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CURSO DE ESPECIALIZAÇÃO EM GESTÃO AMBIENTAL
PÓS-GRADUAÇÃO: LATU SENSU
MÓDULO: GESTÃO DE RESIDUOS SÓLIDOS
Brasília , dias 24 e 25 de maio e 14 e 15 de junho 2002
DOCENTE:
PROF. DRA. VIVIANA MARIA ZANTA
e-mail: zanta @ufba.br
SUMÁRIO
1-TECNOLOGIAS DE TRATAMENTO E DESTINAÇÃO FINAL DE
RESÍDUOS SÓLIDOS (SUB-MÓDULO II) 1
1.1- FUNDAMENTOS DA DIGESTÃO ANAERÓBIA EM ATERROS
SANITÁRIO 2
1.1. Origem e características dos resíduos sólidos urbanos. 3
1.2.Condições ambientais físico-químicas da digestão anaeróbia dos
resíduos sólidos urbanos. 5
1.3.Aspectos microbiológicos e bioquímicos. 13
2- DESTINO FINAL : ATERRO SANITÁRIO 31
(I - EP)>0 têm-se PER= P- ES- AS-EP 40
Considerações Finais 40
3-COMPOSTAGEM 49
1
1-Tecnologias de Tratamento e Destinação Final de Resíduos
Sólidos (Sub-módulo II)
As tecnologias de tratamento para resíduos sólidos urbanos podem ser
fundamentadas em princípios biológicos, físico –químicos ou térmicos.
A aplicabilidade de cada tratamento é função das características e
propriedades intrínsecas ao tipo de resíduo ,da quantidade gerada, como
também da disponibilidade e viabilidade das adoção de determinadas
tencologias frente das condições locais existentes.
Para os resíduos sólidos urbanos constituídos por resíduos domésticos,
comerciais, resíduos verdes, resíduos de serviços de saúde, resíduos
especiaism, as tecnologias de tratamento mais usuais no Brasil são a
compostagem, a reciclagem e a incineração. A forma de destinação final para
estes resíduos, após o tratamento, ainda é o aterro sanitário ou os aterros
industriais.
Cabe mencionar que para a fração orgânica dos resíduos sólidos urbanos,
o aterro sanitário, desde que concebido para este fim , pode ser considerado
como uma forma de tratamento por processo biológico.
Neste sub-modulo será abordado, inicialmente, os fundamentos, as
etapas ,aspectos de dimensionamento, construtivos e operacionais relativos aos
processos biológicos anaérobios e aeróbios e a técnica de confinamento em
aterros sanitários.
1.1- Fundamentos da Digestão Anaeróbia em Aterros Sanitário
Os estudos relativos ao processo de estabilização de resíduos sólidos
urbanos em aterros sanitários iniciaram-se na década de quarenta, tendo se
1
intensificado na década de setenta, devido à crise energética e a conseqüente
procura por fontes de energia alternativa.
As pesquisas realizadas em grande parte visaram a determinação e
análise das características físicas, químicas e ambientais peculiares ao aterro
sanitário, que indicassem parâmetros para o seu projeto e operação eficiente.
O aterro sanitário, por conter alta concentração de sólidos totais, também
pode ser considerado como um biorreator de digestão anaeróbia com alto
conteúdo de sólidos, operado em batelada e tratando a fração orgânica dos
resíduos sólidos urbanos (FORSU), inserido em uma proposta de gerenciamento
que contenha a coleta seletiva como etapa preliminar.
De acordo com KAYHANIAN et al. (1991), a digestão anaeróbia com alto
teor de sólidos, tem sido estudada recentemente, utilizando-se reatores
operados em batelada. Segundo esses autores, a digestão anaeróbia com alto
teor de sólidos, é definida como sendo a digestão que se processa com
conteúdos de sólidos totais acima de 22 %. Na literatura, esse processo
biológico denominado de modo diferente em vários trabalhos, BRUMMELER
(1993) utilizou a denominação digestão a seco (“dry digestion”), enquanto que
DeBAERE et al. (1986) apud KAYHANIAN et al. (1991), utilizaram compostagem
anaeróbia a seco (“dry anaerobic composting”) para nomear o sistema DRANCO,
PERES et al. (1990) utilizaram fermentação a seco (“dry fermentation”) ou, ainda
KAYHANIAN et al. (1991) utilizaram digestão anaeróbia com alto teor de sólidos
(“high solids anaerobic digestion”).
Assim, para o maior entendimento do comportamento dos compostos
orgânicos durante a degradação da FORSU, em sistemas anaeróbios operados
com elevado conteúdo de sólidos totais, tais como o aterro sanitário, aborda-se
aspectos relativos ao substrato, condições ambientais físico-químicas,
microbiologia e bioquímica da digestão anaeróbia de resíduos sólidos .
1.1. Origem e características dos resíduos sólidos urbanos.
Os resíduos sólidos urbanos, que compõem o substrato de sistemas
biológicos, possuem composição física heterogênea, em termos qualitativos e
2
quantitativos. Isto é devido à influência de fatores diversos, tais como hábitos e
costumes da população, crescimento demográfico, nível educacional,
crescimento industrial e tipo de coleta praticada.
CHRISTENSEN E KJELDSEN (1991) comentaram que a fração orgânica
dos resíduos sólidos urbanos é extremamente variada, podendo ser constituída
por compostos orgânicos facilmente degradáveis, como os resíduos alimentares,
e aqueles dificilmente degradáveis, como por exemplo, a lignina. Essa
diversidade influencia fortemente as taxas de degradação em sistemas
biológicos como os aterros sanitários.
MATA-ALVAREZ (1991) em sua revisão sobre a biotecnologia utilizando a
digestão anaeróbia de alto teor de sólidos totais para tratar a fração orgânica dos
resíduos sólidos urbanos, afirmou que a composição da fração orgânica é o
principal fator que afeta o rendimento do processo biológico.
Os componentes físicos dos resíduos sólidos gerados pelas atividades
humanas podem ser agrupados de acordo com o seu grau de biodegradabilidade
em: facilmente degradáveis (matéria orgânica putrescível); moderadamente
degradáveis (papel, papelão, etc.), dificilmente degradáveis (trapo, couro,
borracha, etc.) e não degradáveis (vidro, pedra, terra, etc.), conforme
BOWERMAN apud GOMES (1989).
Outra forma de caracterizar os resíduos sólidos é analisar a sua
composição química. De acordo com REES (1980a), durante a degradação dos
resíduos sólidos urbanos predomina o metabolismo dos carboidratos sobre o de
proteínas e lipídeos, que juntos correspondem cerca de 8 % do resíduo em peso
seco.
BARLAZ et al. (1989a) citaram que os resíduos sólidos municipais são
constituídos tipicamente por aproximadamente 40 a 50 % de celulose, 10 a 15 %
de lignina, 12 % de hemicelulose e 4 % de proteína.
PERES et al. (1990) analisaram a fração orgânica proveniente de
resíduos sólidos domiciliares da cidade de São Paulo, obtendo quanto à
composição química, os seguintes percentuais, em sólidos totais (S.T.): 32,9 %
de celulose; 12,5 % de lignina; 9,61 % de proteína; 5,94 % de lipídeo e 5,1 %
de hemicelulose. Em relação ao conteúdo elementar as amostras continham em
3
termos de S.T., 42,6 % de carbono; 5,90 % de hidrogênio, 1,54 % de nitrogênio
total, 17 % de enxofre e 0,19 % de fósforo. Os autores destacaram o baixo teor
de fósforo encontrado nas amostras estudadas.
De acordo com GLAUSER et al. (1987) entre os resíduos orgânicos, os
complexos de lignina e ligninocelulose são os mais refratários à decomposição
anaeróbia.
Trabalhos desenvolvidos por HAM e BOOKTER (1982) sobre a
decomposição dos resíduos sólidos em lisímetros, e por LECKIE et al. (1979)
em aterros controlados pelo teor de umidade, não apresentaram deficiências
quanto ao conteúdo de nutrientes. Segundo CHRISTENSEN e KJELDSEN
(1991) em um aterro sanitário os resíduos bem homogeneizados não
apresentam limitações de nitrogênio e fósforo.
Em relação à toxicidade em processos anaeróbios, podem estar
presentes nos resíduos sólidos agentes tóxicos como: cátions alcalinos terrosos,
amônia, sulfetos, metais pesados, detergentes, antibióticos e produtos químicos
(GUNNERSON et al., 1986). A inexistência de coletas diferenciadas ou
especiais para resíduos de serviço de saúde e industriais, respectivamente é
responsável pela presença destes compostos.
Uma característica a ser observada é a dimensão das partículas que
compõem os resíduos sólidos, uma vez que a sua redução pode levar a um
incremento na hidrólise de polímeros, já que uma maior área superficial estará
disponível ao ataque enzimático. DEWALLE e CHIAN (1978) mostraram que se
reduzindo o tamanho da partícula de 250 mm a 25 mm, nas mesmas condições
operacionais, a taxa de produção de gás foi aumentada em um fator de 4,4,
sendo o gás dióxido de carbono, o único gás produzido, provavelmente devido à
atividade bacteriana acidogênica.
1.2.Condições ambientais físico-químicas da digestão anaeróbia dos
resíduos sólidos urbanos.
O processo de estabilização dos resíduos sólidos urbanos em aterro
sanitário ocorre através da seqüência de eventos previsíveis, cuja magnitude e
4
duração variam de acordo com as condições ambientais externas e internas ao
ambiente do aterro, de acordo com POHLAND et al. (1985a).
POHLAND et al. apud POHLAND E HARPER (1985b), descreveram as
fases de estabilização dos resíduos sólidos urbanos em aterro sanitário com
apresentado a seguir:
Fase I- Ajustamento inicial-Nesta fase ocorre a disposição dos resíduos e
o aumento da umidade, observando-se o início do processo de estabilização
pela modificação das condições ambientais;
Fase II - Transição - Com o aumento da umidade a capacidade de campo
é excedida, e o percolado passa a ser liberado da massa de resíduos. Ocorre
transição das condições aeróbias para anaeróbias sendo o oxigênio substituído
por aceptores de elétrons como o nitrato e o sulfato tornando-se o meio mais
redutor. Os ácidos graxos voláteis começam a ser detectados no percolado;
Fase III - Formação de ácidos - Os ácidos graxos orgânicos voláteis
tornam-se predominantes, e há continuidade da hidrólise e fermentação dos
resíduos bem como do percolado. Ocorre a diminuição brusca do pH, com a
concomitante mobilização e complexação de metais. Os nutrientes, tais como,
nitrogênio e fósforo, são liberados e utilizados para o crescimento da biomassa.
O gás hidrogênio é detectado no gás influenciando a formação de produtos
intermediários.
Fase IV - Fermentação metânica - Os produtos intermediários que
aparecem na fase anterior são convertidos a metano e dióxido de carbono. O
pH é controlado pelo sistema de tamponamento a bicarbonato e o potencial
redox é extremamente baixo. Os nutrientes continuam a ser consumidos. A
complexação e precipitação das espécies metálicas continuam. A carga orgânica
do percolado é drasticamente diminuída com o correspondente incremento da
produção de gás.
Fase V - Maturação Final - Há a diminuição da atividade biológica,
nutrientes e a produção de gás cessa. O oxigênio e substâncias químicas
oxidadas começam vagarosamente a reaparecer possibilitando que matéria
orgânica refratária possa ser convertida, possivelmente, a substâncias húmicas,
capazes de complexação e remobilização de metais pesados.
5
Entre os parâmetros ambientais do processo, a umidade é provavelmente
o mais importante, por fornecer o meio aquoso essencial para a digestão dos
resíduos, como também por transportar nutrientes e microrganismos pelo interior
do aterro. (EMCOM associates, 1981).
FARQHUAR, ROVERS; e MARRIOT apud SENIOR E BALBA (1987)
encontraram como umidade ótima em suas pesquisas, valores na faixa de 60 a
80 % e 55% a 60 %, respectivamente, enquanto DE WALLE et al. (1978)
verificaram uma ótima produção de gás com altos teores de umidade, em torno
de 99 % em peso seco.
MCBEAM e FARQUHAR (1980) observaram, investigando a influência da
umidade e temperatura em aterro sanitário, que o aumento da umidade estimulou
a produção de gás até um certo nível de saturação, mas uma infiltração
excessiva retardou a produção de gás. Uma possível explicação, baseada em
comentário feito por CHIAN (1977), seja que um alto grau de umidade nos
resíduos sólidos favoreceria a fermentação ácida da matéria orgânica,
conseqüentemente, liberaria grandes quantidades de ácidos graxos voláteis, o
que poderia gerar inibição da etapa metanogênica.
KASALI et al. (1990a) verificaram a influência do aumento do teor de
água nas etapas de degradação anaeróbia de amostras de resíduos sólidos
urbanos, com um mês de aterramento. As amostras foram coletadas a 2,0
metros de profundidade em um aterro sanitário. O experimento foi conduzido em
reatores em triplicata utilizando-se reatores de volume igual a 150 mL, contendo
30 g da fração orgânica homogeneizada dos resíduos, Os reatores foram
incubados a temperatura ambiente (temperatura média indicada de 24,3 oC) e
com diferentes teores de umidade de 60, 65, 70, 75 e 80 % em peso, ajustados
com água destilada, e a pH=7,7. A umidade do reator controle foi de 55 %. Estes
reatores foram desmantelados para amostragem de ácidos voláteis, pH e
metano. O experimento também utilizou colunas de vidro (940 mL) com 380 g de
amostra nos mesmos teores já mencionados, tendo sido utilizados para o
monitoramento da produção de gás. Os resultados obtidos, em relação ao
conteúdo de umidade e a produção de metano indicaram que o volume total de
metano foi maior para os substratos com maiores teores de umidade, com
6
exceção do reator com 80 % de umidade, cuja produção de gás metano foi
sensivelmente menor.
SUFLITA et al. (1992) realizaram uma pesquisa envolvendo a análise dos
aspectos microbiológicos, químicos e “arqueológicos” (denominação usada
pelos autores para referir-se a caracterização e datação dos componentes dos
resíduos) com amostras coletadas a diferentes profundidades no aterro de Fresh
Kills, implantado em 1948 e com término de operação previsto para meados do
ano 2000, localizado em “Standen Island” NY-EUA. Estes pesquisadores
verificaram que a produção de gás metano era mais acentuada com maiores
conteúdos de umidade, que variaram entre 10 a 75% em peso nas amostras
coletadas a diferentes profundidades.
Outro fator que influencia a digestão anaeróbia dos resíduos sólidos é a
temperatura. De acordo com GUNNERSON e STUCKEY (1986), o aumento da
temperatura causa um aumento na velocidade das reações químicas, desde que
não provoque a degradação das enzimas liberadas pelos microrganismos.
PFEFFER (1974) investigou o efeito da temperatura na faixa de 30 a 60
C, em reatores de mistura completa utilizando como substrato resíduos sólidos
orgânicos. Os resultados indicaram duas temperaturas ótimas para a digestão:
uma a 42 oC na condição mesofilica, e outra a 60oC na condição termofílica.
Sob condições termofílicas, o reator apresentou o maior rendimento.
Em simulações do processo de degradação em aterro, de acordo com
BUIVID, EHRIG; e SCHARF apud CHRISTENSEN e KJELDSEN, (1991) a taxa
de produção de metano aumentou significativamente com o aumento de
temperatura de 20 a 30 e 40 oC.
CHRISTENSEN e KJELDSEN (1991) afirmaram que apenas os
organismos mesofílicos são relevantes para a decomposição anaeróbia em
aterros sanitários. Possivelmente, esta afirmação possa ser justificada pelo fato
da maioria dos aterros sanitários em climas temperados não apresentarem
temperaturas acima de 30oC, segundo SUMNER apud REES, (1980b). No
entanto, não se encontraram dados de literatura quanto a influência da
temperatura ambiente em aterros sanitários em climas tropicais ou semi-áridos,
como os encontrados no norte e nordeste do Brasil.
7
Resultados obtidos por SUFLITA et al. (1992) indicaram que 46 amostras
de resíduos coletadas no aterro de Fresh Kills (mencionado anteriormente) a
temperatura média de 29,4 oC com teor médio de umidade de 36 %. LEITE
(1991) determinou com o uso de termopares temperaturas internas na faixa de
26 a 31 oC para resíduos com umidade média de 47%, na fase metanogênica,
em dois aterros sanitários experimentais. Estes aterros foram implantados na
cidade de São Carlos, estado de São Paulo, cujo clima é ameno, com
temperaturas médias diárias em torno de 25 oC.
Afim de avaliar a influência da temperatura nas etapas fermentativa e
metanogênica, KASALI et al. (1989b), utilizaram como substrato amostras de
resíduos sólidos com um mês de degradação, coletadas a 2,0 metros de
profundidade em aterro sanitário. Alíquotas de 400 g da fração orgânica dos
resíduos foram homogeneizadas e incubadas em diferentes temperaturas, com
uma umidade de 60 %, e uma porcentagem de sólidos voláteis de 58,4 %. As
temperaturas examinadas foram: a temperatura ambiente (temperatura média de
18,7 oC) e a temperaturas de 30, 40 e 55 oC. Nas temperaturas ambiente e a
30 oC, observou-se a ocorrência de uma fase "lag” de produção de gás 30 e 19
dias, respectivamente. Os reatores a 55oC não apresentaram a fase “lag”,
porém a geração de gás cessou após 53 dias de incubação. Constatou-se então,
que apenas o pH da amostra havia diminuído para pH=5,7. Afim de avaliar se a
temperatura havia exercido um efeito bactericida ou bacteriostático, os autores
(KASALI et al., 1989b) reincubaram, por 45 dias, a amostra a 55oC com o pH
corrigido com uma solução bicarbonato de sódio (10 % peso/volume). Nesse
período não se observou produção de gás. Posteriormente, reduziu-se a
temperatura para 40oC, e novamente não ocorreu a produção de gás.
Com base nestes resultados, os autores (KASALI et al., 1989b)
supuseram que o efeito da temperatura 55oC foi bactericida, e que devido à
baixa concentração de metano no biogás gerado no início do experimento, a
população bacteriana termofílica era possivelmente pequena. As taxas de gás
obtidas neste estudo para as temperaturas: ambiente, 30 oC e 40oC foram,
8
respectivamente, de 402, 987 e 3020 cm 3 de biogás. (Kg resíduo seco)-1.dia-1
correspondendo a 171, 502 e 1210 cm 3 de metano. (Kg resíduo seco)-1.dia1.
O pH é um parâmetro ambiental crítico que afeta o balanço entre as várias
populações de microrganismos, como também o nível de atividade microbiana
(EMCOM Ass., 1981).
SUFLITA et al. (1992) verificaram que o pH das amostras, coletadas em
perfis de sondagem no aterro sanitário de Fresh Kills, variou entre 5,8 a 8,1, não
existindo uma relação marcante com a taxa de produção do gás metano.
DEVLIN (1990) realizou uma série de análises de alcalinidade e ácidos
voláteis em amostras de percolado concluindo que os sais de ácidos graxos de
cadeia curta, particularmente os acetatos, podem contribuir substancialmente
para a alcalinidade total das amostras de percolado. Portanto, nas análises para
se determinar a alcalinidade deve-se considerar a contribuição de substâncias
outras além do carbonato, afim de se verificar a probabilidade de geração de
metano.
As conclusões de DEVLIN (1990) parecem ser plausíveis uma vez que
a alcalinidade total é composta pelas parcelas da alcalinidade a bicarbonato e a
acetato. Quando os ácidos voláteis acumulam-se no meio são neutralizados pelo
sistema tampão dióxido de carbono-bicarbonato, dando lugar a alcalinidade a
ácidos voláteis ou a acetato, uma vez que este é o principal ácido encontrado.
O pH do meio controlado pela alcalinidade a acetato situa-se na faixa de 3,75
a 5,75, e, portanto, a capacidade tampão do acetato - ácido acético, não favorece
a digestão anaeróbia. Somente a capacidade tampão da alcalinidade a
bicarbonato é desejável, pois se situa na faixa de pH 6,0 a 8,0, favorável ao
processo anaeróbio.
NYNS e PAUSS apud SENIOR E BALBA (1987), usando reatores de
mistura completa concluíram que resíduos com baixa alcalinidade podem
resultar no acúmulo de ácidos voláteis, e, portanto, na redução da produção de
metano. EHRIG (1983) apud SENIOR E BALBA (1987) demonstrou através de
medidas em aterros sanitários, que uma relação de ácido acético e alcalinidade
menor que 0,8 era necessária para o início da metanogênese.
9
Contrariamente a estes resultados, CHRISTENSEN E KJELDSEN (1991)
afirmaram que, no ambiente do aterro sanitário as concentrações de ácidos
voláteis raramente alcançariam níveis tais capazes de produzir efeitos inibitórios
sobre a produção de metano.
No entanto, KUGELMAN e CHIN apud CHRISTENSEN e KJELDSEN
(1991) observaram o efeito inibitório à atividade bacteriana causado pelas
concentrações de ácido acético, propiônico e butírico em concentrações acima
de 6000 mg/L. Além disso, vários trabalhos (BARLAZ et al. (1989a) e
BALDOCHI (1990)) indicaram o acúmulo de ácidos voláteis como característico
da degradação anaeróbia de resíduos jovens (com pouco tempo de aterramento)
em aterros sanitários, supondo-se que este acúmulo retarde a metanogênese.
BRUMMELER et al. (1989) ao avaliarem a quantidade necessária de
agentes de tamponamento para a partida de reatores de digestão anaeróbia com
alta concentração de sólidos totais, inoculados com lodo de reator de manta de
lodo, concluíram que a adição de 0,06 Kg de NaHCO3/ Kg de sólidos totais
controlava o pH e estimulava a produção de metano, enquanto o Ca(OH)2
exerceu pequeno efeito sobre o pH. O CaCO3 não controlou o pH e inibiu a
metanogênese.
De acordo com BARLAZ et al. (1989c), a inibição pela presença de
cátions pela adição de soluções de tamponamento não foi estudada para o
ecossistema dos resíduos sólidos. No entanto, conforme KUGELMAN et al. apud
BARLAZ et al. (1989c), que estudaram a toxicidade do cátion Na em digestores
anaeróbios, concentrações variando entre 6900 mg/L a 8000 mg/L não foram
consideradas inibitórias desde que o acúmulo de sódio fosse lento e outros
cátions estivessem presentes.
HANSON e MOLIN apud CHRISTENSEN e KJELDSEN (1991) obtiveram
uma diminuição das taxas de degradação do acetato frente ao aumento da
pressão parcial de 0,2 a 1,0 atm de CO2. Com base nestes resultados
CHRISTENSEN e KJELDSEN (1991) sugerem que a pressão parcial típica de
CO2 em aterros de 0,5 atm pode ser desfavorável à geração de metano a partir
do acetato.
10
SCHALCH (1992) realizou estudos comparativos e de evolução temporal
entre dados de pH, Eh, alcalinidade total, dureza total, nitrogênio total, fósforo
total, condutividade, demanda química de oxigênio, demanda biológica de
oxigênio, sólidos totais, suspensos e dissolvidos, metais pesados e ácidos
voláteis, com a finalidade de verificar a possibilidade de reprodutibilidade das
tendências comportamentais da decomposição anaeróbia dos resíduos sólidos
urbanos, da cidade de São Carlos, em dois aterros sanitários experimentais. As
análises estatísticas realizadas permitiram concluir que há reprodutibilidade entre
o comportamento dos dois aterros sanitários, sendo que os parâmetros que não
foram reprodutíveis não afetaram o sistema como um todo.
Através da manipulação do substrato ou das condições ambientais pode-
se obter um desenvolvimento equilibrado do processo de degradação dos
resíduos sólidos em aterros sanitários.
Uma das formas mais promissoras de manipulação das condições
ambientais é a recirculação do percolado produzido, que pode estimular o
processo, segundo LIMA (1989).
LEE et al. (1986) comentaram que várias pesquisas obtiveram uma
redução do tempo de estabilização dos resíduos sólidos em aterro sanitário com
recirculação do percolado in natura.
POHLAND et al. (1994) afirmaram que a operação de um aterro sanitário
com recirculação do percolado “in natura” possibilita o estabelecimento das
relações simbióticas bacterianas durante as fases ácida e metanogênica,
permitindo o contato mais eficiente e uniforme entre os microrganismos e os
substratos orgânicos, tornando o processo de estabilização em aterro sanitário
mais previsível.
No entanto, LIMA apud TEIXEIRA (1993) observou que a recirculação
direta do percolado “in natura” causou a inibição do processo de degradação,
em particular da metanogênese, gerando um excesso de ácidos voláteis.
TEIXEIRA (1993) avaliou a degradação anaeróbia dos resíduos sólidos
urbanos, não triturados e triturados, em seis lisímetros isolados termicamente de
volume igual a 200 L, inoculados inicialmente com chorume tratado
11
anaerobiamente e esterco bovino, nos quais realizaram-se recirculações de
percolado “in natura”, não tendo sido observada a aceleração do processo.
LIMA (1989) conduziu em escala de laboratório, um experimento
comparando seis tipos de inóculos (lodo de esgoto em digestão, percolado
tratado em reator anaeróbio, percolado "in natura" com alta e baixa DQO, esterco
de gado “in natura" e em digestão) e observou após 360 dias, que a recirculação
de chorume tratado em reator anaeróbio acelerava mais eficientemente a
degradação dos resíduos sólidos urbanos.
BARLAZ et al. (1987) estudando em reatores (em triplicata) de 208 L a
fração orgânica triturada observaram que a recirculação do percolado in natura
não estimulou a metanogênese, que ocorreu após a neutralização com carbonato
de sódio em dois reatores. Os autores não puderam explicar conclusivamente o
motivo da ausência de metano para uma das triplicatas já que a concentração
de 3,16 g de Na/L adicionada ao reator não foi considerada inibitória.
Em outra pesquisa, BARLAZ et al. (1989c) conduziram um experimento
em reatores de 2 L contendo resíduos orgânicos triturados com e sem
recirculação do percolado neutralizado, e incubados a 41oC. O percolado foi
recirculado diariamente (6 dias por semana). Inicialmente utilizou-se uma
solução de bicarbonato de sódio 100 g/L para a neutralização e após sete
semanas, uma solução de carbonato de potássio 176g/L. A maior parte dos
reatores operados nestas condições apresentaram aceleração do processo
embora alguns poucos tenham apresentado inibição do processo cuja causa
potencial não foi determinada. Os autores supuseram que o baixo teor de
fosfatos ou a presença de algum composto solúvel não identificado possam ter
contribuído para a inibição.
BARLAZ et al (1990) concluíram, a partir dos experimentos mencionados
anteriormente, que a recirculação do percolado sem neutralização estimulou o
acúmulo de ácidos carboxílicos, enquanto a neutralização do percolado
favoreceu a produção de metano.
1.3.Aspectos microbiológicos e bioquímicos.
12
As populações bacterianas, através de seu metabolismo para obtenção
de energia a partir de um substrato orgânico e de uma fonte de carbono para
biossíntese, influenciam as características físico químicas das fases do processo
de degradação anaeróbia da fração orgânica dos resíduos sólidos urbanos
descritas no item 1.2.
A digestão anaeróbia é um processo em que várias populações
bacterianas interagem através de associações sintróficas, resultando na
produção de metano e dióxido de carbono a partir da degradação de materiais
poliméricos complexos.
NOVAES (1986) descreveu a digestão anaeróbia em quatro estágios
indicando as populações bacterianas envolvidas, conforme representado na
Figura 1 Inicialmente, os compostos orgânicos complexos, tais como proteínas,
carboidratos e lipídeos, são hidrolisados por enzimas liberadas por bactérias
fermentativas, resultando em compostos orgânicos mais simples: açúcares,
aminoácidos, e peptídeos. No segundo estágio, denominado de acidogênese,
ocorre a conversão dos compostos mais simples em ácidos graxos de cadeia
longa, tais como o ácido propiônico e butírico, como também a formação de
hidrogênio, dióxido de carbono e acetato. No terceiro estágio, a acetogênese
ocorre a transformação dos ácidos orgânicos produzidos na fase anterior a
acetato, hidrogênio, e dióxido de carbono pela atividade das bactérias
acetogênicas, havendo também a utilização do hidrogênio e do dióxido de
carbono para a formação de acetato pelas bactérias homoacetogênicas. O
último estágio envolve as bactérias metanogênicas acetoclásticas que
transformam acetato a metano e as bactérias metanogênicas utilizadoras de
hidrogênio, que convertem hidrogênio e dióxido de carbono a metano.
13
Figura 1 Etapas metabólicas e grupos microbiológicos envolvidos na
digestão anaeróbia. (NOVAES, 1986).
SENIOR E BALBA (1987), em sua revisão da literatura abrangendo o
período de 1934 a 1984 sobre a biotecnologia do aterro sanitário, abordaram,
entre outros temas, a biodegradação dos resíduos sólidos via catabolismo
aeróbio e anaeróbio.
Conforme SENIOR E BALBA (1987), durante o metabolismo aeróbio
forma-se água, dióxido de carbono, além de produtos provenientes da hidrólise
enzimática da matéria orgânica complexa, sendo o acetato, o propionato e o
dióxido de carbono os produtos terminais mais importantes, desde que são os
principais intermediários no subseqüente metabolismo anaeróbio. Com a
depleção do oxigênio no interior da massa de resíduos, reações químicas de
redução do nitrato, sulfato e a metanogênese tornam-se favoráveis, sendo
catalisadas por grupos fisiológicos anaeróbios diferentes.
HUGHES apud SENIOR E BALBA (1987) afirmaram que, inicialmente, o
metabolismo dos resíduos é dominado pelo processo aeróbio, envolvendo uma
14
grande variedade de organismos incluindo invertebrados (nematóides,
protozoários, etc), fungos, bactérias e actinomicetos.
Após o estabelecimento das condições anaeróbias em um aterro
sanitário, segundo REES (1980a), a celulose é hidrolisada a celobiose e glicose
por um complexo enzimático denominado celulase. Esses açúcares são
fermentados a dióxido de carbono, hidrogênio, etanol, acetato, propionato,
butirato, valerato e caproato. Formiato, lactato e succinato não são observados
no percolado de aterros sanitários. Os aminoácidos, provavelmente, são a única
fonte de isobutirato e isovalerato, os quais são encontrados em baixas
concentrações no percolado. Os lipídeos são hidrolisados a glicerídeos que por
sua vez, são fermentados a ácidos graxos de cadeia longa, os quais são
catalisados a acetato e hidrogênio ou a acetato, propionato e hidrogênio,
respectivamente, dependendo do número par ou ímpar de carbonos presentes
na cadeia. Os ácidos voláteis de cadeia maior do que a do acético, como
também, os compostos neutros maiores que o metanol, são metabolizados a
hidrogênio e acetato.
Poucos são os substratos metabolizados pelas bactérias metanogênicas,
além do acetato, hidrogênio e dióxido de carbono, tais como: formiato, metanol,
monóxido de carbono e metilaminas secundárias, terciárias ou quaternárias
(GLAUSER et al. 1987).
Considerando-se que o principal componente da fração orgânica dos
resíduos sólidos são os carboidratos, estes serão enfocados quanto à sua
biodegradação.
De acordo com vários pesquisadores (MCINNERNEY e BRYANT;
THAUER apud MARTY, 1986; GLAUSER et al., 1987) a acidogênese é
fortemente influenciada pela pressão parcial de hidrogênio no meio. A baixa
pressão parcial de hidrogênio (menor que 10-4 atm), o metabolismo das bactérias
é direcionado para a formação de H2, CO2 e acetato, uma vez que a oxidação
da molécula transportadora de elétrons a nicotinamida adenina dinucleotídeo
(NADH+ em NAD+e H2)torna-se favorável. No entanto, se a pressão parcial de
hidrogênio torna-se alta, a reação de oxidação do NADH+ torna-se desfavorável
15
(energia livre positiva), e segundo McINNERNEY e BRYANT (1978) o piruvato é
utilizado para reoxidação do NADH+ com a conseqüente formação de produtos
reduzidos como propionato, butirato, e outros. A Figura 2 apresenta um
esquema das vias de fermentação a partir do piruvato adaptado dos esquemas
indicados por McINNERNEY e BRYANT (1981) e LYNCH apud MARTY (1984)
no qual observa-se a presença constante do hidrogênio nos caminhos de
fermentação a produtos intermediários extracelulares, como o succinato e
lactato, e aos demais produtos finais. A partir de carboidratos, pela via Embden-
Meyerhof-Parnas, obtém-se o piruvato.
piruvatopiruvatolactato
Acetaldeído
Etanol
Acetil-CoA+Fórmico
2H
2H
Acrilato
propionato
2H
Oxaloacetato
Succinato
4H
H2 CO2
etanol
acetato
acetocetil CoA
acetona
iso propanol
butiril CoA
butanolbutirato
4H
4H
4H
2H
PH2 baixa
PH2 alta
Figura.2 - Esquema das vias bioquímicas a partir do piruvato. Fonte:
Modificado de McINERNEY et al.(1981) e LYNCH et al.apud MARTY (1984).
16
As fermentações de alguns substratos da fase acidogênica, apresentados
na Figura 3. serão abordadas simplificadamente, com base na revisão realizada
por GOTTSHALCK (1988).
A fermentação láctica dos carboidratos pode ocorrer por três vias
metabólicas que se diferenciam pelos produtos obtidos e pelo rendimento
energético em ATP.
As vias de fermentação láctica são:
Via homofermentativa que produz 1 mol de lactato para cada mol de
glicose fermentada, com um rendimento de 2 ATP.
Via heterofermentativa, que produz 1 mol de lactato, etanol e dióxido de
carbono por mol de glicose, com rendimento de 1 ATP.
Via “Bifidum” que produz acetato e lactato na proporção de 3 para 2 para
cada mol de glicose fermentada, com o rendimento de 2,5 moles de ATP.
Existem algumas bactérias que produzem etanol a partir da glicose,
produzindo cerca de 2 moles de etanol e dióxido de carbono para cada mol de
glicose fermentada. Estas bactérias possuem a enzima piruvato-descarboxilase,
cuja presença nas células bacterianas é rara. No entanto, como mencionado,
outras bactérias como as produtoras de ácido láctico ou clostrídios, podem
produzir consideráveis quantidades de etanol durante a fermentação da glicose
empregando a síntese a partir do acetaldeído ou do acetil-CoA (Figura 3.3.2).
A fermentação butírica ocorre através da fosforilação em nível de
substrato. Cada mol de glicose produz 1 mol de butirato, gerando 3 ATPs.
Um certo número de bactérias do gênero Clostridium sp, produtoras de
butirato, pode produzir pequenas quantidades de butanol. Apenas poucas
espécies, no entanto, desviam a produção de butirato para a produção de
solventes (butanol e acetona ou iso-propanol) tais como a C. acetobutylicum. O
gênero de C. acetobutylicum produz acetona e butanol a partir da glicose na
proporção de 2:1, desde que o pH da cultura seja menor ou igual a 5.
A produção do propionato é realizada por uma grande variedade de
bactérias anaeróbias. Estas bactérias podem fermentar glicose ou lactato, sendo
estes os substratos preferenciais destas espécies bacterianas.
As vias metabólicas da produção do propionato são:
17
Via do acrilato, na qual 3,0 moles de lactato produzem 2 moles de
propionato, 1 mol de acetato e 1 mol de dióxido de carbono, com rendimento de
1 ATP.
Via do succinato, que é empregada pela maioria dos organismos
produtores de propionato. Nesta via, o succinato é um produto intermediário,
mas pode também ser um produto final, porém em baixa concentração. Por esta
via, 1 mol de lactato produz 1 mol de propionato, com um rendimento
energético de 1 ATP.
A produção de acetato é realizada por bactérias homoacetogênicas,
bactérias redutoras de prótons obrigatórias e bactéria redutoras de prótons
facultativas, que constituem o grupo de bactérias acetogênicas.
De acordo com MARTY (1984), as bactérias redutoras de prótons
facultativas são bactérias fermentativas, cujo metabolismo produz álcoois, ácidos
voláteis, acetato e hidrogênio quando em culturas puras. No entanto, quando em
culturas mistas com bactérias metanogênicas, que retiram o hidrogênio do meio,
o seu metabolismo é direcionado para a produção de acetato e hidrogênio. As
bactérias redutoras obrigatórias de prótons dependem das relações sintróficas
com outras espécies utilizadoras de hidrogênio para que possam catabolizar o
substrato disponível da etapa acidogênica, cujas reações químicas são
termodinamicamente desfavoráveis, sendo possíveis quando em co-cultura como
se pode observar pelo exemplo clássico apresentado por ZINDER (1991), com
relação à fermentação do etanol a acetato.
Organismos Reação Go’
(Kj/reação)
Organismo S” 2CH3CH2OH + 2H2O2CH3COO-+2H++4H2
+19,3 (1)
Metanogênica 4H2 +HCO3- + H+CH4 +3H2O - 135,6 (2)
Soma 2CH3CH2OH+ HCO3- 2CH3COO-+ H++CH4+ H2O -116,3 (3)
As homoacetogênicas que podem utilizar, segundo ZEHNDER (1982) e
GOTTSHALCK (1988), substratos como hexoses, produzem 3 moles de acetato
através da via Enbden-Meyerhof-Parnas ou pela redução do CO2. Outros
18
substratos são o hidrogênio, o dióxido de carbono e o metanol como indicam as
seguintes reações:
Substrato Reação Go’
(Kj/reação)
Dióxido de carbono e
hidrogênio
4 H2 +2 CO2 CH3COOH + 2H20 -107,1(4)
Metanol 4CH3OH + 2 CO2 3CH3COOH + 2 H20 -706,3 (5)
As bactérias metanogênicas são capazes de utilizar apenas certos
substratos (NOVAES, 1986), como citado anteriormente, sendo as reações
químicas termodinamicamente favoráveis, como pode ser visto pelas reações
descritas por McINNERNEY e BRYANT apud THAUER et al. (1978).
Substratos Reação química Go’ (Kj/reação)
Hidrogênio e
bicarbonato
4H2 + HCO3- + H+ CH4 + 3 H2O -135,6 (6)
Fórmico HCOO- + H2O + H+ CH4 + 3 HCO3- -130,6 (7)
Acético CH3COO- + H2O CH4 + HCO3- -31,0 (8)
Metanol CH3OH 3CH4 + HCO3- + H2O + H+ -314,7 (9)
MARTY (1984) apresentou uma relação de gêneros metanogênicos com
suas respectivas morfologias e substratos utilizados, como pode ser visto na
Tabela 1..
Tabela 1- Gêneros metanogênicos isolados em culturas puras
19
Espécies Morfologia Substrato
Methanobacterium sp Bacilos, livres ou
formadores de
filamentos.
H2, formiato.
Methanobrevibacter sp Bacilos curtos H2, formiato.
Methanomicrobium sp Bacilos móveis. H2, formiato.
Methanococcus sp Pequenos cocos. H2, formiato, metanol,
acetato, metilaminas.
Methanospirillum sp Bacilos curvos. H2, formiato.
Methanosarcina sp Sarcinas. H2, acetato, metanol,
metilaminas.
Methanothrix sp Bacilos formadores de
filamentos longos.
Acetato.
Fonte: modificada de MARTY (1984)
As características microbiológicas e químicas da decomposição dos
resíduos sólidos foram determinadas por BARLAZ et al (1989a), que utilizaram
reatores de 2 L preenchidos com resíduo triturado e mantidos a temperatura de
41oC. Os autores buscaram simular um aterro sanitário. Para diminuir o tempo de
degradação, recirculou-se o percolado produzido, após neutralização, até que
fosse detectado metano no biogás ou que o pH atingisse valores próximos a
7,0. A umidade inicial foi de 73 %.
No experimento de BARLAZ et al (1989a) foram observadas quatro fases
no processo, a fase aeróbia (i), e fases anaeróbias ácida (ii), metânica acelerada
(iii) e metânica desacelerada (iv). Na fase aeróbia, os açúcares presentes nos
resíduos frescos foram oxidados a CO2 e H2O. A fase anaeróbia ácida é
caracterizada pelo acúmulo de ácidos carboxílicos e diminuição do pH de 7,5
para valores entre 5,7 e 6,2. Os autores atribuíram o acúmulo de ácidos
carboxílicos à oxidação de apenas uma fração dos açúcares presentes nos
resíduos durante a fase aeróbia, à baixa atividade das bactérias anaeróbias
20
acetogênicas e metanogênicas e à dissolução do dióxido de carbono. A hidrólise
durante a fase ácida e a fase metânica acelerada foi pequena, possivelmente
devido à inibição pelo produto ocasionada pelo acúmulo de ácidos carboxílicos.
Conforme ZOETEMEYER et al.(1982), os ácidos voláteis podem inibir ou
estimular o crescimento bacteriano dependendo da concentração. Presume-se
que os ácidos voláteis na sua forma não dissociada permeiam facilmente a
membrana celular. Dependendo do pH intracelular, dissociam-se, diminuindo o
pH interno, criando condições fisiologicamente desfavoráveis, que ativam o
mecanismo de troca de prótons, possivelmente contra íons potássio, consumindo
energia destinada à síntese da biomassa.
No experimento realizado por BARLAZ et al (1989a) foi observado que
durante a fase metânica acelerada ocorreu aumento do pH para valores entre
6,2 a 7,9, com o concomitante decréscimo de ácidos carboxílicos. A produção de
gás metano alcançou níveis de concentração de 60 % no biogás. Na fase
metânica desacelerada, a concentração de metano, o valor de pH e as
concentrações das populações celulolíticas e metanogênicas permaneceram a
níveis similares a da fase (iii). Simultaneamente, a taxa de produção de metano
diminuiu, a concentração de ácidos carboxílicos ficou abaixo do limite de
detecção, as populações de bactérias acetogênicas aumentaram, e ocorreu um
aumento na taxa de hidrólise da celulose e hemicelulose. Com base nestes
resultados, os autores, concluíram que nas fases (ii) e (iii), a utilização dos
ácidos voláteis limitou a metanogênese, enquanto na fase (iv) foi a hidrólise dos
polímeros o fator limitante.
Ainda, nesta pesquisa, observou-se as variações dos grupos chaves
bacterianos ao longo do tempo. Para tanto se preparou um extrato com uma
fração da amostra sólida retirada dos reatores, segundo procedimento elaborado
por BARLAZ et al. (1989b). A evolução dos grupos metabólicos de bactérias
hemicelulolíticas, celulolíticas, acetogênicas produtoras de hidrogênio e
metanogênicas utilizadoras de hidrogênio e dióxido de carbono foi avaliada
empregando-se a enumeração pela técnica do Número Mais Provável com
meios contendo celulose, xilana, butirato, acetato, e hidrogênio mais dióxido de
carbono, respectivamente. Observou-se um incremento de 2, 4, 5, 5 e 6 vezes de
21
ordem de magnitude entre o resíduo fresco e a fase de produção metânica,
respectivamente, para bactérias hemicelulolíticas, celulolíticas, acetogênicas
catabolizadoras de butirato e as metanogênicas utilizadoras de acetato e de
hidrogênio e dióxido de carbono. A ordem de grandeza das populações
celulolíticas acetogênicas e metanogênicas no início do experimento foi de
aproximadamente 10 2 células /g resíduo seco. Ao final do experimento, as
populações bacterianas alcançaram valores de aproximadamente 10 8 células /g
resíduo seco para as metanogênicas, 10 7 células /g resíduo seco para as
acetogênicas e 10 5 células /g resíduo seco para as celulolíticas.
Durante a realização desse estudo, BARLAZ et al. (1989c) observaram
que, dos vinte reatores controle, com umidade de 45%, três reatores
apresentaram concentrações traços de metano no biogás, enquanto os demais
apresentaram concentrações de metano com valores máximos de 1,2 %. Os
reatores controles não apresentaram produção de percolado. Os reatores com
recirculação do percolado produzido neutralizado apresentaram os seguintes
comportamentos: doze reatores apresentaram uma evolução satisfatória da
produção de metano, após a fase anaeróbia ácida; vinte reatores apresentaram
inibição, definida pelos autores, como sendo a estagnação por três semanas
consecutivas da produção de metano. Destes vinte reatores, onze não
produziram quantidade de metano mensurável e nove apresentaram sinais de
recuperação após a inibição.
BARLAZ et al. (1989c) coletaram amostras nos reatores controles com
concentração traço de metano no início (14o dia), no meio do experimento (77o
dia) e ao final do experimento (118o dia). Até o 14o dia, ocorreu o
desenvolvimento das fases aeróbia e anaeróbia ácida, caracterizada pela queda
do pH e pela acumulação de ácidos voláteis, principalmente acético e butírico e
em menores quantidades, láctico, propiônico, isobutírico e valérico. Não se
obteve durante o experimento produção de metano embora tenha sido relatado
o aumento da população metanogênica, mesmo em condições ácidas (pH menor
que 6,3). Nestes reatores, foi verificada a presença simultânea de nitrato e ácidos
carboxílicos, o que sugeriu a existência de decomposição não uniforme dos
resíduos, uma vez que a utilização do nitrato como aceptor terminal de elétrons é
22
mais favorável energeticamente do que a fermentação do açúcar a ácidos
carboxílicos. Com base nos resultados obtidos, os autores supuseram que,
possivelmente, o baixo pH ou a presença de algum composto tóxico tenha sido a
causa da inibição.
Neste experimento, os reatores com recirculação foram classificados por
BARLAZ et al (1989c) como inibidos, não apresentaram características
químicas ou microbiológicas que explicassem a inibição. Os autores relataram
que ocorreu acúmulo de acetato, não existindo produção de metano em
quantidade mensurável e, mesmo assim, a população metanogênica aumentou
da ordem de 3 a 4 vezes de magnitude com relação à população presente no
resíduo fresco. Assim, acreditam que a atividade metanogênica assimilatória
pode ocorrer na ausência de atividade desassimilatória. A causa potencial para a
inibição não foi encontrada pelos pesquisadores.
BARLAZ et al. (1989d) também determinaram o balanço de massa dos
principais constituintes degradáveis do resíduo nos reatores com recirculação
de percolado neutralizado. Para tanto estimaram o potencial metanogênico da
decomposição anaeróbia das principais frações constituintes através da
estequiometria das reações químicas de conversão a metano, no momento em
que o resíduo fresco foi incubado e ao longo do experimento, após a
determinação das frações constituintes (celulose, hemicelulose, ácidos e
açúcares). Os valores obtidos através deste balanço estiveram, conforme os
autores, sujeitos a várias fontes potenciais de erros experimentais, tais como, as
medidas gasosas, carbono convertido à massa celular, a mineralização não
metanogênica do carbonato e outros.
Assim, neste trabalho determinou-se que a recuperação média de
carbono foi de 88,4 %, isto é, o quanto foi metabolizado a produtos
intermediários e a metano com relação ao carbono inicialmente presente na
amostra. O potencial metanogênico dos resíduos, baseado nas medidas de
metano, foram de no mínimo 77,6 a 106,8 L de CH4 /kg de resíduo seco, em
reatores operados com recirculação de percolado neutralizado. Estes valores
23
foram compatíveis com os encontrados na literatura sobre trabalhos
experimentais de HALVADAKIS apud BARLAZ et al. (1989d).
De acordo com KASALI et al., (1990a), grande parte dos estudos
realizados sobre o processo de degradação anaeróbia dos resíduos sólidos
abordaram principalmente a fase de formação de metano. Apenas algumas
pesquisas mais recentes passaram a relatar as fases hidrolítica e fermentativa
quanto as populações bacterianas e aos seus produtos metabólicos.
KASALI et al. (1989a., 1990a) realizaram uma série de pesquisas
abordando, com maior ênfase, as características bioquímicas da etapa
fermentativa frente a várias condições ambientais, tais como, umidade e
tamponamento. Estes estudos foram conduzidos em reatores em escala de
laboratório, utilizando como substrato a fração orgânica homogeneizada com um
mês de aterramento, coletada a 2,0 metros de profundidade em aterro sanitário.
Basicamente dois tipos de reatores foram utilizados com propósitos diferentes,
ou seja, utilizaram-se colunas de vidro com 940 mL de capacidade providas de
medição de produção de gás por deslocamento de líquidos para o
monitoramento da composição e volume de biogás e reatores de 164 mL para
análise de produtos intermediários e alguns parâmetros físico-químicos de
interesse. Esses reatores eram desmontados para a amostragem.
Em um dos experimentos realizados, KASALI et al. (1990a) observaram o
comportamento de produtos intermediários frente a diferentes teores de umidade
(55,60, 65, 70, 75 e 80 %), utilizando reatores (164 mL) com 30 gramas de
substrato, incubados à temperatura ambiente, sob atmosfera de nitrogênio . Os
resultados mostraram que as concentrações dos ácidos isovalérico, valérico e
capróico não foram influenciadas pelos diferentes teores de umidade. No
entanto, as concentrações dos ácidos acético, propiônico, butírico e isobutírico
aumentaram com o acréscimo da umidade no início do experimento, quando a
metanogênese era baixa. Posteriormente, particularmente com o acetato, os
autores observaram que os reatores com umidade igual a 70,75 e 80 %
apresentaram concentrações máximas de ácidos primeiro do que os reatores
com 55, 60 e 65 % de umidade. Este comportamento foi explicado, pelos
24
autores, como sendo, possivelmente devido à inibição pelo produto nos
reatores com menores conteúdos de umidade.
De acordo com WANG e WANG apud KASALI et al. (1990a), o fator chave
da inibição pelo produto é a concentração crítica, embora o baixo pH possa
contribuir. Para organismos anaeróbios, a acumulação de ácidos voláteis limita a
geração glicolítica de ATP. Através da interação entre acidogênicas e
metanogênicas utilizadoras de H2 é possível reverter esta situação.
O efeito da adição de concentrações diferentes de solução de
bicarbonato de sódio para o tamponamento das fases intermediária e
metanogênica, também foi observado por KASALI et al. (1989a), durante 90
dias de fermentação dos resíduos orgânicos, em amostras de 350 g do
substrato dispostas em colunas de vidro com 940 mL e amostras com 10 g
foram colocadas em frascos de 164 mL em triplicata. Foram adicionadas
alíquotas de bicarbonato de sódio na concentração de 1; 2,5; e 5 %, e água
destilada a pH 7,0, de modo a atingir-se nas amostras a umidade de 77%
equivalente à capacidade de campo do resíduo. A Tabela 2 resume os
resultados obtidos ao final do experimento.
Tabela 2. Valores acumulados de metano e biogás frente a diferentes
concentrações de soluções de bicarbonato de sódio.
Adição Metano acumulado
(dm3 .kg resíduo seco-1)
Biogás acumulado
(dm3 .kg resíduo seco-1)
NaHCO3(1%) 55,7 81,9
NaHCO3 (2,5%) 63,9 103,9
NaHCO3 (5%) 16,2 48,8
Controles 17,0 32,3
Fonte: KASALI et al. (1989a)
Através destes resultados, os autores constataram a inibição da
produção de metano e o acúmulo de acetato e propionato nos reatores tratados
25
com a solução tampão de 5 %, A causa provável indicada foi a toxicidade do
cátion Na. Nos reatores com solução tampão de 2,5 % também se observou o
acúmulo de propionato, o que não afetou a atividade metanogênica. Ainda,
concluíram que a adição de 2,5 % de NaHCO3, o equivalente a 0,084 g NaHCO3.
(g resíduo seco -1) foi mais benéfica ao processo.
Para avaliar as interferências de diferentes valores de pH, nos caminhos
metabólicos, KASALI et al. (1988) adicionaram soluções de fosfato de potássio e
fosfato de sódio a 0,2 mol/L, em amostras de 400 g de resíduo colocadas em
colunas de vidro (940 mL), e em amostras de 10 g de resíduo colocadas em
reatores de 170 mL incubados a valores de pH 5,3; 6,2; 7,4 e 8,3 por 14
semanas a 30 oC. O pH dos reatores controles foi de 7,7. Ao término do
experimento, a pH 7,4, observou-se as maiores concentrações de ácidos
voláteis, com exceção do ácido propiônico que acumulou em maior
concentração a pH 8,3. A metanogênese no início do experimento foi favorecida
com o incremento do pH. No entanto, no decorrer do experimento, as taxas de
biogás foram decaindo, com exceção do pH 6,2. Os solventes etanol e propanol
estavam presentes em todos os reatores. Butanol e metanol somente em pH 5,3
e 6,2, acetona em pH 7,4 e 7,7 enquanto a presença de iso-propanol foi
verificada em pH de 6,2; 5,3 e 7,4. Ao final do experimento, somente o pH 7,4 e
8,3 apresentaram acúmulo de solventes, especificamente acetona e propanol.
O efeito do aumento da temperatura foi relatado por KASALI et al (1989b),
em amostras de 400 g a 60 % de umidade incubadas a temperaturas de 30, 40,
55 oC e a temperatura ambiente. O acréscimo de temperatura foi favorável a
metanogênese com exceção da temperatura termofílica de 55 oC, que se
caracterizou pelo acúmulo de solventes e não pelo de ácidos voláteis.
Ainda, KASALI et al (1989c), verificaram com o auxílio de traçador
(Carbono 14), em amostras de substrato de 12 e 24 g colocadas em frascos
de 28 e 50 mL e em colunas com 90 g de resíduos, que o principal precursor de
metano foi o acetato. Verificaram também que, para o substrato metanol a
conversão a metano foi elevada, estando presente acetato no meio.
SUFLITA et al (1992) avaliaram a atividade de várias enzimas hidrolíticas
como uma indicação geral do processo de decomposição das características
26
microbiológicas em amostras de resíduos retiradas do aterro sanitário de Fresh
Kills. Foram analisadas a distribuição e a atividade relativa de três enzimas em
vinte e oito amostras datadas de 1965 a 1988. Estereases, amilases, e proteases
estavam presentes em todas as amostras e apresentaram faixa de amplitude
moderada ao longo do período de vinte e três anos. O intervalo de tempo de
aterramento não mostrou ser um fator determinante na distribuição da atividade
das três enzimas, A atividade da celulase só foi positiva em duas amostras
testadas, o que pode ser devido à dificuldade de extração dessas enzimas, como
sugerido por KHAN et al apud SUFLITA et al. (1992), ou pelo grau de
heterogeneidade no tamanho da amostra analisada.
Nesta pesquisa em amostras de resíduo selecionadas no aterro de Fresh
Kills, foram determinados valores de bactérias aeróbias entre 104 a 106 UFC/g
resíduo seco. As células eram tipicamente associadas a superfícies dos
resíduos. Ensaios em meio de cultivo e técnicas de microscopia revelaram
inúmeras morfologias de células e colônias. Em relação aos microrganismos
anaeróbios fermentativos, foram encontrados valores entre 105 e 107 UFC/g
resíduo seco, sob condições anaeróbias de cultivo. Observou-se que as
bactérias degradadoras de proteínas variaram entre 2 a 15 %, e de 0 a 4% do
total de bactérias fermentativas, quando incubadas a 22 e 37C, respectivamente.
As degradadoras de amido variaram entre 0,4 a 12 % e 3 a 4 % da população
fermentativa quando incubadas as mesmas temperaturas. As bactérias
anaeróbias degradadoras de celulose não foram avaliadas quantitativamente.
A atividade de degradação da celulose de uma cultura bacteriana oriunda
de amostra de percolado de vazadouro de lixo a céu aberto foi avaliada por
GOMES (1995) através de ensaios de acompanhamento do crescimento celular
e produção de metabólitos, sob condição de anaerobiose estrita. As culturas
anaeróbias celulolíticas não foram purificadas, mas através dos procedimentos
microbiológicos, obteve-se o predomínio de bacilos celulolíticos formadores de
esporos. A cultura foi capaz de utilizar diferentes açúcares, amido, álcoois como
o glicerol e propanol, bem como proteína gelatina.
27
BALDOCHI (1990) identificou as fases anaeróbias ácida e metânica
instável do processo de estabilização em dois aterros sanitários experimentais,
segundo o modelo proposto por POHLAND et al. (1983) apud POHLAND e
HARPER (1985b), relacionando o comportamento dos ácidos voláteis com o
comportamento do gás, da demanda química de oxigênio, pH e alcalinidade do
percolado. O comportamento qualitativo e quantitativo dos ácidos voláteis
individuais e totais foram obtidos através de análises cromatográficas gasosas.
Os resultados indicaram que os ácidos mais significativos quantitativamente em
ordem decrescente foram o acético, propiônico, butírico, isobutírico, valérico e
isovalérico, os quais contribuíram com até 98 % da DQO solúvel encontrada nas
amostras de percolado dos aterros sanitários experimentais.
VILLAS BÔAS (1990) estudou a microbiota anaeróbia hidrolítica
fermentativa nas amostras de resíduo sólido coletadas a dois metros de
profundidade em aterros sanitários empregando técnicas de bacteriologia para
anaeróbios. Contagens desse grupo bacteriano foram realizadas nas amostras
de percolado do aterro sanitário experimental 1 e nos resíduos sólidos da cidade
de São Carlos aterrados há cinco e dez anos. Quatro cepas foram isoladas e
identificadas. Além disso, mediu-se o potencial de biodegradabilidade dos
resíduos aterrados. Os valores de contagens obtidos foram na faixa de 105 a
108 UFC/g de resíduo seco nos aterros 1 e 2. No percolado, encontrou-se 107
UFC/g de resíduo seco amostras coletadas em aterros com cinco e dez anos.
Das quatro cepas isoladas uma pertencia ao gênero Megasphaera sp, sendo que
as outras três provavelmente eram do gênero Selemonas sp Os potenciais de
produção de CH4 nos aterros sanitários 1 e 2 foram de 97,8 e 85, 1 NLCH4/ kg
de resíduo seco volátil, respectivamente, medidos através do teste de
biodegradabilidade.
BADRA (1993) isolou e identificou culturas de bactérias metanogênicas,
em nível de gênero, provenientes de amostras de resíduos sólidos coletadas a
2,0 metros de profundidade em aterro sanitário experimental na fase
metanogênica. As fontes de carbono utilizadas para o cultivo das amostras foram
acetato de sódio, metanol e formiato de sódio. Segundo a análise morfológica e
28
das fontes energéticas utilizadas, obteve-se, a acetato de sódio, uma co-
cultura formada por um organismo utilizador de acetato e uma metanogênica
semelhante ao gênero Methanobrevibacter sp; em metanol, uma cultura
semelhante ao gênero Methanosarcina sp; em formiato de sódio, uma cultura
semelhante ao gênero Methanobacterium sp.
BARLAZ et al. (1990) em sua revisão sobre a produção de metano,
técnicas de otimização e dinâmica microbiológica concluíram que os trabalhos
recentes em microbiologia têm permitido uma melhor compreensão do
ecossistema do resíduo. BARLAZ et al (1989a) mostraram que todos os grupos
tróficos requeridos para a metanogênese dos resíduos estão presentes no
resíduo fresco e que, inicialmente, a não disponibilidade do acetato e,
posteriormente à baixa hidrólise do polímero, limitaram a taxa de produção de
metano. Afim de otimizar o processo, evitando-se a acidificação inicial e a queda
do pH, propuseram como possíveis soluções a recirculação e neutralização de
percolado, ou a adição de resíduo anaerobiamente degradado aos resíduos
frescos como inoculo de bactérias metanogênicas capazes de metabolizar os
ácidos produzidos. Estes autores disseram, que embora se tenha um bom
conhecimento das características do percolado relacionadas com o estado de
decomposição, ainda permanecem dificuldades em se estimar com precisão o
potencial de produção de metano em aterros sanitários.
29
2- Destino Final : Aterro Sanitário
O projeto de aterro sanitário de acordo com a definicão da norma
NBR- 8419 (1984), é um método de confinamento de resíduos sólidos,
segundo técnicas de engenharia de modo a minimizar os riscos de impactos
ambientais e à saúde pública.
O aterro sanitário pode ser projetado para atender a esta definição, ou
seja de confinamento seguro , ou pode ter como proposta o tratamento
biológico com ou sem interesse de uso do biogás gerado como fonte
energética.
Os principais elementos que um projeto de aterro sanitário deve
contemplar são descritos na seqüência
Seleção da Área do Aterro
A escolha da área para a implantação de um aterro sanitário deve ser
realizada com base em critérios técnicos, sócio econômicos e politico-sociais
que minimizem os riscos ambientais e a comunidade. As características que
devem ser avaliadas e alguns valores de referência são apresentados a
seguir:
Solo
Capacidade de retenção de contaminantes (o teor de matéria
orgânica, o teor e a natureza dos argilo-minerais presentes, o teor de
ferro e manganês, pH e ambiente redox , Permeabilidade,
Erodibilidade: (textura, estrutura, composição, teor de umidade,
coesão, espessura, relação textural entre os horizontes ou camadas, e
plasticidade do solo).
Compressibilidade e recalques
Colapsividade e capacidade de suporte (SPT)
30
CETESB (1993) indica os solos classificados como CL ,. CH , SH ou OH
( classificação de Casa Grande ) , que tenham um percentual de mais de 30 %
passando pela peneira nro 200, que apresentem um Limite de Liquidez maior
ou igual a 30 %; que apresentem um Índice de Plasticidade maior ou igual a
15, pH maior ou igual a 7,0 e um coeficiente menor ou igual a 10 –7 cm/s.
Topografia e Declividade
Segundo ZUQUETTE (1987) e McBEAN et al. (1995), a faixa de declividade
ideal situa-se entre 2 e 5%.Para ZUQUETTE (op. cit.), terrenos com declividades de
até 10% podem ser utilizados.
Geologia/hidrogeologia
Geologia/Hidrogeologia
Alguns valores de espessuras mínimas para camadas adjacentes ao
aterro e os respectivos coeficientes de permeabilidade e a espessura da
camada insaturada.
Permeabilidades e espessuras propostas para a camada subjacente ao
aterro.
Fonte Coeficiente de
permeabilidade
Espessura mínima do meio
Brasil(1) 1x10-5 cm/s 1,5 m (resíduos não perigosos)
França(2) 1x10-7 cm/s 5,0 m (resíduos perigosos)
Comunidade Européia(3)
1x10-7 cm/s1x10-7 cm/s1x10-5 cm/s
5,0 m (resíduos perigosos)1,0 m (resíduos não perigosos)1,0 m (resíduos inertes)
Canadá(4) 1x10-6 cm/s 2,0 m (resíduos não perigosos)
Estados Unidos da América(5)
1x10-7 cm/s 1,5 m (resíduos domésticos)
(1) NBR 13.896 – Aterros de resíduos não perigosos – critérios para projeto,
implantação e operação, 1997.
(2) Ministere de l’amenagement du territoire et de l’environnement, 1998.
31
(3) Commission of the european communities – proposal for a council directive
on the landfill of waste,1997.
(4) Ministry of environment, lands and parks, 1988.
(5) US EPA (1991) apud Lee & Jones-Lee, 1998.
TABELA 01. Distâncias mínimas entre a base do aterro e o nível do lençol
freático na estação chuvosa.
Fonte Distância (m)
Brasil(1) 1,5
Estados Unidos da América(2) 1,5
Canadá(3) 1,2
Bolívia(4) 1,5
(1) NBR 13.896 – Aterros de resíduos não perigosos – critérios para projeto,
implantação e operação, 1997.
(2) US EPA (1991) apud Lee & Jones-Lee, 1998.
(3) Ministry of environment, lands and parks, 1988.
(4) Norma Boliviana de Residuos Sólidos NB 757, apud Valeriano & Escalera
(1998).
Água Superficial
CETESB (1993) considera que deve ser observada uma distância
mínima de 200 m entre o aterro e o corpo d’água. Para LEITE (1995), a
distância mínima do aterro às drenagens não deve ser inferior a 300 m. Já
ZUQUETTE (1993) apud SARAIVA & RODRIGUES (1994), considera como
favorável distâncias maiores que 500 m. A seguir apresenta-se as distâncias
mínimas recomendadas por alguns países.
Distâncias mínimas entre um aterro e um corpo de água superficial.
Fonte Distância
32
Estados Unidos da América Wyoming(1) Mananciais – 305 m
Lago ou lagoa perene – 305 m
Lagoa intermitente – 91 m
Rio ou córrego perene – 91 m
Novo
México(2)
61 m
Georgia (3) Mananciais – 3.220 m
Rios perenes – 30 m
Comunidade Européia(4) 500 m de qualquer corpo d’água
Canadá(5) Mananciais – 300 m
Outros corpos d’água – 100 m
Bolívia(6) 500 m de qualquer corpo d’água
(1) Wyoming environmental quality act, 1997.
(2) Davis, 1996.
(3) Department of natural resources, 1997.
(4) Commission of the european communities – proposal for a council
directive on the landfill of waste,1997.
(5) Ministry of environment, lands and parks, 1988.
(6) Norma Boliviana de Residuos Sólidos NB 757, apud Valeriano & Escalera
(1998).
Uso e ocupação do solo
As distâncias mínimas no entorno da área ocupada um aterro e alguns
tipos de ocupação humana propostas por diferentes países são
indicadas .
Fonte Tipo de ocupação Distâncias
França(1) Residências, áreas de
expansão urbana e
estabelecimentos
públicos
200 m
(aterros de resíduos
perigosos)
Comunidade européia(2) Áreas urbanas, de
recreação e agrícolas
500 m no caso de
aterros sanitários e
33
2.000 m para aterros de
resíduos perigosos
Estados
Unidos da
América
Wyoming(
3)
Residências, escolas e
hospitais
300 m
Carolina
do Sul(4)
305 m
Canadá(5) Residências e
estabelecimentos
públicos
300 m
(1) Ministere de l’amenagement du territoire et de l’environnement, 1998.
(2) Commission of the european communities – proposal for a council directive
on the landfill of waste,1997.
(3) Wyoming environmental quality act, 1997.
(4) Department of health and environmental control, 1998.
(5) Ministry of environment, lands and parks, 1988.
2- Descrição e justificativa da concepção adotada
A concepção do projeto escolhida deve ser compatível com o tipo de
resíduo a ser aterrado, com as características ambientais da área selecionada
e com disponibilidades de recursos ( técnicos, humanos e financeiros ).
3- Memorial Técnico e Descritivo
O memorial técnico deve conter :
Projeção da Produção de Resíduos Sólidos
A projeção de Resíduos Sólidos deve ser determinada para a vida útil
do Aterro Sanitário, a qual recomenda-se ser de vinte anos.
34
A produção atual de resíduos sólidos pode ser determinada através de
dados de campo referente a quantidade coletada pelo serviço de limpeza
púbica ou ser estimada correlacionando-se com dados populacionais e cota
per capita de geração de resíduos sólidos.
Para o caso de aterro sanitário para resíduos sólidos domiciliares a
CETESB (1997) sugere os seguintes valores de geração per capita:
População ( hab) Produção de Lixo per Capita
( kg/hab.dia)
Até 100 mil 0,4
100 mil a 200 mil 0,5
200 mil a 500 mil 0,6
< 500 mil 0,7
Assim ,
Pa= A x B onde
A – geração de resíduos per capita
B – população atual
Para a estimativa da produção futura de resíduos pode-se considerar a
influência da taxa de crescimento populacional, taxa de incremento do
serviço de limpeza pública e a taxa de incremento da geração per capita
segundo a relação :
Pf = {(1+D) x [ A x ( 1+ E )] x [B x ( 1 +C)]} sendo
A – produção per capita ( kg / hab. Dia)
B- população do município
C- taxa de crescimento populacional
D – taxa de incremento do serviço de limpeza pública
E- taxa de incremento da geração per capita
35
2.2 –Dimensionamento e configuração geométrica da área de
disposição
A estimativa da área necessária para a disposição dos resíduos deve
considerar o método de escavação escolhido com base nas características do
local e na quantidade de resíduos a ser aterrada.
Os métodos de escavação são definidos como
trincheira ( abaixo do nível do terreno): local plano ou levemente
inclinado . As dimensões da trincheira dependem da quantidade de resíduos a
ser aterrada e da vida útil desejada.
rampa ou escavação progressiva ( acima do nível do terreno) : áreas
planas e secas , que disponham de solo para cobertura do lixo .
método da área ( abaixo do nível do terreno): locais com depressões ,
fundos de vale , cavas abandonadas.
Além da área destinada especificamente a disposição de resíduos
deve-se adotar um percentual de 20 a 40 % para acesso, circulação e
estruturas de apoio.
Sistemas de Proteção ao Meio Ambiente
Sistema de Impermeabilização Inferior e nos Taludes.
Os sistemas de impermeabilização podem se constituídos por barreiras
naturais ou artificiais. As barreiras naturais são construídas com solos
compactados ou com adição de polímeros enquanto as artificiais, são
constituídas por mantas sintéticas ( vide texto em anexo)
Sistema de drenagem superficial de águas
A drenagem superficial de águas pluviais tem com finalidade evitar a
percolação e infiltração de água no maçico de resíduos aterrados,
36
minimizando-se a geração de percolado e a erosão das camadas de
selamento e taludes.
Os drenos superficiais podem ter caráter provisório ou definitivo.
O dimensionamento deste sistemas se baseia nos fundamentos do
hidráulica referentes ao escoamento livre. (vide texto em anexo)
Sistemas de Drenagem sub-superficial de percolado
Um método expedito para a estimatica de percolado, denominado de
Método Suíço é :
Q= 1 x P x AX K onde:
T
Q= vazão média do líquido Percolado ( L/s)
P = precipitação média anual ( mm)
A = área do aterro ( m2)
t= número de segundos em 1 ano
K= coeficiente que depende do grau de compactação de acordo com
Peso Específico dos Resíduos no aterro k
0,4 a 0,7 ton / m3 0,25 a 0,5
> 0,7 ton/m3 0,15 a 0,25
Para situações de maior responsbilidade recomenda-se o uso do
Balanço Hídrico
A precipitação que cae em uma área de aterro sanitário passa por
processos de dois tipos: superficiais e sub-superficiais.
Os processos superficiais incluem a retenção, evaporação, infiltração e
escoamento superficial. Os processos sub-superficiais seguem-se à infiltração
e incluem a evapotranspiração. percolação e fluxo lateral .
Estes processos podem ser definidos por :
37
Retenção Superficial: é a porção de água que é armazenada
superficialmente. Inclue a interceptação pela vegetação e o armazenamento
em depressões do terreno. Pode ser reduzida pela infiltração e evaporação
Escoamento superficial: é a porção de água que escoa superficialmente
sobre o solo. Esta variável depende das características do solo ( capacidade
de infiltração) e da quantidade de água precipitada ( precipitação menos a
retenção superficial)
Infiltração : é a quantidade de água que flue através do solo. Este fator
é dependente de condições existentes, tais como : tipo de solo ( umidade,
matéria orgânica, permeabilidade, porosidade não capilar) , cobertura vegetal
e estação do ano.
Armazenamento : é o volume de água acumulada no solo . A água do
solo está sujeita as forças de atração molecular, à tensão superficial e à
atração gravitacional. Em função dessas forças e da natureza do terreno , as
águas podem se encontrar na zona de aeração, próxima à superfície, ou na
zona saturada . A zona de aeração , denominada como zona de solo, pode
perder água por evaporação ou transpiração . A espessura desta camada é
definida, em geral, pelo comprimento médio das raízes da vegetação de
cobertura. A zona de saturação é aquela em que a água ocupa todos os vazios
e está sob pressão hidrostática. Assim a quantidade de água presente no solo
é vista sob dois aspectos : 1-a reserva permanente , que corresponde a água
que não pode ser removida do solo, ou seja, que não pode ser removida por
capilaridade , gravidade ou por osmose , e é medida pelo teor de umidade no
ponto de murchamento ; 2- A capacidade de campo , que corresponde à
umidade retida em um solo previamente saturado após sua drenagem natural
por gravidade.
Evaporação: é a transformação da água no estado líquido para vapor .
É dependente de temperatura do ar, radiação solar, pressão do vapor, vento e
pressão atmosférica. A taxa de evaporação da superfície do solo saturado é
aproximadamente igual a taxa de evaporação da superfície da água sob
condições similares. A evaporação pode ser medida por evaporímetros tais
como o tanque classe A , que de forma simplista pode ser descrito como um
38
recipiente cilíndrico de eixo vertical ( enterrado ou não ) , aberto para a
atmosfera , contendo água no estado líquido. Para avaliar a evaporação em
superfícies do solo , utiliza-se lisímetros ( caixas estanque contendo o solo a
ser estudado , aberta na parte superior)
Transpiração : é a água absorvida pelas raízes das plantas e que é
transpirada em forma de vapor . Este processo é dependente d tipo de
vegetação de cobertura , da densidade de vegetação e da quantidade de
água disponível no solo. Pode ser medida através de fitômetro ( recipiente
estanque com terra e planta) .
Evapotranspiração: é a combinação das ações da evaporação e
transpiração . Pode ser definida como a água perdida oriunda de uma
superfície completamente coberta por vegetação se existir uma quantidade
de água suficiente no solo para a vegetação. A evaporatranspiração
denominada de potencial é a perda d’água observada em superfície natural
que esteja totalmente coberta por vegetação e que o teor de umidade esteja
próximo da capacidade de campo. É a perda de água obtida em superfície
coberta por grama Batatais em fase de crescimento ativo , bem suprida de
umidade , no centro de uma área irrigada com dimensões que permitam
desprezar o transporte horizontal de vapor d’água. A evapotranspiração
denominada de real ou atual é a perda de água nas condições reinantes
( condições naturais de vegetação e de umidade o solo)
Deve-se lembrar que neste balanço hídrico não está sendo
considerada a água proveniente da decomposição da matéria orgânica e a
variação de armazenamento de umidade na camada de resíduos. As
condições que influem em cada parâmetro e os fatores intervenientes são:
Fatores que afetam a geração do volume de percolado
Condições Parâmetro Fatores intervenientes
Disponibilidade de
água
Precipitação Chuva: quantidade ; intensidade; frequência;
duração
39
Escoamento
superficial
Topografia da superfície, material de
cobertura, vegetação, permeabilidade,
condições de umidade do solo, precipitação.
Condições
superficiais do
aterro
Evapotranspiração Temperatura, vento, umidade, pressão
atmosférica , material de cobertura ,
vegetação, radiação solar.
Escoamento
superficial
Topografia da superfície, material de
cobertura, vegetação, permeabilidade,
condições de umidade do solo, precipitação,
Infiltração Topografia da superfície, material de
cobertura, vegetação, escoamento superficial
evaporação, condições de drenagem .
Descreve-se a seguir o exemplo de um balanço hídrico, apresentado
por CETESB (1993). Este exemplo considera o aterro como um maciço
homogêneo constituído de material poroso. ( As tabelas citadas encontram-
se no texto em anexo)
Parâmetros empregados :
-Precipitação ( P): valores médios mensais (obtidos através de métodos
de medição direta em instrumentos como pluviômetros ou pluviógrafos )
-Evapotranspiração Potencial ( EP): valores médios mensais (obtidos
através de métodos de medição direta em instrumentos como evaporímetros)
-Escoamento Superficial (ES): valores médios mensais determinados
por
ES= C’ x P
` Sendo P- precipitação
ES – Escoamento superficial
C’ = x C onde
40
C a razão entre o volume escoado superficialmente e o volume
precipitado influenciado por tipo de solo, cobertura, tipo de ocupação , tempo
de retorno e intensidade da precipitação . Portanto, encontra-se na literatura
valores de C fornecidos em função do tipo de superfície ( Ex.:asfalto , grama,
solo ) , ou em função do tipo de ocupação ( Ex.:área comercial , industrial ,
parques , cemitérios) ou ainda, com base na densidade de ocupação ( Ex.:
edificação muito densa , surbúbios com alguma edificação ). Neste exemplo,
os valores para o coeficiente de escoamento (C’) foram dados em função do
tipo de solo arenoso ou argiloso ( C) , da declividade para terrenos planos e
com inclinação média e para a intensidade de precipitação ( ) . A tabela
5.15 indica os valores para C e
-Infiltração ( I) : Valores médios dados pela diferença entre a
precipitação e o escoamento superficial
I=P - ES
-Perda potencial de água acumulada é obtida somando-se mês a mês os
valores negativos de (I-EP) ou seja obtém-se a parcela mensal de água foi
introduzida no solo. Atribue-se o valor zero ao último valor positivo de I-EP
porque , neste mês a infiltração superou a precipitação não havendo déficit (a
água contida no solo atingiu a capacidade de campo* no fim da estação
úmida). Para os meses subsequentes a evapotranspiração potencial supera a
infiltração ocorrendo portanto déficit de entrada de água , que são
acumulados mensalmente.
*Capacidade de campo – o solo está totalmente saturado com água .
NEG( I-EP)
-Armazenamento de água no solo (AS): valor inicial de água disponível
no solo dado pelo produto da quantidade de água disponível no solo ( tabela
5.16) pela espessura da camada de solo , valor este atribuído ao penúltimo e
último meses da estação úmida ( I-EP>0), ou seja, a capacidade de campo foi
atingida. Para os meses subsequentes (I- EP<0) nos quais há deficit de
41
água no solo, os valores de AS são dados em função dos valores da
evapotranspiração potencial acumulados e da quantidade AS inicial existente (
valor dado a ultimo mês da estação úmida). Estes valores AS de são
fornecidos nas tabelas 5.17 a 5.19. Observa-se que o valor de AS
encontrado para o último mês da estação seca deve ser somado ao valor de
(I-EP ) positivo do mês subsequente. Os valores obtidos que forem acima da
capacidade de armazenamento significam fluxo de percolação.
AS= Água disponível x Camada de solo superficial
onde
Água disponível = capacidade de campo – ponto de murchamento
-Troca de armazenamento de água no solo (AS) é a diferença entre o
valor armazenado em um dado mês e o valor armazenado de água do mês
anterior.
AS = ASn-ASn-1
-Evapotranspiração real (ER) :representa a quantidade real de perda de
água em um mês. Para os meses em que a infiltração é maior que a
evapotranspiração potencial, a evapotranspiração real ( ER) é igual a
evapotranspiração potential (EP) , pois neste caso o que infiltrou é suficiente
para compensar o AS até o valor total de água disponível e a
evapotranspiração real, sendo restante o que percola. . Quando a infiltração é
menor que a evapotranspiração potencial, a evaporação real que irá ocorrer é
condicionada ao valor real armazenado de água. Deste modo, para
(I - EP)>0 ER=EP
( I - EP)<0 ER= EP + [(I- EP)- AS] ou seja ER= I- AS
-Percolação (PER): é dada por
PER= P- ES- AS-ER isto é
42
PARA
(I - EP)>0 têm-se PER= P- ES- AS-EP
PARA
( I - EP)<0 têm-se PER= P- ES- I
VAZÃO MENSAL (QM em (L/s)) : valores médios mensais de percolado
QM= PER x A cont
2.592.000
Sendo Acont – área de contribuição do Aterro e 2.592.000 o número de
segundos em um mês
Considerações Finais
O balanço hídrico apresentado e ilustrado numéricamente pela tabela
2, é recomendado, como já mencionado, pela CETESB , orgão ambiental do
estado de São Paulo , para situações de maior responsabilidade.
Cabe ressaltar que a análise do Balanço Hídrico descrito
considera apenas os parâmetros relativos a hidrologia local sem avaliar a
contribuição da camada de resíduos . Ainda, observa-se que os meses que irão
gerar percolado são aqueles em que a infiltração supera a evapotranspiração
real ( igual a evapotranspiração potencial ) e a variação mensal de água
acumulada.
43
Balanço Hídrico adaptado para Aterro Industrial. (Fonte Cetesb , 1993)
Parâmetros
(mm)
JAN FEV MAR ABR MAI JUN JUL AGO SET OUT NOV DEZ ANUAL
EP 96,2 103,2 107,1 61,0 54,8 49,3 65,6 89,7 87,6 101,6 110,5 89,0 1015,6
P 238,0 173,0 135,0 65,7 29,1 47,7 35,2 25,9 60,9 116,1 149,3 225,4 1301,2
C’ 0,22 0,22 0,22 0,18 0,18 0,18 0,18 0,18 0,18 0,22 0,22 0,22
ES 52,4 38,1 29,7 11,8 5,2 8,6 6,3 4,6 11,0 25,5 32,8 49,6 275,6
I 185,6 134,9 105,3 53,9 23,9 39,1 28,9 21,2 49,9 90,6 116,5 175,8 1025,6
I-EP +89,4 +31,7 -1,8 -7,1 -30,9 -10,2 -36,7 -68,5 -37,7 -11 +6,0 +86,8 +10
NEG(I-EP) (0) -1,8 -8,9 -39,8 -50,0 -86,7 -155,2 -192,9 -203,9
AS 150 150 148 141 114 107 83 52 40 37 43 129,8
AS 20,2 0,0 -2 -7 -27 -7 -24 -31 -12 -3 6 +86,8
ER 996,2 1-3,2 107,3 60,9 50,9 46,1 52,9 52,2 61,9 93,6 110,5 89,0 924,7
PER 69,2 31,7 0 0 0 0 0 0 0 0 0 0 100,9
44
Sistemas de Drenagem de Gases
O dimensionamento dos drenos de gás dependem da vazão de gás
gerada. Existem modelos que possibilitam uma estimativa do potencial de gás,
não a’te o momento um modelo que possa ser empregado sem restrições.
Deste modo , na prática utilizam-se tubos com diâmetros que variam
de acordo com a altura do aterro de 0,20 a 1,0 metro. Para aterros de até 15
metros de altura recomenda-se empregar tubos com até 0,40 m .
O espaçamento entre os drenos , baseando-se em dados construtivos
reais, pode varia entre 30 a 50 metros.
Sistemas de tratamento de gases e percolado.
O tratamento mais comum aos gases de aterro é a queima através de
queimadores construídos na saída dos drenos de gases .
O tratamento do percolado é bem mais complexo que o tratamento de
águas residuárias , uma vez que sua carga orgânica ( D.Q. O) pode atingir
valores até 200 vezes maiores que os correspondentes aos esgotos
domésticos por exemplo.
Ainda sua composição e volume variam ao longo do tempo
consideravelmente em função da idade do resíduo aterrado e das condições
climáticas.
Algumas das alternativas para o tratamento dos percolados são:
-Recirculação do percolado
-Evaporação do percolado
-Tratamento conjunto com esgotos sanitários
-Tratamento biológico aeróbio
-Tratamento biológico anaeróbio
-Tratamento físico químico : precipitação química , oxidação química ,
adsorção com carvão ativado, osmose inversa , flotação.
45
Algumas das limitações de emprego destas alternativas citadas em
literatura são :
-A recirculação é recomendada par áreas com baixa pluviometria
-O co-tratamento com esgotos domésticos pode ser viável
dependendo dos custos de transportes envolvidos.
-Os tratamentos físicos não apresentaram grande eficiência quanto a
DQO e utilizam substâncias químicas que podem elevar os custos do
tratamento
- A viabilidade dos processos biológicos está condicionada as
características do percolado (presença de compostos tóxicos aos
microrganismos). Para os processos aeróbio deve se considerar o custo de
energia e a produção de lodo. O processo anaeróbio não possue estas
desvantagens.
Sistemas de monitoramento
O monitoramento do aterro sanitário tem como finalidade avaliar a
influência do mesmo sobre o meio ambiente. Em geral este monitoramento
restringe-se a avaliação dos mananciais superficiais e subterrâneos.
Os métodos empregado para detecção da pluma de contaminação
no aquífero livre é através de poços de filtro longo que penetram na camada
saturada possibilitando a retirada de amostras para a análise laboratorial.
Caso se deseje obter a posição exata da pluma no aquífero deve-
se empregar poços multi - níveis, que são uma combinação de vários poços
simples de filtro curto em uma única escavação.
O número mínimo de poços a serem instalados para fins de
controle é quatro , sendo 1 à montante e 3 à jusante do aterro considerando o
fluxo do aquífero.
O controle da qualidade da água superficial é feito coletando
amostras à montante e à jusante do aterro e comparando com os valores
admissíveis para os usos da água .
O sistema de tratamento de percolado deve ser monitorado
quanto à sua eficiência .
46
Estruturas de Controle
Para que o Aterro Sanitário tenha uma operação adequada faz-se
necessário a existência de instalações que o controlem e o protejam. Estas
unidades são
-Cercas: para o isolamento do aterro visando impedir a entrada de
catadores , animais ou outros elementos que possam prejudicar o andamento
dos serviços. Em regiões de ventos intensos recomenda-se utilizar cercas de
tela móveis para retenção de materiais leves arrastados da frente de
operação.
-Cinturão verde: consiste numa faixa de isolamento de 5 a 10 metros de
largura , composta por arbustos e árvores que impeçam a visualização do
aterro.
-Portaria : sua função é o controle de entrada e saída de veículos da
área do aterro, bem como do tipo de resíduos que carregam .
- Balança: sua função é avaliar a quantidade de resíduos que entram
no aterro , bem como fornece dados para o controle da vida útil do aterro.
-Escritórios: para o desenvolvimento de atividades administrativas
visando o controle de materiais , equipamentos e funcionários.
-Refeitórios, Vestiários e Sanitários : para atendimento das
necessidades dos funcionários
-Galpões para abrigo de veículos e equipamentos e pátio de estocagem
de materiais .
-Estradas internas : devem ser mantidas em condições de operação
garantindo-se o trânsito de veículos mesmo durante períodos de chuva. As
estradas podem ser de uso permanente ou de uso temporário As de uso
permanente devem ser construídas com largura mínima de 8,0 metros com
inclinação longitudinal máxima de 10 %, enquanto as de caráter provisório
devem ter uma largura mínima de 6,0 metros e no máximo uma inclinação
47
longitudinal de 15 %. Ambas devem ter inclinação transversal da ordem de 2
%.
-Iluminação: em aterros operados em período integral há necessidade
de iluminação nos acessos e frente de trabalho afim de ser ter condições de
operacionalidade e segurança.
- Procedimentos Operacionais
-Preparação da área
Esta fase compreende atividades de limpeza da área e o planejamento
das etapas de implantação do aterro indicando as atividades a serem para a
configuração da área para recebimento dos resíduos realizadas ( abertura da
área, implantação de sistemas de proteção ambiental ).
-Execução das Células Sanitárias
Os resíduos devem ser dispostos em células sanitárias . Estas são
executadas compactando-se os resíduos de encontro a um desnível natural do
terreno , ou contra o talude da trincheira ou mesmo o talude de uma camada
de lixo ( célula-mãe), na forma de um tronco de pirâmide, disposta sobre o
terreno .
A compactação é feita em movimentos ascendentes por um trator
esteira formando uma rampa com taludes de inclinação aproximada de 1 (v) :
3( H). Para uma melhor compactação os resíduos são espalhados sobre essa
rampa formando camadas com espessuras aproximadas de 0,4 metros ,
sobre as quais o trator esteira passa de 3 a 5 vezes .
A sobreposição destas camadas irá formar uma célula de lixo de
formato prismático que deverá ser recoberta com camada de terra com
espessura mínima variando de 0,15 a 0,30 cm até cerca de 0,5 m dependendo
das características do material empregado ( susceptibilidade à processos de
erosão) .
48
As dimensões das células dependem da quantidade de resíduos a
serem aterrados . A altura da célula pode varias de 2,0 a 6,0 metros .
Dimensionamento da célula de lixo
Dimensões típicas: b- 3 a 9 m
h-2,4 a 3,6 m
Fórmulas:
h = 3 v (1) fazendo-se L =b= 2 v = 3 p x v (2)
p2 h
A= b2 + 2 x b x h x p (3)
onde
h : altura da célula (m)
v = volume diário ( m3)
p= Talude de rampa de trabalho (1(v) :3 (H=p))
L= profundidade de célula (m)
b= frente de operação (m)
A= área a ser coberta com solo ( m2)
1
h
b p=3
L
h
49
Encerramento do Aterro
Após o encerramento das atividades de disposição de resíduos ainda
se faz necessário a manutenção das superfície final e dos taludes que ficam
sujeitas a recalques e a erosão . Para evitar este processo de deterioração
deve-se evitar o escoamento de águas de chuvas construindo –se um sistema
de drenagem de águas de chuva no entorno do aterro e taludes , como
também executando a camada final com declividade adequada .
Os taludes e patamares do aterro, em toda a sua extensão, devem ser
protegidos como plantio de vegetação adequada, por exemplo, grama
imediatamente após a sua construção . Deste modo recomenda-se que as
obras de encerramento sejam realizadas a medida que o aterro se desenvolve .
A proposta para uso futuro da área deve considerar que o processo de
degradação é longo podendo alcançar períodos superiores a 10 anos e que
após a estabilização ser atingida o aterro apresentará uma resistência
semelhante a turfa.
4-Equipamentos e Mão de Obra
As principais operações realizadas em um aterro são : compactação
e a cobertura de resíduos , corte e transporte de terra , abertura de drenos e
estradas e o nivelamento das superfícies .
Para estas atividades o conjunto básico de equipamentos é constituído
por:
Trator de esteiras: atividades de compactação, cobertura dos
resíduos, corte de terras, preparação e manutenção de estradas e
drenos.
Pás-carregadeiras: corte da terra e transporte , se a jazida de terra
se localizar próxima ao local de utilização. Mais empregada em
aterros de grande dimensões.
Retroescavadeiras: aberturas de valas, execução de drenos,
assentamento de tubulações.
Caminhões basculantes: transporte de materiais diversos.
Motoniveladoras
50
Dados para pré –seleção do Trator de esteiras
Tipo de Operação Quantidade de
lixo (ton/dia)
Potência
indicada (HP)
Compactação e cobertura do lixo
Serviços diversos (adicional de 30%
do tempo de operação)
< 50
< 250
< 500
40 a 50
70 a 90
140 a 160
Compactação e cobertura do lixo
Serviços diversos (adicional de 30%
do tempo de operação)
Corte de terra a uma distância
máxima de 60 m para uso na
cobertura do lixo
< 30
<150
<300
40 a 50
70 a 90
140 a 160
51
3-Compostagem
2.1-Conceito
A compostagem é a transformação biológica aeróbia de matéria
orgânica em material estabilizado ou húmus., que é uma substância escura ,
uniforme com consistência amanteigada e aspecto de massa amorfa , rica em
partículas coloídais.
O composto pode ser utilizado como recondicionador de solos
representando uma fonte de macro e micro nutrientes. Os principais efeitos do
uso do composto no solo são: melhoria da estrutura do solo , aumento da
capacidade de absorção de água , ativação susbtancial da vida microbiana,
melhor aeração, aumento da estabilidade do pH .
3.1 Métodos de compostagem
Basicamente, a compostagem pode ocorrer promovendo-se a
aeração natural através de revolvimentos manuais ou mecanizados ou aplicando-
se a aeração forçada por meio de insuflamento de ar por tubulações perfuradas
ou através de cilindros giratórios denominados de bioestabilizadores .
São exemplos de métodos naturais , o processo tipo “windrow” e de
aeração forçada as pilhas estáticas aceleradas e o uso de bioestabilizadores , o
processo DANO .Os dois primeiros são recomendados para municípios de
pequeno e médio porte e o último para municípios de grande porte.
52
3.2-Etapas de uma usina de compostagem
A usina de compostagem, em geral, por várias etapa, como
apresentado a seguir:
Recepção , triagem primária, bioestabilizador, peneira rotativa, pátio de
maturação primária , pátio de maturação secundária , beneficiamento.
Recepção , triagem primária, trituração, pátio de maturação primária , pátio
de maturação secundária .
Recepção , triagem primária, peneira rotativa, pátio de maturação primária ,
pátio de maturação secundária , beneficiamento
Algumas recomendações para as unidades que compõe a usina são:
recepção : prever balança rodoviária; fosso coberto e com sistema de
drenagem de percolado
triagem: utilizar motores a prova de água e pó , esteira com largura útil
mínima de 1 m e velocidade entre 6 a 12 m / min ; no caso de peneira usar tipo
rotativo, com seção circular ou sextavada , malha de , no mínimo 5 cm , e
rotação entre 12 a 20 rpm.
Pátio de compostagem : área deve incluir setores de peneiramento,
secagem e armazenamento do composto curado; leiras com altura entre 1,2 e
1,80 e larguras entre 2,5 a 4,5 m com formas que podem ser piramidal em cunha
ou tronco piramidada; sistema de drenagem de percolado.
Beneficiamento: peneiras rotativas de seção circular ou hexagonal , com
malha de cerca de 20 mm de abertura.
Outras instalações: posição adequada de acesso e segurança para
administração , viveiros de mudas e horta, e aterro com capacidade mínima de 10
anos de operação.
53
3.3 Processo biológico de compostagem
O processo de compostagem pode ser definido como um processo
controlado de decomposição da microbiana de oxidação e oxigenação de uma
massa heterog6enea de matéria orgânica no estado sólido e úmido.
O processo possue duas fases:
Fase 1 ou de bioestabilização: a temperatura eleva-se até , temperaturas
termofílicas na faixa ótima de 55 a 60 oC a qual deve ser controlada pela
revolvimento e pela unidade. Nesta fase , o composto possue características de
pH ( 6,0) e relação C: N ( 18:1) não danosas ao cultivo de espécies vegetais,
Fase 2 , denominada de cura, na qual as temperaturas são mesofílicas
( 45oC a 55 oC ) . Nesta fase a matéria atinge as características de húmus ( C:N
de 12:1 e pH entre 6,0 e 8,0)
3.4- Fatores que influenciam no processo
Os fatores que intervêm no processo e que portanto devem ser
controlados são:
Microrganismos: Os principais microrganismos são as bactérias , fungos
e actinomicetos. As bactérias são mais ativas na fase termófila , decompondo a
matéria orgânica em compostos menores, os fungos e o actinomicetos tem o
papel de decompor resíduos resistentes tais como materiais celulósicos
Unidade : a umidade é importante para permitir a atividade biológica. O
teor de umidade ótimo é 55 %
Oxigenação: é essencial para o processo, deve existir um concentração na
fase termófila de 5 % de O2 . Para o dimensionamento de equipamentos de
insuflamento recomenda-se uma taxa de 0,3 a 0,6 m3 de ar /kg de STV .dia
54
Temperatura: deve-se manter o processo inicialmente na faixa ideal de
temperatura em torno de 55 oC para a eliminação de ervas daninhas e
microrganismos patogênicos.
Relação C:N: a proporção ótima situa-se na faixa de 30 :1 e ao final do
processo deve ser 10:1. Relações mais elevadas tornam o processo mais lento,
enquanto proporções menores não possibilita a mineralização do carbono até a
eliminação do excesso de N na forma de amônia. Se o composto for disposto
com alta relação C:N haverá consumo do N do solo, em caso contrário, se a
relação for baixa, ocorrerá liberação de amônia que pode causas danos ao cultivo
pH : o processo conduz o pH incialmente ácido para alcalino
.Tamanho da partícula: o tamanho ideal está entre 1 a 5 cm, pois deve-se
permitir a aeração adequada.
3.5- Controle dos Impactos
Emanação de vetores: localização , ventos predominantes, cinturão verde,
operação eficiente, recobrimento de leiras durante os primeiros dez dias com uma
camada de composto maturado ( 45 % de umidade e 20 cm de espessura)
Proliferação de vetores: operação eficiente, limpeza de áreas e
equipamentos, cobertura da leira com material maturado
Produção de Percolado: operação das leiras com umidade de projeto,
aumento do ciclo de reviramento, incorporar composto maturado seco.
Produção de rejeitos: aterramento adequado.
3.6-Exemplo:
-Escolha do local de acordo com os critérios ambientais
-Dimensionamento da área necessária
-Dados:
produção : 13 toneladas de resíduo orgânico
peso específico 0,6 ton/m3
55
Dimensões adotadas para as leiras:altura: 1,50 m e largura de 3,0 m
Método natural ; Tempo do processo: 100 dias
-Área da seção reta (As)
-Volume da Leira (V) Comprimento da leira (C)
As = 3,0 x 1,5 =2,25
2
V = 13 = 21,67 m3
0,6
C = 21,67 = 9,63 m
2,25
adotado: 10 m
Dimensão da Leira: 1,50 x 3,00 x 10,00
Área da base: 10 x 3,00= 30,00 m2
Área para revolvimento: 30,00 m2
Área útil: 100 x 60= 6000 m2
Adota-se:
-área de estocagem de produtos recicláveis: 70 m2
-área de circulação e estacionamento : 10% da área útil
-área das estruturas de apoio (escritório, equipamentos): 100 m2
Área total: 6770 m 2
56
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