encontrase predominantemente sob a forma não dissociada H2S (mais tóxica) na faixa de pH inferior a
300
300
250
250
Sulfeto (mg/L)
Sulfeto (mg/L)
6, e em concentrações superiores a 200 mg/L (CHERNICHARO, 1997).
200
150
100
R1
50
200
150
100
50
R2
R7
R8
R9
90
120
0
0
0
30
60
90
120
Tempo de Operação (dias)
150
0
30
60
150
Tempo de Operação (dias)
Figura 5.25: Evolução temporal das concentrações de sulfeto nas duas linhas de operação.
Entretanto, a toxicidade por sulfeto não pode ser considerada significativa, haja visto o
gradual incremento da proporção de metano nas linhas de operação 1 e 3, durante todo o
experimento (Figura 5.34). Segundo SPEECE (1983) apud CALLADO et al. (1997), a
inibição da metanogênese só ocorre a partir de concentrações de sulfeto dissolvido
correspondentes a concentrações de 6% de gás sulfídrico no biogás.
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Pode-se ainda observar, na Figura 5.26, uma redução do sulfeto no efluente do reator UASB,
seja pela complexação com cátion metálicos, seja pela perda para a fase gasosa.
250
Sulfeto (mg/L)
200
150
100
Linha 3
50
Efl. UASB
0
0
30
60
90
120
150
Tempo de Operação (dias)
180
Figura 5.26: Avaliação da redução das
concentrações de sulfeto no efluente do
reator UASB.
Assim, a presença de sulfeto pode ter sido benéfica ao sistema, com a precipitação de sais de
sulfeto insolúveis (não tóxicos), a partir da reação entre o sulfeto na forma não dissociada
(tóxico) e metais pesados em estado solúvel (tóxicos).
5.2.5.3. Nitrogênio Amoniacal
Na fase inicial de operação do experimento, devido ao pH ácido, pode-se considerar a
presença predominante do nitrogênio amoniacal sob a forma ionizada (menos tóxica), para a
qual o limite máximo de tolerância das metanogênicas é da ordem de 3000 mg/L
(CHERNICHARO, 1997). Assim, na linha 1, como observado na Figura 5.27, a toxicidade
pelo íon amônia não foi motivo de preocupação, pois a concentração de nitrogênio amoniacal
foi de aproximadamente de 800 a 1200 mg/L.
2000
R1
R2
N amoniacal (mg/L)
N amoniacal (mg/L)
2000
1600
1200
800
400
0
R7
1600
R8
R9
1200
800
400
0
0
30
60
90
120
150
180
Tempo de Operação (dias)
0
30
60
90
120
150
180
Tempo de Operação (dias)
Figura 5.27: Evolução temporal das concentrações de nitrogênio amoniacal em ambas as
linhas de operação.
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Entretanto, após a elevação do pH na linha 3, verifica-se que a concentração de amônia livre,
apesar de bem superior ao limite de toxicidade de 150 mg N-NH3/L (CHERNICHARO,
1997), não parece ter causado efeitos adversos à metanogênese (itens 5.2.1, 5.2.2, 5.2.4 e 5.3).
N amoniacal (mg/L)
1600
1200
800
400
Linha 3
Efl. UASB
0
0
30
60
90
120
Tempo de Operação (dias)
150
180
Figura 5.28: Evolução da concentração de
nitrogênio amoniacal no afluente e efluente
do reator UASB.
Quanto ao reator UASB, apesar da provável conversão microbiológica do nitrogênio orgânico
em nitrogênio amoniacal, por via anaeróbia, no interior do reator UASB, não se verifica um
significativo acréscimo na concentração deste composto no efluente (Figura 5.28). Tal fato
pode ser explicado pela adsorção do íon amônio em sítios negativamente carregados do
material orgânico retido na manta de lodo. KIEHL (1985) apud REICHERT et al. (2000)
descreve o trabalho de WAY (1950), o qual observou a retenção eletrostática de cátions
metálicos e do amônio nas micelas coloidais húmicas.
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5.2.5.4. Metais
Alguns metais pesados, tais como o cromo, níquel, zinco, cobre e outros são considerados
toxinas inorgânicas altamente nocivas ao tratamento anaeróbio, seja no estado solúvel (cátions
metálicos), seja na forma de sais (CHERNICHARO, 1997).
Entretanto, como descrito no item 5.2.5.2, a disponibilidade de sulfetos pode ter minimizado
os problemas relativos à toxicidade por metais, devido à formação de sulfetos metálicos
bastante insolúveis e pouco tóxicos. As Figuras 5.29 a 5.33 apresentam os teores de metais
aferidos no lixiviado dos reatores experimentais de ambas as linhas de tratamento dos RSU e
no efluente do reator UASB, à exceção do cádmio e do chumbo, pois as concentrações destes
40
35
30
25
20
15
10
5
0
Linha 1
Linha 3
Efl. UASB
Alumínio (mg/L)
Manganês (mg/L)
elementos foram quase sempre inferiores aos limites de detecção do aparelho.
CONAMA 20/86
0
30
60
90
120
150
40
35
30
25
20
15
10
5
0
Linha 1
Linha 3
Efl. UASB
0
180
30
60
90
120
150
180
Tempo de Operação (dias)
Tempo de Operação (dias)
Figura 5.29: Evolução das concentrações de manganês e alumínio nas duas linhas de operação
e no efluente do reator UASB.
800
Linha 1
Linha 3
Efl. UASB
20
15
10
CONAMA 20/86
5
Ferro (mg/L)
Zinco (mg/L)
25
Linha 1
Linha 3
Efl. UASB
600
400
200
CONAMA 20/86
0
0
0
30
60
90
120
150
180
Tempo de Operação (dias)
0
30
60
90
120
150
180
Tempo de Operação (dias)
Figura 5.30: Evolução das concentrações de zinco e ferro nas duas linhas de operação e no
efluente do reator UASB.
- 130 -
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
Linha 1
Linha 3
Efl. UASB
Cálcio (mg/L)
500
400
300
200
100
700
Magnésio (mg/L)
600
Linha 1
Linha 3
Efl. UASB
600
500
400
300
200
100
0
0
0
30
60
90
120 150
Tempo de Operação (dias)
180
0
30
60
90
120 150
Tempo de Operação (dias)
180
Figura 5.31: Evolução das concentrações de cálcio e magnésio nas duas linhas de operação e
no efluente do reator UASB.
3,5
2,4
CONAMA 20/86
Linha 1
Linha 3
Efl. UASB
1,6
1,2
Linha 1
Linha 3
Efl. UASB
3,0
Cobre (mg/L)
Níquel (mg/L)
2,0
0,8
0,4
2,5
2,0
1,5
CONAMA 20/86
1,0
0,5
0,0
0,0
0
30
60
90
120
150
180
Tempo de Operação (dias)
0
30
60
90
120
150
180
Tempo de Operação (dias)
Figura 5.32: Evolução das concentrações de níquel e cobre nas duas linhas de operação e no
efluente do reator UASB.
Cromo (mg/L)
2,0
CONAMA 20/86 - Cr (III)
1,6
Linha 1
Linha 3
Efl. UASB
1,2
0,8
CONAMA 20/86 - Cr (VI)
0,4
0,0
0
30
60
90
120
150
180
Tempo de Operação (dias)
- 131 -
Figura 5.33: Evolução da concentração de
cromo nas duas linhas de operação e no
efluente do reator UASB.
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
Observa-se, nos gráficos apresentados, a tendência de manutenção (Zn, Ni, Ca, Mg, Fe) ou
redução (Mn, Al, Cu, Cr) dos teores inicialmente aferidos.
Os elevados teores de cálcio e magnésio podem ser explicados pela considerável quantidade
de material orgânico e entulhos da construção civil no lixo urbano amostrado (Tabela 5.3),
enquanto que o material eletrônico, latas e outros metais ferrosos contribuem
significativamente para a elevada concentração de ferro no chorume (IPT/CEMPRE, 2000).
As concentrações de manganês e de ferro no lixiviado dos reatores de RSU e no efluente do
reator UASB foram bem superiores aos limites máximos de lançamento estabelecidos pela
Resolução CONAMA 20/86: Mn < 1 mg/L e Fe < 15 mg/L.
Contrariamente, é interessante observar que o efluente tratado do reator UASB cumpriu
satisfatoriamente os padrões de lançamento de efluentes (CONAMA 20/86) para vários dos
metais analisados, durante os 120 primeiros dias de operação do sistema: zinco (<5,0 mg/L),
níquel (<2,0 mg/L), cobre (<1,0 mg/L) e cromo (III) e (VI) (<2,0 mg/L e 0,5 mg/L,
respectivamente).
Entretanto, após este período, com o incremento da produção de biogás na linha de tratamento
integrado dos RSU e do chorume (Figura 5.35), ocorreu possivelmente a “lavagem” do sulfeto
no sistema, uma vez que, quanto maior a produção de metano, maior é a quantidade de sulfeto
na forma gasosa retirada da fase líquida (CHERNICHARO, 1997).
Desta forma, considerando-se ainda o fato do lodo biológico não ter sido descartado em
momento algum, os metais pesados removidos, até então, sob a forma de sais de sulfeto junto
à manta de sólidos em suspensão, podem ter se solubilizado, tornando-se disponíveis como
cátions metálicos. Tal hipótese explica a deterioração do efluente do reator UASB verificada
no período final de monitoramento, com grandes oscilações e sucessivos picos de
concentração destes metais.
- 132 -
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
5.3. Biogás Produzido na Digestão Anaeróbia dos Reatores de RSU
O incremento gradual nas concentrações médias de metano em ambas as linhas de operação
do experimento – de 20 para 40% (linha 1) e de 30% para 60% (linha 3) – desperta a atenção
sobre um fato curioso: o desenvolvimento da atividade metanogênica no interior dos reatores
anaeróbios de RSU, mesmo em condições iniciais de pH bastante desfavoráveis (pH ≅ 5,5).
Adicionalmente, é fácil notar o enorme incremento da atividade metanogênica no interior do
reator UASB após o início dos procedimentos de correção do pH afluente ao reator (100o dia
de operação do sistema), com o aumento da proporção do gás metano de aproximadamente
10% para cerca de 80%, no final do período de monitoramento (Figura 5.34).
Linha 1
Linha 3
Reator UASB
100
80
CO2 (%)
CH4 (%)
80
60
40
60
40
20
20
0
0
0
30
60
90 120 150
Tempo de Operação (dias)
Linha 1
Linha 3
Reator UASB
100
180
0
30
60
90 120 150
Tempo de Operação (dias)
180
Figura 5.34: Evolução das concentrações médias de metano e dióxido de carbono nas 2 linhas
de operação e no reator UASB, por cromatografia gasosa.
Os gráficos da Figura 5.34 evidenciam que os reatores de RSU apresentam uma dinâmica de
reação mais lenta que a do reator UASB e, por conseguinte, menos susceptível às variações
das condições de acidez/alcalinidade.
Outro aspecto relevante diz respeito à produção de biogás nas duas linhas de operação. Após a
correção do pH do chorume afluente ao reator UASB, verifica-se, também, um enorme salto
na produção acumulada de biogás nos reatores da linha 3 (Figura 5.35).
- 133 -
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
Produção acumulada de
biogás (litros)
10000
Linha 1
Linha 3
1000
100
10
1
0
0
30
60
90
120 150 180
Figura 5.35: Produção acumulada de biogás
nas duas linhas de operação.
Tempo de Operação (dias)
Tal fato faz-se coincidente com a constatação de uma significativa redução da concentração
dos ácidos graxos voláteis no chorume drenado destes reatores (Figura 5.19). Assim, é correto
deduzir que o salto na quantidade de biogás produzido na linha 3 deve-se ao grande acúmulo
e disponibilidade de substrato orgânico acidificado, até então não metabolizado pelas arqueas
metanogênicas em taxas compatíveis com as das bactérias acidogênicas.
Tabela 5.13: Avaliação da produção de biogás e metano nas duas linhas de operação.
Produção acumulada (1)
Produção acumulada
Concentração de
de biogás
metano
de metano
Dia de
Fase
(litros)
(%)
(litros)
Operação
Linha 1 Linha 3
Linha 1
Linha 3
Linha 1
Linha 3
2
20,7
29,7
0,1
0,1
0,0
48
32,3
46,4
5,1
0,8
1,6
1
64
38,4
50,4
5,8
0,8
1,9
85
34,2
50,8
11,6
1,2
3,9
92
39,8
54,6
11,6
1,2
3,9
2
106
38,4
57,9
11,6
2,0
3,9
126
40,1
61,7
11,6
2,1
3,9
3
132
41,0
61,1
11,6
1906,4
3,9
135
41,7
61,2
11,6
3089,1
3,9
142
42,9
58,1
11,6
3375,1
3,9
149
45,4
59,9
11,6
3375,7
3,9
4
156
45,1
58,6
14,0
3598,2
5,0
163
44,7
58,5
14,0
4845,4
5,0
169
45,0
59,0
16,5
5342,4
6,1
(1) – Produção estimada de metano (litros) = CH4 (%) x Produção de biogás (litros)
- 134 -
0,0
0,4
0,4
0,6
0,6
1,2
1,2
1164,7
1888,4
2054,6
2054,9
2185,2
2915,3
3208,5
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
Os reatores da linha 3 (sistema integrado de tratamento) produziram, conjuntamente, cerca de
5,30 m3 de biogás, enquanto que, na linha 1 (sistema convencional de aterramento), a
produção acumulada total somou pouco mais de 0,01 m3 (Tabela 5.13). Assim, considerandose a redução da concentração da DQO filtrada na linha 3 neste mesmo período (Figura 5.9), e
o volume total de chorume nesta linha (3 reatores com 200 litros cada), é possível estimar a
relação entre a produção de biogás e metano, com a assimilação do substrato orgânico:
Como pode-se observar, a produção de metano estimada a partir da remoção de DQO no
sistema integrado de tratamento (linha 3) é um pouco inferior à produção teórica máxima
(CHERNICHARO, 1997):
- 135 -
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
5.4. Avaliação da Produção de Sólidos no Sistema Integrado
A cinética de crescimento dos microrganismos está diretamente associada a uma série de
fatores: temperatura, disponibilidade de nutrientes, toxicidade e outras. Entretanto, apesar das
complexas interações entre o meio abiótico e a microflora bacteriana, o crescimento biológico
pode ser estimado satisfatoriamente por modelos teóricos simplificados, construídos a partir
da descrição de dois processos antagônicos por funções matemáticas aproximadas:
crescimento celular específico (reação de primeira ordem e equação de Monod) e respiração
endógena (reação de primeira ordem).
Adicionalmente, a produção líquida de biossólidos pode variar significativamente em função
da maior ou menor capacidade de assimilação de determinado tipo substrato (atividade
específica da biomassa). A Figura 5.36 ilustra resumidamente a correlação entre a biomassa e
o tipo de substrato metabolizado.
Figura 5.36: Avaliação qualitativa da produção de sólidos na digestão anaeróbia, destacandose a correlação dos principais fatores intervenientes (substrato e microrganismos). Adaptado
de CHERNICHARO (1997).
- 136 -
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__________________________________________________________________________________________
O coeficiente de produção de biomassa é um parâmetro cinético importante, que correlaciona
a produção de sólidos (SSV) com a utilização do substrato orgânico (DQO removida), mas, na
prática, sua determinação mostra-se difícil. HENZE & HARREMOËS (1983) apud
CHERNICHARO (1997) apresentam os seguintes coeficientes de produção de biomassa para
organismos anaeróbios, determinados a 35oC: bactérias acidogênicas (0,15 gSSV/gDQO),
arqueas metanogênicas (0,03 gSSV/gDQO), e população combinada (0,18 gSSV/gDQO).
Neste experimento, considerando-se tratar de um “circuito fechado”, com a recirculação de
todo o volume de lixiviado drenado dos reatores de RSU, após tratamento no reator UASB, e
inoculação da digestão dos RSU com toda a massa de lodo biológico excedente, sem a
manutenção do teor de umidade ou alguma outra contribuição ao balanço de massa do
sistema, a única possibilidade de redução do teor de matéria orgânica consiste na conversão
dos compostos orgânicos complexos (DQO particulada) em outros mais simples (AGV), e
estes, por sua vez, em metano e dióxido de carbono (Figura 5.37).
LIBÂNIO (2002)
Figura 5.37: Balanço de massa no sistema de tratamento integrado dos RSU e do chorume.
- 137 -
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__________________________________________________________________________________________
Portanto, uma vez que a degradação da matéria orgânica está intrinsecamente relacionada à
síntese celular dos microrganismos decompositores, pôde-se estimar o coeficiente de
produção de biomassa na linha de tratamento integrado se considerados o incremento do teor
de sólidos suspensos voláteis (Figura 5.14) e o decaimento da DQO filtrada (Figura 5.9), após
o início dos procedimentos de correção do pH para favorecimento da atividade metanogênica:
O valor estimado do coeficiente de produção de biomassa (Y ≅ 0,03 gSSV/gDQO removida),
correspondente ao crescimento dos SSV na linha 3 (Figura 5.14) após a correção do pH, é
igual ao valor preconizado na literatura para as arqueas metanogênicas (HENZE &
HARREMOËS, 1983 apud CHERNICHARO, 1997).
Através da regressão linear de pontos amostrais correspondentes à evolução temporal da
massa de sólidos totais no lodo biológico de um reator UASB, submetido a diferentes cargas
orgânicas afluentes, OLIVA et al. (1996) sugeriram a adoção de uma taxa de produção de
sólidos igual a 0,025 gST/gDQOafluente.
Por fim, considerando-se também as demais observações simultâneas referentes ao acentuado
incremento da produção de biogás (item 5.3), redução da DBO, DQO filtrada e da razão
DBO/DQO (item 5.2.1); além da constatação do aumento dos teores de sólidos suspensos
voláteis e diminuição da concentração de sólidos dissolvidos voláteis (item 5.2.2) e de ácidos
graxos voláteis (item 5.2.4), é correto afirmar que a correção do pH do lixiviado dos reatores
experimentais da linha 3, de cerca de 5,5 até 7,5, propiciou o desenvolvimento da população
de organismos metanogênicos.
- 138 -
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__________________________________________________________________________________________
Diferentemente, nada se pode afirmar quanto ao crescimento da biomassa no interior do reator
UASB, haja visto que não se procedeu ao descarte periódico do lodo biológico. A
determinação do perfil de sólidos, com a amostragem do lodo em três diferentes níveis
(torneiras 1, 8 e 12) e análise da concentração de sólidos totais (voláteis e fixos), evidencia a
simples manutenção da massa de sólidos quando da inoculação do reator (Figura 5.38).
Figura 5.38: Evolução do perfil de sólidos no reator UASB, determinado nas 4 fases de
operação do sistema integrado (linha 3).
Ironicamente, se considerado o interesse no uso do lodo biológico excedente para inoculação
da digestão dos resíduos sólidos urbanos aterrados, a baixa taxa de produção de biossólidos
em reatores anaeróbios, atribuída por diversos autores como um das vantagens da
estabilização da matéria orgânica por via anaeróbia, não pode ser apontada como um fator
positivo no tratamento do lixiviado de aterros sanitários, pelo menos durante a fase inicial de
operação dos aterros, quando uma maior quantidade de inóculo seria benéfica.
A inoculação da digestão dos RSU com lodo biológico, seja através da recirculação de parte
do chorume tratado, ou simplesmente, com a recirculação de lodos concentrados, minimiza os
- 139 -
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
inconvenientes com o transporte, estabilização e disposição final do lodo. Uma vez que o seu
destino são as próprias células de aterramento, o transporte do lodo consubstancia-se no
carreamento destes sólidos junto à fase líquida que retorna por bombeamento, enquanto que a
estabilização e disposição final do mesmo dar-se-ão no interior do aterro, que funciona como
um verdadeiro biodigestor.
Contudo, a caracterização físico-química do lodo biológico não pode ser negligenciada e,
dentre as maiores preocupações concernentes ao seu uso ou disposição final, pode-se citar os
elevados teores de metais pesados.
A remoção de metais no chorume bruto, tratado biologicamente, pode ocorrer através da
formação de sulfetos metálicos, por processo anaeróbio, ou de hidróxidos metálicos, por via
aeróbia (HAMADA et al., 2000). Entretanto, por vezes, faz-se ainda necessário uma maior
remoção de metais pesados, empregando-se usualmente a precipitação química entre outras
alternativas de tratamento físico-químico.
Neste experimento, efetuaram-se determinações de metais no lodo do reator UASB em duas
oportunidades: quando do preenchimento do reator UASB com o lodo biológico excedente
produzido por outro reator UASB tratando esgoto doméstico, e ao final dos primeiros 140
dias de operação do sistema, após a correção do pH do chorume afluente ao reator. A Figura
5.39 apresenta os teores de metais pesados determinados em três pontos distintos ao longo do
perfil de lodo do reator UASB.
- 140 -
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
Figura 5.39: Avaliação das concentrações de metais pesados no lodo biológico em diferentes
níveis do reator UASB, no início e término do período de monitoramento.
Pode-se observar que para todos os elementos analisados, à exceção do cálcio e do manganês,
houve um acréscimo em suas concentrações após 140 dias de operação. Tal fato pode ser
explicado pela formação de precipitados insolúveis, notadamente os sulfetos metálicos, que
ficam retidos junto à biomassa em suspensão (item 5.2.5.2).
- 141 -
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__________________________________________________________________________________________
As concentrações iniciais de metais pesados aferidas no lodo biológico do reator UASB são
da mesma ordem daquelas determinadas em lodos de esgotos sanitários por outros autores,
apresentadas na Tabela 5.14.
Tabela 5.14: Comparação entre os teores de metais pesados em amostras do lodo biológico do
reator UASB tratando chorume, após 140 dias de operação, e aqueles referenciados em alguns
outros trabalhos, relativos ao lodo de esgoto sanitário.
Referência
Metais Pesados (mg kg-1)
Cu
Mn
Zn
Ca
Ni
Cr
Cd
340
101
<5
626
943
2000
Miyazawa et al., 1996 (2)
81
125
<2,5
401
-
Tsadilas et al., 1995 (2)
77
103
4,1
101
Tan, 1995
80
250
-
800
Presente estudo
(1)
Mg
Al
73000
12000
27000
1340
-
-
-
-
137
-
-
-
-
3000
-
-
-
(1) – Média ponderada das concentrações de metais pesados no lodo, correspondente aos diferentes
trechos do reator UASB (torneiras 1, 6 e 11)
(2) – Trabalhos referenciados por ANDREOLI et al. (1999).
Ademais, verificou-se também que as concentrações de metais no lodo do reator UASB, após
140 dias de operação, à exceção do níquel, não são proibitivas com relação à sua aplicação na
agricultura (Tabela 5.15), uma vez que seus valores são menores que os limites máximos
recomendados por ANDREOLI et al. (1999). Entretanto, seu emprego dependerá ainda da
avaliação dos efeitos cumulativos, das características químicas do solo e de outras
especificidades da cultura agrícola em questão.
Tabela 5.15: Avaliação da possibilidade de reciclagem do lodo biológico do reator UASB.
Valor Limite (2)
Concentração determinada no (1)
Elemento
Lodo Biológico do reator UASB
p/ Reciclagem na Agricultura
(mg/kg matéria seca)
(mg/kg matéria seca)
Cd
<5
20
Cu
626
1000
Ni
340
300
Pb
750
Zn
2000
2500
Hg
16
Cr
101
1000
(1) – Análise do lodo biológico após 160 dias de operação.
(2) – Valores recomendados por ANDREOLI et al. (1999).
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__________________________________________________________________________________________
6. CONCLUSÕES
Os procedimentos metodológicos adotados neste estudo consideraram alguns aspectos de
caráter específico do lixo urbano, notadamente referentes à heterogeneidade destes resíduos,
com a definição de critérios de classificação e segregação, e seleção dos constituintes a serem
analisados. Além disto, em função da lacuna existente neste campo, buscou-se adaptar alguns
métodos convencionais, já amplamente aceitos, empregados nas análises de outros materiais –
composto de lixo urbano, solos orgânicos, alimentos e outros.
Os resultados obtidos na caracterização físico-química dos resíduos sólidos urbanos
amostrados – composição gravimétrica, teor de umidade, teor de carbono, hidrogênio e
nitrogênio, teor de sólidos voláteis e de metais – se mostraram coerentes com aqueles
divulgados em outros trabalhos técnicos concernentes ao tema. Assim, ainda que se faça
necessária uma maior investigação acerca de sua aplicabilidade e da magnitude dos erros
envolvidos, as premissas e metodologias adotadas mostram-se válidas e adequadas para
estudos semelhantes.
Por sua vez, o monitoramento da fase inicial de biodegradação da fração orgânica dos
resíduos sólidos urbanos confinados nos reatores experimentais, submetidos a duas condições
distintas de operação – sistema convencional de aterramento e sistema integrado de
tratamento dos resíduos sólidos e do chorume, através da recirculação do efluente tratado em
reator UASB e da inoculação da digestão anaeróbia dos resíduos com o lodo biológico
produzido – permitiu a constatação de algumas premissas e observação de vários outros
aspectos relevantes.
No período inicial de operação das linhas 1 e 3, correspondente aos 100 primeiros dias de
operação, a evolução dos parâmetros físico-químicos monitorados em ambas as linhas de
tratamento se deu de forma bastante similar, à exceção dos teores de metano que foram
sempre superiores na linha de tratamento integrado (linha 3). Assim, independentemente das
condições de operação dos reatores, não foi possível identificar nenhuma nítida diferenciação
- 143 -
DESA/UFMG
__________________________________________________________________________________________
no processo de biodigestão da fração orgânica putrescível pois, nas duas linhas de tratamento,
verificou-se:
•
baixa produção acumulada de biogás, sendo o volume total de biogás produzido neste
período inferior a 12 litros, e o volume total de metano inferior a 5 litros;
•
elevados teores de matéria orgânica solúvel e particulada, observando-se elevadas
concentrações de DBO (> 30 g/L), DQO filtrada (≅ 40 g/L) e DQO total (≅ 60 g/L);
•
elevada razão DBO/DQO ≅ 0,8 , correspondente à fase inicial de degradação dos
resíduos aterrados (DBO/DQO > 0,5), na qual, usualmente, existe uma grande
disponibilidade de substrato facilmente biodegradável. Este quociente é ainda bem
superior ao valor indicativo da sucessão entre as fases acetogênica e metanogênica
(DBO/DQO ≅ 0,4).
•
elevado teor de sólidos dissolvidos voláteis (SDV > 20 g/L), os quais correspondem,
em grande parte, aos ácidos orgânicos de cadeia curta, ou seja, ácidos graxos voláteis
(AGV ≅ 20 g/L);
•
elevada alcalinidade total (AT ≅ 10 g/L) devida quase que integralmente à elevada
alcalinidade de ácidos voláteis;
Entretanto, a análise posterior de ácidos graxos voláteis por cromatografia gasosa, realizada
ao final deste período, mostrou que a recirculação do chorume e a inoculação com o lodo
biológico intensificaram a fermentação dos compostos orgânicos, promovendo um
significativo incremento na concentração dos principais ácidos voláteis precursores da
formação de metano. As concentrações de ácido acético, propiônico e butírico, determinadas
na linha de tratamento integrado (linha 3), foram bem mais expressivas que aquelas aferidas
na linha de tratamento convencional. Tal fato pode também explicar a maior proporção de gás
metano no biogás coletado junto aos reatores da linha 3, verificada ao longo de todo o período
inicial de monitoramento dos reatores de RSU, considerando-se a maior disponibilidade de
substrato acidificado necessário ao metabolismo dos microrganismos metanogênicos.
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É importante ressaltar também que, neste período, ainda que de forma modesta, observa-se,
em todos os reatores experimentais, a metanogênese em condições ambientais bastante
desfavoráveis:
•
pH ácido (pH ≅ 5,5), abaixo da faixa ótima para a metanogênese (6,5 < pH < 7,5);
•
alcalinidade bicarbonato praticamente nula, bem inferior ao valores considerados
adequados à manutenção do pH na faixa ótima de síntese celular das bactérias
metanogênicas (1 < AB < 5 gCaCO3/L);
•
elevada toxicidade por sulfetos (S-2 ≅ 200 mg/L), os quais se encontram
predominantemente sob a forma não dissociada (H2S), mais tóxica, em concentrações
superiores aos níveis máximos de toxicidade (S-2 > 150 mg/L, pH < 6).
Entretanto, após a suplementação da alcalinidade bicarbonato, iniciada no 100o dia de
operação do sistema, com a elevação do pH até valores aproximadamente neutros e redução
da razão AGV/AT até valores inferiores a 0,5, foi possível notar a sucessão entre as etapas de
fermentação e metanogênese nos reatores experimentais de linha 3 (R7, R8 e R9), evidenciada
por uma série de indicadores:
•
alteração
das
características
organolépticas
do
lixiviado
drenado,
com
o
desenvolvimento de uma coloração escura, possivelmente pela presença de compostos
recalcitrantes, como os ácidos fúlvicos e húmicos, e significativa suavização do odor;
•
acentuado incremento na produção de biogás, observando-se, neste período, uma
produção total de biogás em torno de 5340 litros (≅ 0,25 L biogás/gDQO remov),
correspondente a um volume acumulado total de aproximadamente 3208 litros de gás
metano (0,15 L de CH4/g DQO remov);
•
redução da razão DBO/DQO até valores iguais ou inferiores a 0,4, indicativo da
sucessão entre as fases acetogênica e metanogênica;
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•
diminuição da concentração do substrato orgânico solúvel (DQO filtrada < 10 mg/L),
acidificado (AGV ≅ 10 mg/L), e de mais fácil assimilação pelos microrganismos
decompositores (DBO ≅ 10 mg/L).
Adicionalmente, diferentemente dos reatores da linha 1, operados de forma similar a um
aterro convencional, observa-se, neste mesmo período, o aumento da concentração de sólidos
suspensos voláteis, de aproximadamente 1,5 para 2,5 gSSV/L.
A verificação do aumento simultâneo na concentração de SSV na linha 3, e da correspondente
redução de DQO filtrada, permitiu a correlação entre estas duas grandezas, obtendo-se um
coeficiente de produção de biomassa com valor bem próximo ao dos microrganismos
metanogênicos, Y ≅ 0,03 gSSV / gDQO removida.
Tal constatação reforça a hipótese de uma significativa intensificação da atividade
metanogênica na fase final de monitoramento, apesar do possível efeito inibidor ocasionado
pela presença de nitrogênio amoniacal (1500 < N amoniacal < 3000 mg N-NH3/L, pH > 7,4).
Desta forma, com relação aos procedimentos operacionais envolvidos neste estudo, verificase ser adequada e benéfica a implementação de um sistema de tratamento, com a recirculação
dos líquidos lixiviados de aterros sanitários e inoculação da digestão anaeróbia dos resíduos
aterrados com lodo biológico produzido no tratamento do chorume, considerando-se que:
•
a simples recirculação do chorume e a inoculação com lodo biológico produzido no
próprio tratamento dos líquidos lixiviados, sem nenhuma adição de alcalinidade
bicarbonato, ainda que não tenham se mostrado suficientes para promover o
desenvolvimento da metanogênese, parecem ter favorecido significativamente a etapa
anterior de fermentação. Todavia, é importante ressaltar que tais observações advém
de um curto período de monitoramento, correspondente a apenas 160 dias de operação
dos reatores. É possível que, após um maior período de observações, se constate que a
recirculação do chorume também abrevia o início da metanogênese, favorecendo a
digestão dos resíduos sólidos urbanos, conforme já demonstrado em outros estudos;
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•
a suplementação da alcalinidade bicarbonato, requerida para o desenvolvimento da
atividade metanogênica, mostrou ser imprescindível para a obtenção de um equilíbrio
entre as diversas comunidades de microrganismos envolvidos na digestão anaeróbia
dos resíduos aterrados. Somente através da recirculação do chorume com pH neutro
foi possível observar a redução da carga orgânica do lixiviado, com a conversão final
do substrato orgânico acidificado em gás metano e dióxido de carbono.
Por fim, ao se constatar uma sucessão mais breve das fases de hidrólise e acetogênese para a
fase final de metanogênese na linha correspondente ao sistema de tratamento integrado
proposto neste estudo (linha 3), correspondente ao sistema integrado de tratamento dos RSU
e do chorume, admite-se um melhor desempenho desta linha de operação.
7. RECOMENDAÇÕES
Primeiramente, a discussão sobre os aspectos metodológicos, apresentada no item 4, ressalta a
urgente necessidade de padronização e divulgação de metodologias de amostragem e
preparação de amostras, na caracterização físico-química de resíduos sólidos urbanos.
Verifica-se, também, a necessidade de continuidade do monitoramento do experimento por
um período de tempo que possibilite a efetiva conversão da grande quantidade de matéria
orgânica ainda remanescente em metano e dióxido de carbono, o que permitirá a aferição mais
criteriosa das taxas e rotas metabólicas de bioestabilização dos resíduos sólidos por via
anaeróbia.
Adicionalmente, após o término deste período maior de monitoramento, com a abertura dos
reatores experimentais de RSU e avaliação da quantidade remanescente da fração orgânica,
será possível avaliar adequadamente a magnitude dos benefícios do sistema integrado de
tratamento de lixo urbano e de chorume.
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