Prosab5 Tema 3

Ministrio daCincia e Tecnologia

Financiadores

apoio

3Resduos slidosEstudos de Caracterizao e Tratabilidade de Lixiviados de Aterros Sanitrios para as Condies Brasileirascoordenadora Luciana Paulo Gomes

Resduos slidos

3

coordenadores

Luciana paulo Gomes (coordenador da rede)

Laboratrio de Microbiologia de Resduos da Unisinos

Av. Unisinos, 950, Caixa Postal 275

CEP 93022-000 So Leopoldo, RS

Tel. (51) 3590-8464 e-mail: [email protected]

Ariuska Karla Barbosa amorim

Departamento de Engenharia Civil e Ambiental da UnB

Campus Universitrio Darcy Ribeiro, Asa Norte

CEP 70910-090 Braslia, DF

Tel. (61) 3307-2304 ramal-32 e-mail: [email protected]

armando Borges de castilhos Junior

Departamento de Engenharia Sanitria

e Ambiental da UFSC

Campus Universitrio, Trindade Caixa Postal 476

CEP 88040-970 Florianpolis, SC


lvaro Luiz Gonalves cantanhede

Departamento de Recurso Hdricos e

Meio Ambiente da UFRJ

Centro de Tecnologia Caixa Postal 68570

Cidade Universitria, Ilha do Fundo

CEP 21941-972 Rio de Janeiro, RJ

Tel. (21) 2562-7982 / 7983 e-mail: drhima@poli.

ufrj.br

Fernando Fernandes

Centro de Tecnologia e Urbanismo da UEL

Rodovia Celso Garcia Cid, PR 445, km 380

Campus Universitrio

CEP 86051-990 Londrina, PR


Joo alberto Ferreira


e do Meio Ambiente da UERJ

Rua So Francisco Xavier, 524

CEP 20550-013 Rio de Janeiro, RJ


Jos Fernando Thom Juc

Departamento de Engenharia Civil da UFPE

Centro de Tecnologia e Geocincias

Rua Acadmico Hlio Ramos, s/n Cidade Universitria

CEP 50740-530 Recife, PE

Tel. (81) 2126-8224 / 8222 e-mail: [email protected]

Liste celina Lange


e Ambiental da UFMG

Avenida do Contorno, 842 7 andar

CEP 30110-060 Belo Horizonte, MG


Valderi duarte Leite

Departamento de Qumica da UEPB

Avenida das Baranas, 351

Campus Universitrio Bodocong

CEP 58109-753 Campina Grande, PB


coLaBoradores

Jurandyr povinelli eesc/Usp

pedro alm sobrinho poLi/Usp

9 788570 221636

ISBN 978-85-7022-163-6

Instituies ParticipantesUEL, UEPB, UERJ, UFMG, UFPE, UFRJ, UFSC, UNB, UNISINOS

Rede Cooperativa de Pesquisas

Tratamento, disposio e reciclagem de resduos slidos, com nfase no tratamento do lixiviado e tendo em vista a proteo dos corpos dgua.

Esta publicao um dos produtos da Rede de Pesquisas sobre Tratamen-to, disposio e reciclagem de resduos slidos, com nfase no tratamento do lixiviado e tendo em vista a proteo dos corpos dgua do Programa de Pesquisas em Saneamento Bsico PROSAB - Edital 05, coordenada pelo Profa. Luciana Paulo Gomes do Programa de Engenharia Civil da Universidade do vale do Rio dos Sinos - UNISINOS.

O PROSAB visa ao desenvolvimento e aperfeioamento de tecnologias nas reas de guas de abastecimento, guas residurias (esgoto), resduos sli-dos (lixo e biosslidos), manejo de guas pluviais urbanas, uso racional de gua e energia, que sejam de fcil aplicabilidade, baixo custo de implanta-o, operao e manuteno, bem como visem recuperao ambiental dos corpos dgua e melhoria das condies de vida da populao, especial-mente as menos favorecidas e que mais necessitam de aes nessas reas.

At o final de 2008 foram lanados cinco editais do PROSAB, financiados pela FINEP, pelo CNPq e pela CAIXA, contando com diferentes fontes de re-cursos, como BID, Tesouro Nacional, Fundo Nacional de Recursos Hdricos (CT-HIDRO) e recursos prprios da Caixa. A gesto financeira compartilhada do PROSAB viabiliza a atuao integrada e eficiente de seus rgos financia-dores que analisam as solicitaes de financiamento em conjunto e tornam disponveis recursos simultaneamente para as diferentes aes do programa (pesquisas, bolsas e divulgao), evitando a sobreposio de verbas e tor-nando mais eficiente a aplicao dos recursos de cada agncia.

Tecnicamente, o PROSAB gerido por um grupo coordenador interinstitu-cional, constitudo por representantes da FINEP, do CNPq, da CAIXA, das universidades, da associao de classe e das companhias de saneamento. Suas principais funes so: definir os temas prioritrios a cada edital; analisar as propostas, emitindo parecer para orientar a deciso da FINEP e

Apresentao

do CNPq; indicar consultores ad hoc para avaliao dos projetos; e acom-panhar e avaliar permanentemente o programa.

O Programa funciona no formato de redes cooperativas de pesquisa for-madas a partir de temas prioritrios lanados a cada Chamada Pblica. As redes integram os pesquisadores das diversas instituies, homogeneizam a informao entre seus integrantes e possibilitam a capacitao perma-nente de instituies emergentes. No mbito de cada rede, os projetos das diversas instituies tem interfaces e enquadram-se em uma proposta glo-bal de estudos, garantindo a gerao de resultados de pesquisa efetivos e prontamente aplicveis no cenrio nacional. A atuao em rede permite, ainda, a padronizao de metodologias de anlises, a constante difuso e circulao de informaes entre as instituies, o estmulo ao desenvolvi-mento de parcerias e a maximizao dos resultados.

As redes de pesquisas so acompanhadas e permanentemente avaliadas por consultores, pelas agncias financiadoras e pelo Grupo Coordenador, atravs de reunies peridicas, visitas tcnicas e o Seminrio de Avaliao Final.

Os resultados obtidos pelo PROSAB esto disponveis atravs de manuais, livros, artigos publicados em revistas especializadas e trabalhos apresenta-dos em encontros tcnicos, teses de doutorado e dissertaes de mestrado publicadas. Alm disso, vrias unidades de saneamento foram construdas nestes ltimos anos por todo o pas e, em maior ou menor grau, utilizaram informaes geradas pelos projetos de pesquisa do PROSAB

A divulgao do PROSAB tem sido feita atravs de artigos em revistas da rea, da participao em mesas-redondas, de trabalhos selecionados para apresentao em eventos, bem como pela publicao de porta-flios e fol-ders e a elaborao de maquetes eletrnicas contendo informaes sobre os projetos de cada edital. Todo esse material est disponvel para consulta e cpia no portal do Programa (www.finep.gov.br/prosab/index.html).

Jurandyr Povinelli EESC

Ccero O. de Andrade Neto UFRN

Deza Lara Pinto CNPq

Marcos Helano Montenegro MCidades

Sandra Helena Bondarovsky CAIXA

Jeanine Claper CAIXA

Luis Carlos Cassis CAIXA

Anna Virgnia Machado ABES

Ana Maria Barbosa Silva FINEP

Clia Maria Poppe de Figueiredo FINEP

Grupo Coordenador do prosAb:

O edital 5 do PROSAB foi financiado pela FINEP,CNPq e CAIXA com as seguintes fontes de recursos: Fundo Setorial de Recursos Hdricos e Recursos Ordinrios do Tesouro Nacional do Fundo Nacional de Desenvolvimento Cientfico e Tecnolgico e Caixa Econmica Federal.

perodo do Edital 5

Copyright 2009 ABES RJ

1 Edio tiragem: 1000 exemplares

Coordenadora Luciana Paulo Gomes

Reviso Zeppelini Editorial

Impresso J. Sholna

Estudos de caracterizao e tratabilidade de lixiviados de aterros sanitrios para as condies brasileiras/Luciana Paulo Gomes (coordenadora). Rio de Janeiro: ABES, 2009

360p.: il

Projeto PROSAB

ISBN: 978-85-7022-163-6

1. Resduos slidos urbanos 2. Lixiviado de aterro 3. Tratabilida-de 4. Caracterizao I. Gomes, Luciana Paulo

Estudos de Caracterizao e Tratabilidade de Lixiviados de Aterros Sanitrios para as Condies Brasileiras

Luciana paulo Gomescoordenadora

So Leopoldo, RS 2009

Editora ABES

Coordenadores de Projetolvaro Luiz Gonalves Cantanhede UFRJ

Ariuska Karla Barbosa Amorim UNB

Armando Borges de Castilhos Junior UFSC

Fernando Fernandes UEL

Joo Alberto Ferreira UERJ

Jos Fernando Thom Juc UFPE

Liste Celina Lange UFMG

Luciana Paulo Gomes UNISINOS

Valderi Duarte Leite UEPB

ConsultoresJurandyr Povinelli EESC/USP

Pedro Alm Sobrinho EPUSP

Autores

Alvaro Luiz Gonalves CantanhedeAna Silvia Pereira dos Santos VianaAndr Luiz Hossaka Ariuska Karla Barbosa AmorimAudinil MaringondaArmando Borges de Castilhos JuniorBruno de Oliveira FreitasCamille Ferreira MannarinoCeclia Maria Mota LinsClaudia Lavina MartinsCynthia Fantoni Alves FerreiraDaniele Maia BilaDeize Dias LopesEduardo Antnio Maia LinsElisabeth RitterEneida Campos Felipe de BritesFabrcia Maria Santana SilvaFelipe Gustavo TrennepohlFernando Augusto MoreiraFernando FernandesGisselma Aparecida BatistaHarley Alves da Mata BacelarIene Christie FigueiredoIsabela Maria BarrosoJoo Alberto FerreiraJoo Carlos Xavier de BritoJos Fernando Thom JucJos Henrique Rabello Penido MonteiroJos Tavares de Sousa TavaresJuacyara Carbonelli CamposJurandyr PovinelliLdia Yokoyama

Lidiane Freire de SListe Celina LangeLuciana Paulo GomesLuciano de Andrade GomesLcio Vianna AlvesLuis Alcides Schiavo MirandaMarcelo Oliveira CaetanoMaria Cristina Moreira AlvesMaurcio Alves da Motta SobrinhoMercia Regina Domingues MorettoMiriam Cristina Santos do AmaralPedro Alm SobrinhoRaquel Simes Oliveira FrancoRejane Helena Ribeiro da CostaRicardo Dias de Sena Sandra Mrcia Cesrio Pereira da SilvaValderi Duarte LeiteWagner Guadagnin MoraviaWilton Silva Lopes

Equipes dos projetos de pesquisa

UFRJCoordenadorlvaro Luiz Gonalves Cantanhede

EquipeIene Christie Figueiredo

Ana Silvia Viana

Harley Bacelar

Aline Verl

Rodrigo Takahashi

Lana Gopfert

Lvia Dias Coelho

Ana Carolina Vater

Vanessa Lemos

Maria Cristina Treitler

Eduardo Pacheco Jordo

Jackeline Bah

Jos Henrique Penido

Ricardo Sena

Lucio Viana

UERJCoordenadorJoo Alberto Ferreira

EquipeElisabeth Ritter

Daniele Maia Bila

Gandhi Giordano

Juacyara Carbonelli Campos

Lidia Yokoyama

Josino Costa Moreira

Ana Rosa Linde Arias

Camille Ferreira Mannarino

Adriana Brasil Vargas

Raquel Simes Oliveira Franco

Marcello Figueiredo dos Santos

Gisele Pereira

Christian Esteves Portugal

Joo Antonio da Costa Pires

Rita de Cssia Pinheiro Fernandes

Grazieli Simes

Maria Emilia Drumond Blauski

Bruno da Silva Machado

Carolina Menezes Firmino

guas de Niteri

Companhia Municipal de limpeza Urbana de Niteri CLIN

Companhia de Saneamento Municipal de Juiz de Fora CESAMA

Depart. Municipal de Limpeza Urbana de Juiz de Fora DEMLURB

UELCoordenadorFernando Fernandes

EquipeSandra Mrcia M. C. P. Silva

Deize Dias Lopes

Andr L. Hossaka

Audinil Maringonda Jr.

Alessandra P. Vieria

Felipe Gustavo Trennepohl

lson Felice

Carolina Alves do Nascimento

Gisselma A. Batista

William Caixeta

Ccera Maria G. De Castro

Baslio Yamasaki

Renan Schavarski

Carlos Eduardo Cardamoni

UNBCoordenadoraAriuska Karla Barbosa Amorim

EquipeCristina Celia Silveira Brando

Ricardo Silveira Bernardes

Mercia Regina Domingues Moretto

Eneida Campos Felipe de Brites

Luciano de Andrade Gomes

Nvea Thas Silva Santos

Carolina de Novaes Salomo

Paula Rejane Bernardes

Juliana Aparecida Ribeiro

UFMGCoordenadorListe Celina Lange

EquipeWagner Guadagnin Moravia

Fernando Augusto Moreira

Cynthia Fantoni Alves Ferreira

Miriam Cristina Santos do Amaral

Kleber Venncio Bonitese

Luana Kessia Lucas Alves Martins

Fabrcia Gonalves Moreira

Rodrigo Jonatas R. de Mendona

Camila Andreva de Castro

Jonas Vale Lara

Lineker Max Goulart Coelho

UFPECoordenadorJos Fernando Thom Juc

EquipeMaria Cristina Moreira Alves

Eduardo Antonio Maia Lins

Cecilia Maria Mota Lins

Fabricia Silva

Antonio Rodrigues de Brito

Taciana Santos

Rafael Fernandes

Lidiane de S

Maurcio Motta

Rodrigo de Lira

UEPBCoordenadorValder Leite

EquipeJos Tavares de Sousa

Wilton Silva Lopes

Fernando Fernandes Vieira

Maria Luciana D. Luna

Danuza Campos Costa

Patrcia Carvalho Ramos

Edilma Rodrigues Bento

Maria Janana de Oliveira

Fernanda Patrcio do Monte

Jos Raniery Rodrigues Cirne

UFSCCoordenadorArmando Borges de Castilhos Jr.

EquipeRejane H. R. da Costa

William G. Matias

Ctia Regina S. de Carvalho Pinto

Claudia Lavina Martins

Heloisa Fernandes

Israel Fernandes de Aquino

Thales dias Seabra Pereira

Ismael Hernandes Pereira Jr.

Viviane Furtado Velho

Rafaela dos Santos Machado

UNISINOSCoordenadoraLuciana Paulo Gomes

EquipeLuis Alcides Schiavo Miranda

Aldrim Vargas de Quadros

Fernanda Comassetto

Marcelo Oliveira Caetano

Andrissa de Oliveira Cardoso

Brbara de Azambuja Borges

Cristiane Aikawa Sard

Elisa Schoenell

Marcelo Fernandes Ritter

Marina Medtler

sumrio

1 IntroduoReferncias Bibliogrficas

2 Gerao e caractersticas do lixiviadoIntroduo2.1

Lixiviados de aterros sanitrios2.2

Caractersticas dos lixiviados estudados no prosab2.3

Estudo de tratabilidade para lixiviado estabilizado2.4

Reflexes sobre rotas de caracterizao como 2.5 ferramenta de apoio aos sistemas de tratamento

Consideraes finais2.6

Referncias bibliogrficas

3 Estudo do processo de stripping de amnia de lixiviado de aterro sanitrio

Introduo 3.1

Sistemas estudados no Prosab3.2

Discusses finais3.3

Referncias Bibliogrficas

4 Tratamento fsico-qumico de lixiviados: estudos em escala de bancada com precipitao qumica, coagulao/floculao, adsoro com carvo ativado e reagente de fenton

Introduo4.1

Processos fsico-qumicos utilizados no 4.2 tratamento de lixiviados




5 Tratamento de lixiviados de aterro sanitrio em sistema de lagoas

Introduo5.1 Princpios gerais do tratamento de efluentes em lagoas5.2 Sistemas estudados no Prosab5.3 Consideraes finais5.4


6 Aplicao de tratamentos biolgicos anaerbios para lixiviados de RSU

Introduo6.1

Sistemas anaerbios aplicados ao tratamento do lixiviado6.2


Discusses finais6.4


7 Tratamento biolgico aerbio com remoo de nitrognio em sistemas de lodos ativados

Introduo 7.1

Processos de remoo biolgica de nitrognio7.2

Configuraes dos sistemas remoo 7.3 biolgica de nitrognio




8 Tratamento combinado de lixiviados de aterros de resduos slidos urbanos com esgoto sanitrio

Introduo8.1

Tratamento combinado 8.2




9 Tratamentos no-convencionais: estudos iniciais em barreiras, banhados e camadas de cobertura superficial

Introduo9.1




10 Tratamento de lixiviados por evaporao Introduo10.1

Evaporao natural e forada10.2




Segundo a mais recente Pesquisa Nacional de Saneamento Bsico (IBGE, 2000), o Bra-sil produz diariamente cerca de 230 mil toneladas de resduos slidos. Quase a tota-lidade desses resduos disposta no solo, seja em forma de aterros sanitrios, aterros controlados ou vazadouros a cu aberto (Figura 1).

A opo pelos aterros sanitrios se deve ao fato de essa ser, hoje, a forma de disposi-o mais vivel dentro da realidade brasileira, tanto do ponto de vista tcnico quanto de ponto de vista econmico. Suas caractersticas construtivas permitem minimizar os efeitos das duas principais fontes de poluio oriundas dos resduos slidos: o gs do aterro e o lixiviado. Entretanto, minimizar no sinnimo de eliminar, de modo que o aterro por si s no consegue resolver todos os problemas relacionados disposio de resduos slidos.

O gs do aterro, mistura do biogs gerado na decomposio anaerbia dos resduos slidos e de compostos volteis liberados por eles, pode ser drenado atravs de tubula-es adequadas e encaminhado para queima ou eventual aproveitamento energtico. O lixiviado, porm, um problema mais complexo.

As dificuldades encontradas pelos pesquisadores e engenheiros para tratar o lixiviado de aterros sanitrios talvez se devam ao fato de ser um problema relativamente novo para a engenharia sanitria nacional. Ele novo porque, antes da dcada de 1970 quando comeou a implantao de aterros sanitrios com impermeabilizao da base

1IntroduoJurandyr Povinelli, Pedro Alem Sobrinho

RESDUOS SLIDOS20

ele simplesmente no existia. Ou melhor, sim, existia, mas como um problema de contaminao do subsolo e das guas subterrneas, um lquido que infiltrava por toda a extenso da base dos aterros. No sendo coletado e conduzido a um nico ponto de sada, no fazia sentido pensar num tratamento para o mesmo.

A impermeabilizao da base dos aterros conseguiu praticamente eliminar o principal risco ambiental, que seria a contaminao dos aquferos pela infiltrao do lixiviado. Entretanto, agora recolhido pelo sistema de drenagem, o lixiviado no pode ser lana-do diretamente num corpo receptor. Suas caractersticas fsico-qumicas lhe conferem um elevado potencial poluidor, o que requer tratamento. Esse tratamento tem sido um desafio aos profissionais da rea, e as diversas alternativas propostas ao longo dos anos, no Brasil e no exterior, no tm sido satisfatrias. Assim, como dito por Jardim (2006), o tratamento do lixiviado hoje apontado pela grande maioria dos tcnicos da rea como o principal problema associado aos aterros sanitrios.

Os estudos sobre a composio do lixiviado iniciaram no princpio da dcada de 1970 (FLECK, 2003) e os primeiros estudos sobre seu tratamento datam da segunda metade da mesma dcada. Lima (1988) destaca que o incio da participao brasileira no estu-do do lixiviado se deu com o trabalho de Oliveira (1971), que descreveu os mecanismos bsicos atravs dos quais um aterro sanitrio construdo e operado inadequadamente pode poluir as guas subterrneas e superficiais. Em comparao ao tratamento de gua e de esgoto, problemas com os quais a humanidade se defronta desde tempos imemoriais e cientificamente estudados desde o sculo 19, percebe-se que trata-se,

FONTE: IBGE (2000).

Figura 1Destino final dos resduos slidos urbanos no Brasil segundo as vrias formas de disposio, em porcentagem da massa total.

INTRODUO 21

de fato, de uma novidade. Talvez devido a essa tradio de dcadas no tratamento de esgoto, aliada a sua aparente semelhana com o lixiviado, os engenheiros sanitaristas, no s no Brasil, mas no mundo inteiro, optaram pelo uso das mesmas tcnicas e parmetros de projeto para tratar um e outro.

Os insucessos obtidos, mais uma vez no s no Brasil, mas em todo o mundo, apon-tam para a necessidade de se repensarem as estratgias at agora adotadas. pre-ciso que se busquem processos adequados para o tratamento do lixiviado, os quais possam ser aplicados dentro da realidade brasileira. Com esse objetivo em mente, foi organizada uma rede de pesquisas dentro do Edital 5 do Programa de Pesquisas em Saneamento Bsico (Prosab).

As pesquisas desenvolvidas ao longo da vigncia do Edital 5 (dois anos) esto apre-sentadas nesta publicao. Cada grupo de tcnicas de tratamento foi reunido em um captulo especfico. Isso permite que cada um, exceo do captulo referente ca-racterizao do lixiviado, possa ser consultado independentemente dos demais. Em seguida, ser feita uma pequena descrio do contedo desta publicao, o que for-necer ao leitor um panorama global. Cumpre ressaltar que, embora esta obra seja um reflexo do trabalho conjunto de todo o grupo envolvido, as informaes apresentadas em cada captulo so de exclusiva responsabilidade de seus autores.

Para que se possa tratar de forma eficaz um determinado efluente, necessrio conhe-c-lo. Esta a funo do Captulo 2. Ali se faz notar que, a despeito da grande variabi-lidade observada, alguns padres so comuns a todos os aterros. Tambm se discute os possveis efeitos deletrios do lanamento de lixiviado in natura nos corpos dgua.

As vazes de lixiviado dependem essencialmente do histrico de chuvas sobre o aterro. Sua estimativa uma das grandes dificuldades encontradas ao se projetar uma estao de tratamento. Alguns mtodos para essa estimativa so apresentados, a mero ttulo ilustra-tivo. J as concentraes das diversas substncias esto ligadas ao tempo de aterramento. As principais variveis que influenciam na velocidade de biodegradao dos resduos ater-rados so apresentadas, porm apenas de forma qualitativa, sem pretenso de capacitar os leitores para esse tipo de avaliao, o que estaria fora do escopo desta publicao. Em contrapartida, so apresentadas tabelas com as faixas mais provveis de variao das diversas variveis fsico-qumicas de aterros localizados no Brasil e no exterior.

Em termos da caracterizao do lixiviado, os autores descrevem tanto tcnicas e vari-veis usuais da engenharia sanitria (DQO, pH, alcalinidade e outras) quanto tcnicas mais recentes, ainda no padronizadas, como a determinao da distribuio de mas-sas moleculares. Os resultados obtidos com esses mtodos indicam que as anlises convencionais devem ser interpretadas com muito cuidado, pois o lixiviado no se

RESDUOS SLIDOS22

comporta como o esgoto sanitrio. Tambm se apresenta uma relao de compostos identificados em diversos trabalhos com o uso de cromatografia gasosa acoplada espectrometria de massas.

Por fim, apresentam-se fluxogramas para sistematizar a caracterizao de lixiviados e a escolha das melhores alternativas de tratamento, bem como para avaliar sistemas de tratamento j existentes.

Os captulos seguintes abordam os diversos mtodos de tratamento estudados pela rede. Em primeiro lugar esto apresentados os processos fsico-qumicos, seguidos dos biolgicos e do tratamento combinado com esgoto sanitrio.

Uma caracterstica comum observada nos lixiviados de aterros brasileiros a elevada concentrao de nitrognio, encontrado principalmente na forma amoniacal. Por essa razo, especial nfase foi dada aos estudos acerca da remoo dessa substncia. Os resultados obtidos por essa rede de pesquisas mostraram que os tratamentos biolgi-cos no so suficientes para o tratamento do lixiviado dos aterros brasileiros, devendo ser feitas associaes com processos fsico-qumicos.

Dentre os processos fsico-qumicos, o que se revelou mais eficaz para a remoo do nitrognio amoniacal foi o arraste (stripping). Por essa razo, o Captulo 3 foi dedica-do inteiramente ao assunto. O arraste consiste no favorecimento da volatilizao da amnia no ionizada, obtido normalmente pelo aumento do contato entre o lixiviado e o ar e pela elevao do pH. O arraste foi estudado em torres recheadas, em lagoas rasas, em reatores de chicanas e em tanques dotados de agitao. Tambm se avaliou o arraste em amostras pr-tratadas por precipitao qumica em meio alcalino.

O arraste em torres permitiu, aps elevao do pH, no pior dos casos, a remoo de mais de 90% da amnia com um tempo de deteno de quatro horas. Os custos estimados para o arraste em torres recheadas foram muito elevados, o que indica que essa tcnica, apesar de eficaz, ainda depende de muitos estudos para se tornar vivel em escala real. Os resultados dos testes de arraste em amostras previamente tratadas com hidrxido de clcio revelaram eficincias acima de 90 % em at seis horas, desde que houvesse adequado suprimento de ar, de modo bastante semelhante s torres recheadas.

As lagoas rasas tambm mostraram uma alta eficincia de remoo, acima de 95%, com custo bastante baixo. Entretanto, o tempo de deteno requerido, cerca de 60 dias, implica na construo de unidades muito grandes, o que dificulta sua aplicao.

Os reatores de chicanas, operados de vrios modos diferentes, apresentaram remoo de nitrognio amoniacal bastante variada, entre 6 e 73%, para o tempo de deteno utilizado, de 12 dias. Os tanques dotados de agitao tambm apresentaram baixa eficincia, em torno de 30 %, com tempo de deteno de 20 dias.

INTRODUO 23

Os demais processos fsico-qumicos esto apresentados no Captulo 4. Todos os re-sultados se referem a estudos em escala de bancada. O processo identificado como mais eficaz foi a oxidao com reagente de Fenton, a qual permitiu remoes de 90% da cor e 80% da DQO. Em um futuro prximo, esse processo deve receber mais aten-o por parte dos pesquisadores. A precipitao qumica com adio de compostos de fosfato e magnsio conduziu a elevadas remoes de amnia, mas baixa remoo de DQO e alta concentrao residual de fsforo. A reao rpida e o lodo formado tem potencial para ser usado como fertilizante, porm o custo do processo ainda proi-bitivo. A precipitao com hidrxido de clcio mostrou-se muito efetiva na remoo de cor, turbidez e alguns metais, mas no se revelou eficaz para remover DQO, DBO, nitrognio e fsforo. O lodo gerado se caracterizou como no perigoso. Por fim, a coagulao-floculao se revelou inapropriada para o tratamento do lixiviado.

O tratamento em lagoas, embora apresente usualmente eficincia muito baixa em sis-temas reais, merece ateno porque utilizado na grande maioria dos aterros brasilei-ros. Alm disso, independentemente da alternativa de tratamento escolhida, a grande variabilidade da vazo do lixiviado exige a presena de um tanque de equalizao a montante da estao. O Captulo 5 descreve as pesquisas realizadas com diversos tipos de sistemas de lagoas. Os resultados diferiram bastante entre os diversos grupos de pesquisa, com a predominncia de baixssimas eficincias. Apenas lagoas muito rasas e com elevados tempos de reteno apresentaram bons resultados, com atividade fotossinttica e elevada remoo de amnia por stripping.

O Captulo 6 est dedicado aos sistemas biolgicos anaerbios. Foram estudados fil-tros biolgicos, tambm conhecidos como reatores biolgicos de leito fixo, e reatores em bateladas sequenciais. Os filtros anaerbios mostraram desempenho varivel. En-tretanto, parecem ser eficientes para remoo da DQO de lixiviados novos. J para o lixiviado de aterros maduros, a eficincia de remoo de DQO diminui sensivelmente e o sistema ineficiente na remoo de amnia.

Os estudos com sistemas aerbios (Captulo 7) estiveram focados na remoo de ni-trognio amoniacal pelo processo de nitrificao-desnitrificao, particularmente pela via curta (via nitrito). Foi necessrio o uso de etanol como fonte de carbono para desnitrificao, pois o lixiviado bruto mostrou-se inadequado como tal. Os resultados foram promissores, porm indicaram que deve haver um estrito controle da operao para se manterem as condies ideais no interior dos reatores.

O tratamento conjunto com o esgoto sanitrio em ETEs uma alternativa bastante in-teressante e j aplicada em alguns pases. Entretanto, h questionamentos quanto ao efeito de tal codisposio sobre a eficincia das estaes. Os trabalhos desta rede que abordaram esse problema esto apresentados no Captulo 8. Ensaios em teste de jarros

RESDUOS SLIDOS24

de modo que seja possvel, num futuro prximo, estarmos preparados para enfrentar de forma decisiva o tratamento do lixiviado.

Referncias BibliogrficasFLECK, E. Sistema integrado por filtro anaerbio, filtro biolgico de baixa taxa e banhado cons-trudo aplicado ao tratamento de lixiviado de aterro sanitrio. 176 f. Dissertao (Mestrado em Engenharia de Recursos Hdricos e Saneamento Ambiental) - Instituto de Pesquisas Hidrulicas, Universidade Federal do Rio Grande do Sul, Porto Alegre, RS, 2003.

INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA E ESTATSTICA (IBGE). Pesquisa nacional de saneamento bsico. Apresentada em 2000. Disponvel em: . Acesso em: 3 nov, 2008.

JARDIM, F. Destino final: problema ou soluo? Gesto de Resduos, v. 1, n. 1, p. 14-20, 2006.

LIMA, L.M.Q. Estudo da influncia da reciclagem de chorume na acelerao da metanognese em aterro sanitrio. 242 f. Tese (Doutorado em Hidrulica e Saneamento) - Departamento de Hidrulica e Saneamento, Escola de Engenharia de So Carlos, Universidade de So Paulo, So Carlos, SP, 1988.

OLIVEIRA, W.E. Resduos slidos e poluio das guas. In: CONGRESSO BRASILEIRO DE ENGENHA-RIA SANITRIA, 6, 1971, Anais... Rio de Janeiro, RJ, 1971.

mostraram que a adio de lixiviado causou uma pequena diminuio da eficincia do tratamento por coagulao-floculao. No que diz respeito aos processos biolgicos aerbios, a adio de lixiviado no prejudicou a eficincia do tratamento. O mesmo no ocorreu com o tratamento anaerbio em reatores UASB, o qual aparentemente necessita de pr-tratamento por stripping para remover o excesso de nitrognio amo-niacal. O tratamento em lagoas prejudicado, embora esse efeito seja diminudo caso se adote pr-tratamento por stripping. A adio de lixiviado no parece aumentar a toxicidade do efluente das ETE.

No Captulo 9 so apresentados sistemas de tratamentos no convencionais como barreiras qumicas e banhados construdos e o uso de camadas evapotranspirativas para minimizar a produo do lixiviado. Na rede de resduos slidos do Prosab, foram enfocados ainda de forma preliminar, sendo os resultados apresentados com ressalvas, j que as pesquisas ainda se encontram em nvel inicial e demandam continuidade dos estudos. O uso de zelitas em barreiras reativas permeveis mostrou que estas tm grande eficincia inicial na remoo de amnia, porm saturam rapidamente e no apresentam o mesmo desempenho quando regeneradas. O custo da zelita tambm elevado. Banhados com taboas mostraram-se capazes de se adaptarem a misturas de esgoto e lixiviado, mas no chegaram a ser testados com lixiviado puro.

O Captulo 10 discorre sobre o uso de evaporadores. Nesses sistemas o que se busca diminuir o volume a ser tratado ou disposto. Na situao ideal, todo o lquido passa para a fase de vapor, sendo liberado na atmosfera, enquanto os slidos se acumulam no fundo do sistema, podendo retornar ao aterro. As solues estudadas no mbito do Prosab so teis apenas para aterros de pequeno porte por terem pequeno rendi-mento. Evaporadores baseados na luz solar apenas so aplicveis em regies quentes e secas, enquanto aqueles que fazem uso do biogs gerado no aterro podem ser usados em outras condies climticas.

Tcnicas no convencionais para o ps-tratamento do lixiviado, por terem sido en-focadas ainda de forma muito preliminar, so apresentadas nos apndices. O uso de zelitas em barreiras reativas permeveis mostrou que estas tm grande eficincia inicial na remoo de amnia, porm saturam rapidamente e no apresentam o mes-mo desempenho quando regeneradas. O custo da zelita tambm elevado. Banhados com taboas mostraram-se capazes de se adaptarem a misturas de esgoto e lixiviado, porm no chegaram a ser testados com lixiviado puro.

Os resultados compilados ao final desta rede de pesquisas mostram que o pas j supe-rou a fase de abordagem incipiente, estando capacitado a estudar o problema em pro-fundidade. Contudo, muito ainda resta a ser feito. O caminho frente longo. Cabe aos pesquisadores e s agncias financiadoras manter o ritmo e nvel das pesquisas,

INTRODUO 25

de modo que seja possvel, num futuro prximo, estarmos preparados para enfrentar de forma decisiva o tratamento do lixiviado.

Referncias BibliogrficasFLECK, E. Sistema integrado por filtro anaerbio, filtro biolgico de baixa taxa e banhado cons-trudo aplicado ao tratamento de lixiviado de aterro sanitrio. 176 f. Dissertao (Mestrado em Engenharia de Recursos Hdricos e Saneamento Ambiental) - Instituto de Pesquisas Hidrulicas, Universidade Federal do Rio Grande do Sul, Porto Alegre, RS, 2003.

INSTITUTO BRASILEIRO DE GEOGRAFIA E ESTATSTICA (IBGE). Pesquisa nacional de saneamento bsico. Apresentada em 2000. Disponvel em: . Acesso em: 3 nov, 2008.

JARDIM, F. Destino final: problema ou soluo? Gesto de Resduos, v. 1, n. 1, p. 14-20, 2006.

LIMA, L.M.Q. Estudo da influncia da reciclagem de chorume na acelerao da metanognese em aterro sanitrio. 242 f. Tese (Doutorado em Hidrulica e Saneamento) - Departamento de Hidrulica e Saneamento, Escola de Engenharia de So Carlos, Universidade de So Paulo, So Carlos, SP, 1988.

OLIVEIRA, W.E. Resduos slidos e poluio das guas. In: CONGRESSO BRASILEIRO DE ENGENHA-RIA SANITRIA, 6, 1971, Anais... Rio de Janeiro, RJ, 1971.

2.1 IntroduoOs lixiviados de aterros de resduos slidos urbanos (RSU) so resultado da interao entre o processo de biodegradao da frao orgnica desses resduos e da infiltrao de guas pluviais que solubilizam componentes orgnicos e inorgnicos. Consequen-temente, o fator determinante na vazo de lixiviados de um aterro sanitrio o volume de guas pluviais infiltradas, enquanto o fator determinante das caractersticas fsicas, qumicas e microbiolgicas do lixiviado so as caractersticas dos resduos aterrados.

O lixiviado, portanto, contm componentes orgnicos e inorgnicos, mas tambm ou-tras substncias txicas, provenientes do recebimento de resduos industriais, ou mesmo perigosas de maneira inadvertida nos aterros. Essas substncias perigosas que eventu-almente existem na massa de resduos slidos podem causar danos ambientais se atin-girem o lenol fretico ou as guas superficiais, alm de serem prejudiciais em caso de emisses de gases volteis para a atmosfera. Esses efeitos danosos podem se estender comunidade animal e vegetal aqutica e aos seres humanos que dela se utilizam.

Alm disso, sabe-se que o lixiviado contm altas concentraes de nitrognio amoniacal e que desse fato provm vrios problemas. Os efluentes com alta concentrao de nitrognio amoniacal, quando descartados em cursos dgua sem prvio tratamento, podem estimular o crescimento de algas, provocar depleo do oxignio dissolvido e serem txicos biota do ecossistema aqutico. Em sistemas de tratamento biolgico, as altas concentraes de

2Gerao e Caractersticas do LixiviadoListe Celina Lange , Miriam Cristina Santos do Amaral

nitrognio amoniacal podem causar problemas de odor, alm de serem txicas s bactrias decompositoras.

A variabilidade na composio de acordo com o aterro e as oscilaes de vazo ao longo do ano devido ao regime de chuvas so alguns dos problemas para o tratamento desse efluente.

O presente captulo discutir aspectos relacionados caracterizao do lixiviado utili-zando parmetros especficos e comentar como essa caracterizao pode subsidiar a escolha de rotas de tratamento para os diferentes tipos de lixiviados encontrados.

2.2 Lixiviados de aterros sanitriosApresentam-se neste subitem as principais caractersticas dos lixiviados gerados em aterros sanitrios onde so dispostos resduos slidos domsticos. Inicialmente, define-se o termo lixiviado para, em seguida, se discutirem a composio fsico-qumica de diferentes lixiviados e, ainda, os fatores interferentes tanto na sua quantidade quanto na sua qualidade. Por fim, sero apresentadas sugestes de metodologias analticas para a caracterizao dos lixiviados.

2.2.1 DefinioOs lixiviados de aterros sanitrios podem ser definidos como o lquido proveniente da umidade natural e da gua de constituio presente na matria orgnica dos resduos, dos produtos da degradao biolgica dos materiais orgnicos e da gua de infiltrao na camada de cobertura e interior das clulas de aterramento, somado a materiais dissolvidos ou suspensos que foram extrados da massa de resduos.

A norma brasileira NBR 8849/1985 (ABNT, 1985) define lixiviado utilizando o termo cho-rume: o lquido produzido pela decomposio de substncias contidas nos resduos sli-dos, de cor escura, mau cheiro e elevada Demanda Bioqumica de Oxignio (DBO).

2.2.2 ComposioAs caractersticas fsicas, qumicas e biolgicas dos lixiviados dependem do tipo de resduo aterrado, do grau de decomposio, do clima, da estao do ano, da idade do aterro, da profundidade do resduo aterrado, do tipo de operao do aterro, entre outros fatores. Logo, pode-se afirmar que a composio dos lixiviados pode variar consideravelmente de um local para outro, como tambm em um mesmo local e entre pocas do ano (REINHART; GROSH, 1998).

A composio dos lixiviados mais diretamente influenciada, contudo, pelas carac-tersticas dos resduos e sua decomposio. As taxas e caractersticas da produo de

GERAO E CARACTERSTICAS DO LIxIVIADO 27

nitrognio amoniacal podem causar problemas de odor, alm de serem txicas s bactrias decompositoras.

A variabilidade na composio de acordo com o aterro e as oscilaes de vazo ao longo do ano devido ao regime de chuvas so alguns dos problemas para o tratamento desse efluente.

O presente captulo discutir aspectos relacionados caracterizao do lixiviado utili-zando parmetros especficos e comentar como essa caracterizao pode subsidiar a escolha de rotas de tratamento para os diferentes tipos de lixiviados encontrados.

2.2 Lixiviados de aterros sanitriosApresentam-se neste subitem as principais caractersticas dos lixiviados gerados em aterros sanitrios onde so dispostos resduos slidos domsticos. Inicialmente, define-se o termo lixiviado para, em seguida, se discutirem a composio fsico-qumica de diferentes lixiviados e, ainda, os fatores interferentes tanto na sua quantidade quanto na sua qualidade. Por fim, sero apresentadas sugestes de metodologias analticas para a caracterizao dos lixiviados.

2.2.1 DefinioOs lixiviados de aterros sanitrios podem ser definidos como o lquido proveniente da umidade natural e da gua de constituio presente na matria orgnica dos resduos, dos produtos da degradao biolgica dos materiais orgnicos e da gua de infiltrao na camada de cobertura e interior das clulas de aterramento, somado a materiais dissolvidos ou suspensos que foram extrados da massa de resduos.

A norma brasileira NBR 8849/1985 (ABNT, 1985) define lixiviado utilizando o termo cho-rume: o lquido produzido pela decomposio de substncias contidas nos resduos sli-dos, de cor escura, mau cheiro e elevada Demanda Bioqumica de Oxignio (DBO).

2.2.2 ComposioAs caractersticas fsicas, qumicas e biolgicas dos lixiviados dependem do tipo de resduo aterrado, do grau de decomposio, do clima, da estao do ano, da idade do aterro, da profundidade do resduo aterrado, do tipo de operao do aterro, entre outros fatores. Logo, pode-se afirmar que a composio dos lixiviados pode variar consideravelmente de um local para outro, como tambm em um mesmo local e entre pocas do ano (REINHART; GROSH, 1998).

A composio dos lixiviados mais diretamente influenciada, contudo, pelas carac-tersticas dos resduos e sua decomposio. As taxas e caractersticas da produo de

RESDUOS SLIDOS 28

lquidos e biogs variam ao longo do processo de biodegradao e refletem o processo que acontece dentro do aterro. A durao desses estgios depende das condies fsicas, qumicas e microbiolgicas que se desenvolvem dentro do aterro ao longo do tempo (POHLAND; HARPER,1986).

Sabe-se que o tempo de aterramento pode influir sobre a qualidade dos lixiviados. Acredita-se que o seu potencial poluidor seja inversamente proporcional ao tempo de aterramento, a despeito do fato de que em aterros em operao essa constatao no seja to evidente.

Os lixiviados de aterro sanitrio so constitudos basicamente de uma mistura de substncias orgnicas e inorgnicas, compostos em soluo e em estado coloidal e diversas espcies de micro-organismos (ANDRADE, 2002).

Os aterros sanitrios mais comuns recebem uma mistura de resduos domsticos, comerciais e resduos industriais mistos, mas excluem quantidades significativas de resduos qumicos especficos. Dessa maneira, os lixiviados podem ser caracterizados como uma soluo aquosa com quatro grupos de poluentes: material orgnico dis-solvido (cidos graxos volteis e compostos orgnicos mais refratrios como cidos hmicos e flvicos), macro componentes inorgnicos (Ca2+, Mg2+, Na+, K+, NH4+, Fe2+, Mn2+, Cl-, SO4

2-, HCO3-), metais pesados (Cd2+, Cr3+, Cu2+, Pb2+, Ni2+, Zn2+) e compostos

orgnicos xenobiticos originrios de resduos domsticos e qumicos presentes em baixas concentraes (hidrocarbonetos aromticos, fenis, pesticidas, entre outros) (CHRISTENSEN et al., 1994 apud KJELDSEN et al., 2002).

Na Tabela 2.1 so apresentados intervalos de variao da composio do lixiviado com a idade do aterro. Observa-se que as faixas de concentrao dos parmetros relativas aos aterros novos so mais elevadas do que nos aterros antigos. importante salientar que os dados apresentados na Tabela 2.1. so provenientes de aterros sanitrios norte americanos e de outros pases, cujas condies climticas, socioeconmicas, dentre outras, diferem das brasileiras. Logo, os lixiviados tendem a apresentar diferentes con-centraes dos diversos constituintes presentes na sua composio.

Na Tabela 2.2 apresentada a composio do lixiviado para os principais aterros bra-sileiros. Esses valores so um indicativo das possveis variaes encontradas nesse efluente para diferentes aterros no Brasil.


Tabela 2.1 > Variao da composio do lixiviado para diferentes idades de aterros norte americanos

PARMETROS IDADE DO ATERRO (ANOS)0 a 5 5 a 10 10 a 15 > 20

DBO (mg/L) 10.000 - 25.000 1.000 - 4.000 50 - 1.000 < 50

DQO (mg/L) 15.000 - 40.000 10.000 - 20.000 1.000 - 5.000 < 1.000

NTK (mg/L) 1.000 - 3.000 400 - 600 75 - 300 < 50

N-NH3 (mg/L) 500 - 1500 300 - 500 50 - 200 < 30

SDT (mg/L) 10.000 - 25.000 5.000 - 10.000 2.000 - 5.000 < 1.000

pH 3 - 6 6 - 7 7 - 7,5 7,5

Clcio (mg/L) 2.000 - 4.000 500 - 2.000 300 - 500 < 300

Sdio e potssio (mg/L) 2.000 - 4. 000 500 - 1.500 100 - 500 < 100

Ferro e magnsio (mg/L) 500 - 1.500 500 -1.000 100 - 500 < 100

Zinco (mg/L) 100 - 200 50 - 100 10 - 50 < 10

Cloreto (mg/L) 1.000 - 3.000 500 - 2.000 100 - 500 < 100

Sulfato (mg/L) 500 - 2.000 200 - 1.000 50 - 200 < 50

Fsforo (mg/L) 100 - 300 10 - 100 - Variao da composio do lixiviado gerado em aterros brasileiros

VARIVEL FAIXA MXIMA FAIXA MAIS PROVVEL FVMP (%)

pH 5,7 - 8,6 7,2 - 8,6 78

Alcalinidade total (mg/L de CaCO3 ) 750 - 11.400 750 - 7.100 69

Dureza (mg/L de CaCO3) 95 - 3.100 95 - 2.100 81

Condutividade (S/cm) 2950 - 2.500 2950 - 17 660 77

DBO (mg/Lde O2) < 20 - 30.000 < 20 - 8.600 75

DQO (mg/L de O2) 190 - 80.000 190 - 22.300 83

leos e graxas (mg/L) 10 - 480 10 - 170 63

Fenis (mg/L de C6H5OH) 0,9 - 9,9 0,9 - 4,0 58

NTK (mg/L de N) 80 - 3.100 No h -

N-amoniacal (mg/L de N) 0,4 - 3.000 0,4 - 1.800 72

N-orgnico (mg/L de N) 5 - 1.200 400 - 1.200 80

N-nitrito (mg/L de N) 0 - 50 0 - 15 69

N-nitrato (mg/L de N) 0 - 11 0 - 3,5 69

P-total (mg/L) 0,1 - 40 0,1 -15 63

Sulfeto (mg/L) 0 - 35 0 - 10 78

Sulfato (mg/L) 0 -5.400 0 - 1.800 77

Cloreto (mg/L) 500 - 5.200 500 - 3.000 72

RESDUOS SLIDOS 30

Slidos totais (mg/L) 3 200 - 21.900 3 200 - 14.400 79

Slidos totais fixos (mg/L) 630 - 20.000 630 - 5.000 60

Slidos totais volteis (mg/L) 2 100 - 14 500 2 100 - 8.300 74

Slidos suspensos totais (mg/L) 5 - 2.800 5 - 700 68

Slidos suspensos volteis (mg/L) 5 - 530 5 - 200 62

Ferro (mg/L) 0,01 - 260 0,01 - 65 67

Mangans (mg/L) 0,04 - 2,6 0,04 - 2,0 79

Cobre (mg/L) 0,005 - 0,6 0,05 - 0,15 61

Nquel (mg/L) 0,03 - 1,1 0,03 - 0,5 71

Cromo (mg/L) 0,003 - 0,8 0,003 - 0,5 89

Cdmio (mg/L) 0 - 0,26 0 - 0,065 67

Chumbo (mg/L) 0,01 - 2,8 0,01 - 0,5 64

Zinco (mg/L) 0,01 - 8,0 0,01 - 1,5 70

FVMP: FREQUNCIA DE OCORRNCIA DOS VALORES MAIS PROVVEIS. FONTE: SOUTO E POVINELLI (2007).

2.2.3 Gerao de lixiviados e fatores intervenientesA gerao do lixiviado acontece quando o teor de umidade dos resduos excede sua capacidade de campo, definida como a mxima umidade retida em um meio poroso sem produzir percolao (EL-FADEL et al, 2002).

O processo de gerao do lixiviado pode ser influenciado por fatores climticos (preci-pitao pluviomtrica, evapotranspirao e temperatura), hidrogeolgicos (escoamen-to superficial, infiltrao, topografia, geologia e recirculao do lixiviado), pelas carac-tersticas da camada de cobertura (umidade, vegetao, declividade), caractersticas dos resduos (composio gravimtrica, compactao, permeabilidade, granulometria, peso especfico, etc.) e pelo mtodo de impermeabilizao do local.

necessria uma estimativa aproximada da quantidade de lixiviado gerado para o di-mensionamento dos sistemas de drenagem, armazenamento e tratamento de efluen-tes em um aterro sanitrio. Alm disto, um entendimento melhor do fluxo de umidade no aterro particularmente importante para a avaliao da degradao dos resduos e produo de biogs (MORAVIA, 2007).

Fatores no controlveis, como o regime pluviomtrico a que est submetida a regio onde se localiza o aterro sanitrio e a velocidade de degradao dos resduos pela ao dos micro-organismos, tornam difcil uma estimativa precisa da gerao de lixiviados. Mtodos para estimar o volume de lixiviado gerado vm sendo desenvolvidos e apri-morados. Castilhos Junior et al (2003) afirmam que os mtodos mais empregados so o mtodo suo e o mtodo do balano hdrico.


Outros mtodos tambm tm sido utilizados, destacando-se aqueles que envolvem modelos matemticos mais complexos e que, geralmente, so implementados em pro-gramas computacionais, tornando-se os mais conhecidos (CATAPRETA, 2008):

HELP (Hydrologic Evaluation of Landfill Performance);

SWB (Serial Water Balance Method);

MOBYDEC (Global Model for Landfill Hydrologic Balance);

UNSAT-H (Unsaturated Soil Water and Heat Flow Model);

MODUELO.

No Edital 3 do Programa de Pesquisas em Saneamento Bsico (Prosab), a Universidade Federal de Santa Catarina desenvolveu um software com esse mesmo fim: trata-se do software SADES, disponvel no site da Financiadora de Estudos e Pesquisas (Finep) (FIRTA; CASTILHOS JUNIOR, 2003).

O mtodo suo aplica coeficientes empricos que dependem do grau de compactao dos resduos ou do seu peso especfico (CETESB, 1979; LIMA, 1995 apud IPT/CEMPRE, 2000), da seguinte forma:

para aterros pouco compactados e cujos resduos aterrados apresentam um peso especfico entre 4 kN.m3 (0,4 tf.m3) e 7 kN.m3 (0,7 tf.m3), estima-se que de 25 a 50% da precipitao mdia anual que incide sobre a rea do aterro transforme-se em lixiviados;

para aterros mais compactados, com peso especfico maior que 7 kN.m 3 (0,7 tf.m3), espera-se que 15 a 25% da precipitao mdia anual que incide sobre a rea do aterro transforme-se em lixiviados.

O balano hdrico consiste na soma das parcelas de gua que entram e na subtra-o das que deixam a clula do aterro durante o perodo monitorado (IPT/CEMPRE, 2000).

Nos aterros sanitrios ocorrem diferentes processos biolgicos, fsicos e qumicos que afetam constantemente a composio do lixiviado, exercendo, assim, influncia sobre as suas caractersticas. Esses processos so influenciados por uma srie de fatores (QASIM; CHIANG, 1994), dos quais se podem ressaltar trs grupos principais:

Fatores climatolgicos e correlatos: regime de chuvas e precipitao plu-viomtrica anual, escoamento superficial, infiltrao, evapotranspirao e temperatura;

Fatores relativos aos resduos: composio, densidade e teor de umidade inicial;

RESDUOS SLIDOS 32

Fatores relativos ao tipo de operao: caractersticas de permeabilidade do aterro, idade do aterro e profundidade do aterro.

difcil definir um lixiviado tpico, pois sua composio varia muito de acordo com esses fatores. Alm disto, o lixiviado frequentemente contm altas concentraes de uma variedade de substncias que podem causar interferncias nas anlises, compro-metendo a comparao dos resultados (HO; BOYLE; HAM, 1974).

A biodegradao dos resduos slidos urbanos pode ser afetada pelo teor de oxignio, pH/alcalinidade, presena de sulfatos, nutrientes, toxinas, temperatura e teor de umi-dade (WARITH; SHARMA, 1998). Tais fatores so ditos intervenientes por influenciarem diretamente as caractersticas do lixiviado. A seguir, encontra-se uma breve descrio desses fatores e seus interferentes, baseada em Silva (2005).

Oxignio: as arqueas metanognicas so anaerbias estritas e, por isso, particularmente sensveis presena de oxignio. Nos aterros convencionais pode haver oxignio nas camadas superiores, dependendo do tipo de cama-da de cobertura final utilizada e, nesse caso, seu consumo pelas bactrias aerbias acontece imediatamente.

pH: as arqueas metanognicas sobrevivem em uma estreita faixa de pH, que varia de 6,6 a 7,3. Quando uma populao de arqueas metanognicas apresenta-se em quantidade suficiente e as condies ambientais no inte-rior do sistema de tratamento ou disposio final so favorveis, elas uti-lizam os cidos intermedirios to rapidamente quanto eles so formados (CHERNICHARO, 1997).

Sulfato: sulfatos, sulfitos e outros compostos base de enxofre so utiliza-dos como aceptores de eltrons durante a oxidao de compostos orgnicos, reduzidos a sulfeto por meio da ao de bactrias sulforredutoras (CHERNI-CHARO, 1997). Na presena de elevadas concentraes de sulfato, as bac-trias sulforredutoras passam a competir pelos substratos disponveis com as bactrias fermentativas, acetognicas e arqueas metanognicas; assim, a produo de metano decresce de forma acentuada (CHERNICHARO, 1997; WARITH; SHARMA, 1998). A reduo dos sulfatos tambm ocasiona a precipi-tao de metais pesados sob a forma de sulfetos, havendo a possibilidade de esses elementos ficarem retidos na massa de RSU ou serem eliminados dos lixiviados por filtrao.

Nutrientes: os micro-organismos que atuam na degradao anaerbia dos RSU requerem a presena de nutrientes como enxofre, clcio, magn-sio, zinco, cobre, cobalto, molibdnio, selnio e, principalmente, nitrognio e


fsforo. As necessidades nutricionais das populaes microbianas so espe-cficas e usualmente estabelecidas de forma emprica a partir da composio qumica das clulas microbianas (CHERNICHARO, 1997). Esses nutrientes so encontrados na maioria dos aterros. Contudo, nos casos em que h limitao de nutrientes para a degradao anaerbia, o fsforo o elemento limitante mais comum (WARITH; SHARMA, 1998).

Agentes inibidores: alm dos efeitos inibidores relacionados ao oxignio, hi-drognio e sulfato, acredita-se que a presena de sais, sulfetos, metais pesados e outros compostos especficos possa ocasionar a inibio da metanognese. Ctions, incluindo o sdio, potssio, clcio, magnsio e amnia, estimulam a degradao anaerbia quando se encontram em baixas concentraes, alm de serem inibidores em elevadas concentraes (WARITH; SHARMA, 1998).

Temperatura: variaes sazonais de temperatura, teor de umidade dispon-vel, profundidade e idade dos resduos podem afetar a temperatura na massa de RSU. Em pequenas profundidades e prximo camada de cobertura final, a temperatura dos RSU varia em funo das mudanas sazonais. Temperatu-ras continuamente mais elevadas so observadas em profundidades maiores e em locais onde h umidade disponvel. Estudos demonstraram que, em aterros profundos que possuem fluxo de gua moderado, temperaturas de 30 a 40 C so esperadas, mesmo em climas temperados (CHRISTESEN; KJEL-DSEN, 1989 apud WARITH; SHARMA, 1998).

Teor de umidade: entre todos os fatores que afetam a degradao em um aterro, o teor de umidade foi identificado como o mais crtico (REINHART; AL-YOUSFI, 1996). A presena de gua importante para o primeiro passo da degradao anaerbia (hidrlise), alm de promover a diluio de agentes inibidores e facilitar a distribuio de micro-organismos e nutrientes na mas-sa de RSU. Verificou-se um crescimento exponencial nas taxas de produo de gs quando o teor de umidade foi elevado de 25 para 60% (CHRISTESEN; KJELDSEN, 1989 apud WARITH; SHARMA, 1998). A acelerao da hidrlise pode, contudo, levar inibio da metanognese em funo do aumento da concentrao de cidos orgnicos, com consequente diminuio do pH para faixas txicas s arqueas metanognicas.

2.2.4 Caracterizao dos lixiviados de aterros sanitriosA caracterizao de efluentes biolgicos em geral pode ser realizada em trs nveis: identificao individual dos compostos, identificao de classes de compostos e de-terminao de parmetros coletivos especficos e no especficos (BARKER; STUCKEY, 1999). Os parmetros coletivos no especficos ou convencionais so mtodos padro-

RESDUOS SLIDOS 34

nizados na literatura e usualmente empregados na caracterizao de efluentes. Os parmetros coletivos especficos, tais como DQO inerte, biodegradabilidade aerbia e distribuio de massa molecular, so mtodos de caracterizao encontrados na literatura, ainda no padronizados, e que fornecem informaes direcionadas a uma determinada propriedade do efluente (MORAVIA, 2007).

2.2.4.1 Parmetros coletivos no especficos ou convencionaisOs principais parmetros fsico-qumicos utilizados na caracterizao convencional do lixiviado so: o potencial hidrogeninico (pH), a Demanda Bioqumica de Oxignio (DBO), a Demanda Qumica de Oxignio (DQO), o nitrognio Total Kjeldahl (NTK) e Ni-trognio Amoniacal (N-NH3), Fsforo, Cloretos, Alcalinidade, Srie de Slidos, Metais Pesados (Cd, Ni, Zn, Cu e Pb, principalmente) e outros metais (por exemplo Al e Fe).

a) pHO pH um parmetro que retrata o processo de decomposio biolgica da matria orgnica. Em processos de biodegradao anaerbia, o desenvolvimento dos micro-organismos est relacionado diretamente s faixas predominantes de pH. Os cidos orgnicos volteis so excelentes indicadores do grau de degradabilidade e do anda-mento dos processos anaerbios, pois so gerados na fase acidognica (aterros jovens) e consumidos na fase metanognica. O desenvolvimento de arqueas metanognicas ocorre em faixas de pH entre 6,7 e 7,4 (TCHOBANOGLOUS; THEISEN; VIGIL, 1993).

b) Matria orgnicaOs estudos de caracterizao da matria orgnica realizados no Brasil se limitam a determinar a matria orgnica no efluente, em forma de DQO e DBO (AMARAL, 2007). A relao DBO/DQO tem sido usada como um indicador do nvel de degradao biol-gica do lixiviado, apesar de suas limitaes. Para aterros jovens, os valores da relao DBO/DQO variam entre 0,5 e 0,8, pois uma frao considervel da DQO corresponde a cidos graxos volteis; para aterros antigos esses valores caem para a variao de 0,04 a 0,08, pois a maior parte dos compostos biodegradveis j foi degradada.

Um grande problema relacionado caracterizao de lixiviados a falta de preocupa-o com a descrio da natureza dessa matria orgnica. To importante quanto saber a carga de matria orgnica do lixiviado saber qual a constituio dessa frao, pois ali podem estar presentes substncias com caractersticas txicas. Vrias substncias orgnicas j identificadas no lixiviado se destacam pelo seu comprovado potencial carcingeno ou co-carcingeno. Alguns exemplos dessas substncias so: dodecano, clorofrmio, tetracloreto de carbono, benzeno, tolueno, xileno, fenol, clorofenis, ni-trofenis, antraceno e diclorometano, entre outros (SCHWARZENBACK; GSCHWEND; IMBODEN, 1993).


Bernard et al. (1996) desenvolveram testes de toxicidade de amostras de lixiviado coletadas em vrios aterros sanitrios na Frana que recebiam ape-nas resduo domstico, resduo industrial no-txico e resduo domstico misturado a resduo industrial txico. Nesses estudos, foram utilizadas mi-croalgas, rotferos, crustceos, protozorios e bactrias luminescentes, que so espcies pertencentes aos trs nveis trficos da cadeia alimentar (pro-dutores, consumidores e decompositores). Na Tabela 2.3 so apresentadas algumas das caractersticas metodolgicas empregadas.

Tabela 2.3 > Caractersticas metodolgicas dos testes empregados para lixiviado

NVEL TRFICO ORGANISMO PONTO FINAL DURAO

Produtor Microalga: Scenedesmus subspicatusInibio de crescimento

5 dias

Consumidores Rotferos: Brachionus calyciflorus Morte 24 horasCrustceos: daphnia magna, Ceriodaphnia dbia e thamnocephalus platyurus

Morte 24 horas

Decompositores Bactria: Vibrio fisheriInibio de luminescncia

30 minutos

Protozorios: Spirostomum ambiguum Morte 24 horas

FONTE: BERNARD Et AL. (1996).

Em relao aos nveis de toxicidade, os resultados dos ensaios revelaram que o lixi-viado resultante do resduo domstico mais txico do que aquele resultante de re-sduos exclusivamente industriais. Os maiores nveis de toxicidade foram detectados nos aterros que receberam resduos industriais misturados aos domsticos (BER-NARD et al., 1996). Observa-se que, embora o estudo aponte para nveis de toxici-dade, no se sabe quais os compostos orgnicos ou inorgnicos que conferem essa toxicidade ao meio, o que torna importante investigar tanto a fase de aterramento, ou seja, qual a composio do resduo aterrado, como o lixiviado gerado quanto a essa caracterizao.

c) CloretosOs cloretos (Cl-) so advindos da dissoluo de sais e geralmente no constituem um problema de toxicidade para os micro-organismos responsveis pela degradao biolgica. Segundo Chernicharo (1997), a toxicidade por sais est associada ao ction, e no ao nion do sal. Adicionalmente, os ons cloreto podem provocar efeito anta-gnico ao se combinarem com ctions metlicos, como prata, mercrio e chumbo, formando complexos estveis e reduzindo, assim, a concentrao desses metais na forma solvel e, consequentemente, os riscos de toxicidade no efluente.

RESDUOS SLIDOS 36

d) Alcalinidade a medida da capacidade, dos ons presentes em um meio, de neutralizar cidos resistindo a possveis oscilaes do pH. A alcalinidade pode ser devida a bicarbona-tos, carbonatos ou hidrxidos. Existe uma correlao entre pH, alcalinidade e teor de cidos volteis que determina o sistema cido/base, devendo esta relao ser mantida dentro de certos limites para que um equilbrio qumico satisfatrio entre os micro-organismos atuantes na degradao biolgica seja alcanado e preservado.

e) SlidosTodos os contaminantes da gua, com exceo dos gases dissolvidos, contribuem para a concentrao de slidos. A presena de slidos suspensos nas guas leva a um au-mento da turbidez, influenciando diretamente na entrada de luz e diminuindo o valor de saturao do oxignio dissolvido. A Figura 2.1. apresenta a metodologia empregada para anlise de slidos em lixiviados.

O termo slidos sedimentveis aplicado aos slidos em suspenso que sedimentam, sob condies especficas, em razo da influncia da gravidade. A distino entre s-lidos dissolvidos e suspensos refere-se ao tamanho das partculas e sua capacidade para passar por um papel filtro de tamanho especfico (< 2 m). Ao submeter os s-lidos a uma temperatura elevada (550 50 C), a frao orgnica volatilizada, per-manecendo aps combusto apenas a frao inorgnica. Portanto, os slidos volteis

FONTE: ADAPTADO DE BERNARDES E SOARES (2005) APud MORAVIA (2007).

Figura 2.1 Metodologia de anlise de slidos no lixiviado


representam uma estimativa da matria orgnica nos slidos, ao passo que os slidos no volteis (fixos) representam a matria inorgnica ou mineral (MORAVIA, 2007).

f) Metais pesadosA grande variabilidade de embalagens (ferrosas ou no) dispostas ps-uso em aterros sanitrios so a principal fonte de metais posteriormente encontrados nos lixivia-dos. Ateno tambm deve ser dada aos materiais de cobertura empregados, os quais podem ser eventuais fontes dessas substncias. A concentrao de metais como Fe, Mn, Zn, Cu, Pb e Cd pode ser elevada em aterros jovens devido ao ambiente cido que permite a solubilizao dos ons metlicos. Com o passar do tempo, o pH tende a aumentar e essas concentraes tendem a diminuir.

O grande problema dos metais pesados sua capacidade de formar complexos organo-metlicos por reaes de complexao com as molculas orgnicas. A formao desses complexos facilita o transporte de metais e a mobilidade de diversos contaminantes or-gnicos (ANDRADE, 2002). Durante a fase acidognica, ocorre a complexao das es-pcies metlicas. Na metanognese, o pH eleva-se propiciando a precipitao de metais (ANDRADE, 2002). Nessa fase tambm ocorre a formao de sulfetos pela reduo de sulfatos, que tm a capacidade de formar precipitados principalmente com Cd, Ni, Zn, Cu e Pb (KJELDSEN et al., 2002).

2.2.4.2 Parmetros coletivos especficos e identificao de compostosA caracterizao a partir de parmetros coletivos fornece informaes prticas na com-preenso dos fenmenos que ocorrem em praticamente todas as etapas do tratamento, possibilitando o aperfeioamento das tecnologias, a definio de procedimentos ope-racionais mais eficientes, o aprimoramento dos modelos matemticos e, consequente-mente, a concepo de fluxogramas de estaes de tratamento de lixiviados mais coe-rentes para a remoo de carga orgnica. Amaral (2007) realizou estudos pioneiros para o desenvolvimento de mtodos analticos para a caracterizao de lixiviados de aterro sanitrio empregando parmetros coletivos de identificao de compostos orgnicos.

Nessa reviso foram abordados os seguintes parmetros: DQO inerte, biodegradabilidade aerbia e anaerbia, distribuio de massa molecular e identificao de compostos.

a) DQO inerteA identificao das caractersticas do efluente com nfase na matria orgnica faz parte da estratgia operacional do tratamento biolgico. Um dos parmetros mais amplamente usados para essa identificao a DQO. Esse parmetro tem sido ampla-mente empregado, principalmente por sua facilidade analtica e por prover um balan-o de eltrons e energia entre o substrato orgnico, biomassa e oxignio utilizado. Por outro lado, ele no diferencia a matria orgnica biodegradvel da inerte; alm disso,

RESDUOS SLIDOS 38

outros elementos podem interferir nos resultados analticos, como a presena de clo-retos, mangans, entre outros. A frao de DQO inerte passa pelo tratamento inalte-rada, mascarando o resultado de tratabilidade biolgica e, dessa forma, dificultando o estabelecimento de um critrio de limitao expresso em termos de DQO (GERMILI; ORHON; ARTAN, 1991).

A determinao da DQO inerte pode ser feita atravs do mtodo de GERMILI et al. (1991), e consiste do monitoramento de dois reatores em paralelo inoculados com a mesma DQO inicial, um alimentado com a amostra e outro com glicose. Considerando que a DQO inerte (SI) e os produtos metablicos residuais solveis (SP) totalizam a DQO residual (SRtefl) e que a frao de DQO inerte da glicose nula, a DQO inerte do efluente a diferena entre a DQO residual da amostra e a DQO da soluo de glicose no final do experimento (SRtgl), quando a atividade biolgica se encerra. As Equaes 2.1, 2.2 e 2.3 determinam a DQO inerte.

SRtel = S1 + Sp Equao 2.1

SRtglic = Sp Equao 2.2

S1 = SRtel - Sglic Equao 2.3

b) Biodegradabilidade aerbiaOs compostos biodegradveis so aqueles suscetveis decomposio pela ao dos micro-organismos, e podem ser classificados de acordo com a facilidade de degradao e, indiretamente, com o estado fsico dos compostos em rapidamente, moderadamente ou lentamente biodegradveis. Os compostos rapidamente biodegradveis apresen-tam-se geralmente na forma solvel, consistindo em molculas relativamente simples que podem ser utilizadas diretamente pelas bactrias heterotrficas. Os compostos mo-derada e lentamente biodegradveis apresentam-se geralmente na forma particulada, embora possa existir matria orgnica solvel de degradao mais lenta, constituda por molculas mais complexas que tambm demandam o processo de hidrlise.

Os compostos recalcitrantes so aqueles que resistem biodegradao e tendem a persis-tir e acumular no ambiente. Tais materiais no so necessariamente txicos aos micro-or-ganismos, mas so simplesmente resistentes ao ataque metablico. Na Figura 2.2 apre-sentado um esquema que ilustra a classificao da biodegradabilidade de um efluente.

A avaliao da biodegradabilidade aerbia subsidia a determinao da concepo de sistemas de tratamento aerbio mais adequados para uma condio especfica, po-dendo evitar problemas futuros como baixas eficincias e custos elevados de manu-teno e operao.


No entanto, a biodegradabilidade do efluente afetada por muitos fatores (ALEXAN-DER, 1973; PAINTER, 1995). Os fatores mais relevantes so: fonte e quantidade de micro-organismos e condies fsico-qumicas do meio, como concentrao de oxig-nio, temperatura, pH, entre outros.

Uma das formas de determinao da biodegradabilidade aerbia atravs do mtodo de Zahn-Wellens, que consiste no monitoramento da depleo de DQO de reatores de 2 litros alimentados com amostra, soluo de nutrientes contendo CaCl2, FeCl3.5H2O, MnSO4, tampo fosfato e lodo proveniente de reatores aerbios como inoculo, at a sua estabilizao, analisando-se a DQO a cada dois dias. Os reatores so incubados a 25 C e submetidos aerao (OECD, 1995). A biodegradabilidade dada pela Equao 2.4.

%biodeg.= (DQOinicial - DQOfinal) x 100 Equao 2.4 e x DQOinicial

O coeficiente fe corresponde frao de substrato empregada na produo de energia pelos micro-organismos envolvidos na biodegradao, podendo variar de 1,0, para a maior energia, a 0,7, para a situao de menor energia durante a degradao aerbia.

c) Biodegradabilidade anaerbiaA biodegradabilidade anaerbia pode ser definida como a frao mxima de matria orgnica que ser eliminada, por digesto anaerbia, durante um determinado perodo de tempo e em determinadas condies operacionais, em comparao frao teri-ca que pode ser estequiometricamente biodegradvel (FIELD; SIERRA; LETTING, 1988; ROZZI; REMIGI, 2004).

FONTE: MORAVIA (2007).

Figura 2.2 Classificao da biodegradabilidade de um efluente

RESDUOS SLIDOS 40

A avaliao da biodegradabilidade anaerbia apresenta grande importncia por fornecer mais informaes prticas sobre a eficincia do sistema de tratamento, uma vez que pode ser empregado para analisar a concentrao de poluentes orgnicos que podem ser convertidos a CH4, bem como para avaliar a eficincia do processo e estimar a quan-tidade de poluentes orgnicos residuais do processo (BARKER; MILKE; MIHELCIC,1999; SPEECE, 1996).

Na literatura, so apresentados diversos mtodos para determinao da biodegrada-bilidade (MULLER; FROMMERT; JORG, 2004). Esses testes de biodegradabilidade so baseados no monitoramento da formao de um ou mais produtos envolvidos na reao biolgica, como por exemplo, o teste denominado Biochemical Methane Po-tential (BMP), ou produo acumulada de metano, no monitoramento da depleo do substrato. Na Figura 2.3. apresentado um esquema que ilustra os diferentes proce-dimentos para se determinar a biodegradabilidade.

d) Distribuio de massa molecularO conhecimento das distribuies de massa molecular dos compostos e o estudo das transformaes nelas ocorridas durante o tratamento possibilitam o delineamento dos mecanismos de remoo de matria orgnica e, em consequncia, o aperfeioamento das tecnologias de tratamento de efluentes (LEVINE; TCHOBANAGLOUS; ASANO, 1985).

Ao longo das etapas do tratamento biolgico e/ou fsico-qumico dos lixiviados, a dis-tribuio de tamanho dos compostos presentes modificada, afetando a tratabilidade do efluente. Segundo Barker, Milke e Mihelcic (1999), essa alterao deve-se a fatores dinmicos do processo, como a sntese de novas clulas, floculao, quebra enzimtica de macromolculas e oxidao bioqumica, e a fatores operacionais, como tempo de deteno hidrulica, configurao do reator e tipo de substrato.

FONTE: AMARAL (2007).

Figura 2.3 Descrio dos tipos de teste de biodegrabilidade anaerbia


A distribuio de massa molecular pode ser obtida como distribuio discreta por ultra-filtrao em membranas. A ultrafiltrao envolve a rejeio seletiva de solutos atravs do fluxo convectivo pela membrana (efeito de polaridade). O papel fundamental de uma membrana atuar como barreira seletiva, que permite a passagem de certos componen-tes da mistura, ao passo que retm outros. A seletividade da membrana est relacionada s dimenses da molcula ou partcula e ao tamanho do poro, assim como difusivida-de do soluto na matriz e s cargas eltricas a ela associadas (CHERYAN, 1998).

O poro de uma membrana normalmente referido na literatura e, especialmente, pe-los fabricantes, atravs da massa molecular de corte ou cut-off, que designa a massa molecular do menor componente que ser retido com uma eficincia de 95%. Em geral, quando se trata da separao de macromolculas, a unidade mais utilizada para a massa molecular de corte o Dalton (Da), sendo que 1 Da equivale a uma unidade de massa atmica.

e) Identificao de compostosA identificao individual ou em classes de compostos pode auxiliar na escolha de processos de pr ou ps-tratamento, direcionando-os remoo de determinadas substncias que apresentam, por exemplo, toxicidade ou que so refratrias (AQUI-NO, 2003). Pode tambm evitar a disposio in natura de substncias potencialmente txicas no ambiente, principalmente no que diz respeito contaminao de solos, mananciais hdricos subterrneos e superficiais (NASCIMENTO FILHO; VON MUHLEN; CAMARO, 2001).

Vrias classes de compostos orgnicos tm sido identificadas nos lixiviados, as quais podem ser classificadas em trs grupos: cidos graxos de baixa massa molecular (MM), substncias hmicas de MM intermediria e substncias flvicas de MM intermediria. Para lixiviados provenientes de clulas no estabilizadas (em relao ao processo de decomposio), em torno de 90% do carbono orgnico dissolvido devido a cidos graxos volteis de cadeia curta. A segunda maior frao corresponde aos cidos fl-vicos. Com o aumento da idade de aterramento, ocorre um decrscimo nas fraes de cidos graxos volteis e um aumento das substncias flvicas (QASIM; CHIANG, 1994; KJELDSEN et al. 2002).

A utilizao de Cromatografia Gasosa acoplada Espectrometria de Massas (CG/EM) constitui uma importante ferramenta de separao e identificao dos constituintes de uma mistura complexa de poluentes orgnicos. Nessa tcnica, a amostra injetada no cromatgrafo a gs e o material eludo continuamente bombardeado por um feixe de eltrons, obtendo-se, assim, o espectro de massas de cada pico cromatogr-fico. Esse espectro resultante caracterstico de cada molcula, o que permite sua completa identificao.

RESDUOS SLIDOS 42

Os principais componentes desse sistema so: o cromatgrafo a gs, que efetua a separao; a interface, que um dispositivo responsvel pela reduo da presso para se chegar s condies de operao do EM; e o espectrmetro de massa, que permite a identificao dos compostos (TEIXEIRA, 1990).

2.3 Caractersticas dos lixiviados estudados no ProsabAs Tabelas 2.4 e 2.5 apresentam os dados gerais dos aterros estudados e os resultados da caracterizao convencional dos respectivos lixiviados.

Uma viso geral indica que os lixiviados investigados apresentam elevada concentra-o de matria orgnica em termos de DQO e DBO, nitrognio e ons cloreto. A razo dos valores de DQO e DBO sugere que os lixiviados dos aterros de Joo Pessoa, Gericin, Morro do Cu, Muribeca e So Leopoldo apresentam uma biodegradabilidade varivel, ora com comportamento de um lixiviado novo (maior biodegradabilidade) ora como um lixiviado antigo (menor biodegradabilidade). Pode-se atribuir esse fato operao contnua desses aterros. Para todos os demais lixiviados registra-se a natureza refra-tria, ou seja, as reaes microbiolgicas de degradao da DBO so limitadas. A baixa biodegradabilidade desses lixiviados pode ser relacionada idade dos aterros, uma vez que a biodegradabilidade tende a diminuir com o aumento da idade dos aterros.

Tabela 2.4 > Dados gerais dos aterros estudados

PARMETROS LONDRINA MORRO DO CU

JOO PESSOA BELO HORIzONTE

JARDIM GRAMACHO

GERICIN SO LEOPOLDO

MURIBECA

Localizao Londrina/PR Niteri/RJJoo Pessoa/PB

Belo Horizonte/MG

Rio de Janeiro/RJ

Rio de Janeiro/RJ

So Leopoldo/RS

Jaboato dos Guararapes/PE

rea (m2) 19.260 95.000 * 145.000 * * * 620.000

Idade em 2008 (anos) 33 25 6 21 30 21 * 23

Clima Mesotrmico TropicalMediterrneo ou Nordestino Sub-seco

Tropical de altitude

Tropical Tropical Subtropical Tropical

Vazo de lixiviado (m3/d)

17 - 518 300 -550 100 300 - 450 1.300 500 11 86,4 - 864

Universidade responsvel UEL UERJ UFCG UFMG UFRJ UFRJ Unisinos UFPE


Tabe

la 2

.5 >

Car

acte

riza

o c

onve

ncio

nal d

os li

xivi

ados

est

udad

os

Valo

res

para

os

dife

rent

es a

terr

os (m

dia

(min

-mx

))

PAR

MET

ROS

UN

IDA

DELO

NDR

INA

MO

RRO

DO

CU

JO

O P

ESSO

ABE

LO

HO

RIzO

NTE

GRA

MA

CHO

GER

ICIN

EX

PERI

MEN

TAL

UN

BM

URI

BECA

SO

LEO

POLD

O

Alca

linid

ade

mg/

L4.

227

(2.5

58 -

5.39

5)4.

618

(477

- 6.

105)

10.7

70

(8.2

00 -

14.2

91)

6.11

5 (6

72 -

8.27

2)8.

607

(2.8

00 -

24.0

00)

5.61

3 (1

.350

- 9.

000)

1.39

1 (2

72 -

4.54

0)7.

443

(4.9

76 -

11.5

93)

5.12

9 (5

89 -

13.0

48)

pH-

-7,

8 (7

,5 -

8,5)

8,3

(8 -

8,6)

8,2

(8,0

- 8,

6)8,

4 (7

,7 -

9,1)

8,1

(7,4

- 9,

0)8,

5 (6

,9 -

9,3)

8,2

(7,6

- 8,

7)7,

8 (7

- 9)

Cor

UC

-3.

158

(1.1

48 -

6.20

0)-

4.12

9 (2

40 -

13.4

00)

2.27

5 (3

02 -

9.50

0)-

10.0

89

(6.11

5 - 1

4.53

5)-

DBO

mg/

L11

1

(42

- 248

)60

0

(158

- 1.

414)

3.63

8 (3

.516

- 3.

760)

124

(20

- 260

)36

1

(118

- 85

7)27

9

(106

- 2.

491)

-2.

788

(467

- 4.

526)

3.21

1

(115

- 7.

830)

DQ

Om

g/L

2.15

1 (9

31 -

3.30

6)1.

525

(685

- 1.

913)

12.9

24

(3.2

44 -

25.4

78)

2.73

9 (1

.504

- 3.

089)

2.76

7 (8

04 -

4.25

5)1.

623

(672

- 2.

592)

1.82

0 (1

70 -

5.21

0)4.

750

(2.1

02 -

8.41

6)5.

141

(9.7

77 -

1.31

9)N

itrog

nio

To

tal

mg/

L82

1

(458

- 1.

081)

-1.

352

(581

- 1.

716)

1.18

7 (4

20 -

3.12

2)10

.001

(7

,28

- 2.7

74)

139

(6

7 - 2

41)

1.22

5 (2

10 -

3.89

6)N

itrog

nio

Am

onia

cal

mg/

L71

3

(373

- 1.

110)

903

(677

- 1.

394)

2.00

4 (1

.024

- 2.

738)

1.17

5 (5

27 -

1.71

6)1.

547

(76

- 3.5

65)

1.32

3 (6

8 - 2

.630

)98

(5

- 27

4)1.

492

(697

- 2.

052)

826

(136

- 1.

803)

Nitr

itom

g/L

- Solues de micro e macronutrientes

SOLUO CONSTITUINTES CONCENTRAO (g/L)

Macronutrientes

KH2PO4 1,50

K2HPO4 6,50

NH4Cl 5,00

Na2S.9H2O (no adicionado) 0,50

CaCl.2H2O 1,00

MgCl2.6H2O 1,00

Micronutrientes

FeCl3.6 H2O 2,00

ZnCl2 0,05

CuCl2.2 H2O 0,03

MnCl2.4H2O 0,50

(NH4)6Mo7O24.4 H2O 0,05

NiCl2.6 H2O 0,05

AlCl3 (no adicionado) 0,05

CaCl2.6 H2O (no adicionado) 2,00

H3BO4 0,01

HCl 1,00

FONTE: OWEN E STUCKEY (1979).

Na Figura 2.4 apresentada a foto dos reatores, sob condies aerbias e anaerbias, empregados na determinao da DQO inerte atravs do mtodo proposto por Germili, Orhon e Artan (1991).

2.4.1.3 Identificao de compostosA identificao de compostos foi realizada em duas etapas: extrao e anlise do extrato em CG/EM. O pr-tratamento da amostra, empregando-se extrao lquido-

RESDUOS SLIDOS 46

lquido, foi realizado com vistas ao clean-up da amostra e pr-concentrao dos compostos orgnicos presentes no lixiviado.

Na extrao lquido-lquido, uma alquota de 500 mL de lixiviado foi transferida para um funil onde foram adicionados 25 mL de clorofrmio. Aps agitao por 60 segun-dos, foi extrada a primeira fase orgnica. Adicionaram-se mais 25 mL de solvente por duas vezes, repetindo-se a extrao de tal forma que fossem obtidas trs fases orgnicas. Essas fases orgnicas foram reunidas em um nico frasco, mantido em repouso para evaporao do solvente at um volume final de aproximadamente 2 mL. Transferiu-se 1 mL do extrato final para um vial de 2 mL para posterior anlise.

Para tornar as substncias orgnicas mais estveis temperatura no interior do cro-matgrafo, foi avaliado o emprego de derivatizao. Os extratos obtidos na extrao lquido-lquido foram submetidos derivatizao por sinalizao. O reagente empre-gado na sinalizao foi N,O-Bis (trimetilsilil) trifluoracetamida (BSTFA). A etapa de sinalizao foi realizada adicionando-se 20 L do reagente BSTFA ao vial contendo 1 mL do extrato descrito anteriormente. A mistura foi agitada e, em seguida, deixada durante 1 hora a 80 C no prprio forno do cromatgrafo. Os extratos obtidos foram analisados por cromatografia gasosa acoplada espectrometria de massa.

2.4.1.4 Distribuio de peso moleculara) Calibrao da membranaPara calibrao das membranas de ultrafiltrao foram feitas ultrafiltraes em para-lelo empregando-se 200 mL de uma soluo contendo 50 mg/L de glicose (180Da) e 50 mg/L de protena soro albumina bovina (BSA) (~66 kDa). A porcentagem de reten-o foi ento calculada por balano de massa, determinando-se experimentalmente

Figura 2.4Sistema experimental utilizado para determinao de DQO inerte: (A) condies aerbias e (B) condies anaerbias

A B


a massa de carboidratos (expressa como glicose) e de protenas (expressa como BSA) retida por cada membrana utilizada.

b) Distribuio de peso molecularA distribuio de peso molecular do lixiviado foi determinada por meio de uma clula de ultrafiltrao (srie 8000, modelo 8200, Amicon), conforme mostra a Figura 2.5, operada em paralelo. A ultrafiltrao foi realizada por meio de membranas com peso molecular de corte de 1, 10 e 100 kDa. A calibrao das membranas foi efetuada previamente.

Primeiramente, as membranas foram lavadas com gua deionizada e, depois de fil-trados aproximadamente 150 mL de gua deionizada, a clula foi despressurizada

e carregada com lixiviado previamente fil-trado em um filtro de vidro AP40. Aps a filtrao de aproximadamente 180 mL de amostra, outros 100 mL de gua deioniza-da foram acrescentados e a ultrafiltrao continuou at que o volume retido fosse menor que 20 mL. A clula despressurizada era ento deixada sob agitao por cerca de dez minutos, para recuperar compostos eventualmente adsorvidos membrana, e o volume era aferido com gua destilada para 20 mL. Na Figura 2.6 so ilustradas as etapas da ultrafiltrao do lixiviado.

c) Caracterizao qumica das fraesAs fraes retidas foram analisadas quanto concentrao de lipdeos, carboidratos, protenas e DQO de acordo com os seguin-tes clculos:

Figura 2.5 Clula de ultrafiltrao

Figura 2.6 Etapas do processo de ultrafiltrao

FONTE: AMARAL (2007)

RESDUOS SLIDOS 48

PM > 100kDa = C retido na membrana de 100kDa x v Equao 2.5

PM entre 10 e 100kDa = (C retido na membrana de 10kDa C retido na membrana de 100kDa) x v

Equao 2.6

PM entre 1 e 10kDa = (C retido na membrana de 1kDa C retido na membrana de 10kDa) x v

Equao 2.7

PM < 1kDa = C no lixiviado carregou a clula x V C retido na membrana de 1kDa x V

Equao 2.8

Onde:

PM = peso molecular; C = concentrao de carboidratos, lipdeos, protenas ou DQO (mg/L); v = volume do retido (L); V = volume do lixiviado carregado na clula de ultrafiltrao (L).

Os resultados foram, ento, expressos em termos de concentrao e porcentagem (m.m).

As anlises de lipdeos foram realizadas empregando-se o mtodo da sulfofosfovani-lina (POSTMA; STROES, 1986). O mtodo consiste na adio de cido sulfrico con-centrado, cido fosfrico concentrado e soluo de vanilina, os quais na presena de lipdeos resultam em uma cor rosa. A absorbncia foi lida a 537 nm em espectrofot-metro HACH DR2000. A concentrao de lipdeos presentes nas amostras foi determi-nada atravs de uma curva padro previamente construda para o leo de soja Soya.

As anlises de carboidrato foram realizadas pelo mtodo do fenol e cido sulfrico, com base na metodologia descrita por Dubois e Gilles (1956). A adio dos reagentes (fenol e cido sulfrico) a amostras que contenham carboidrato resulta em uma colo-rao laranja. A absorbncia foi lida a 488 nm em espectrofotmetro HACH DR2000. A concentrao de carboidratos presentes nas amostras foi determinada atravs de uma curva padro previamente construda para a glicose.

As anlises de protena foram realizadas empregando-se o mtodo de Lowry (1951). O mtodo de Lowry se baseia na reao do cobre com a protena em meio alcalino e pela posterior reduo do reagente de fosfomolibdato-fosfotungstenato no reagente de Folin-Ciocalteau. Quando o reagente Folin-Ciocalteau adicionado amostra con-tendo protenas e previamente tratada com o cobre, ocorre a reduo desse reagente, resultando em uma cor mais intensa, com absoro mxima em 550 nm. A concentra-o de protenas presentes nas amostras foi determinada atravs de uma curva padro previamente construda para a protena soro albumina bovina (BSA).


As concentraes de lipdeos, carboidratos e protenas foram convertidas em DQO e a diferena entre o valor da DQO e do somatrio das concentraes de lipdeos, carboi-dratos e protenas corresponde parcela de compostos no identificados, denominada outros. A converso das concentraes de carboidrato, protena e lipdeos em DQO foi feita a partir de coeficientes estequiomtricos baseados na composio tpica de cada substncia, de acordo com Henze et al. (2002):

Carboidrato (C10H18O9):

C10H8O9 + 10O2 10CO2 + 9H2O Equao 2.9

Protena (C14H12O7N2):

C14H12O7N2 + 12O2 + 2H+ 14CO2 + 3H20 + 2NH4

+ Equao 2.10

Lipdeo (C8H6O2):

C8H6O2 + 8,5O2 8CO2 + 3H20 Equao 2.11

Com base nessas reaes de oxidao, os fatores de converso foram calculados como 1,13 gDQO g-1 para carboidrato, 1,2 gDQO g-1 para protena e 2,03 gDQO g-1 para lipdeos. Aquino e Chernicharo (2005) determinaram esses fatores de converso experimental-mente, obtendo-se os seguintes valores: 1,01 gDQO g-1 para carboidrato, 1,56 gDQO g-1 para protena e 1,55 gDQO g-1 para lipdeos. Essa diferena entre os resultados tericos e empricos provavelmente se deve considerao de diferentes representantes tpicos de cada classe. Com relao aos fatores de converso de lipdeos, os quais apresentaram maior diferena entre si, uma justificativa seria a tendncia de compostos hidrofbicos apresentarem DQO menor do que o valor terico em funo da sua adsoro nas paredes de recipientes, pipetas, ponteiras, etc. (BAKER; MILKE; MIHELCIC,1999).

2.4.2. Resultados e discusso

2.4.2.1. DQO InerteNa Figura 2.7 so apresentados os perfis da DQO solvel durante o perodo de mo-nitoramento do experimento empregando-se o mtodo proposto por Germili, Orhon e Artan (1991) sob condies aerbias e anaerbias. As amostras empregadas foram diludas quatro vezes e, na Tabela 2.7, apresenta-se o resumo dos resultados obtidos. Observa-se que o lixiviado apresenta DQO inerte correspondente a 1,094 mg/L e 1,270 mg/L sob condies aerbias e anaerbias, respectivamente, e que a lise ocorreu apro-ximadamente por volta do 17 dia de incubao, haja vista que nesse dia houve um aumento nos valores de DQOtotal e DQOfiltrada.

RESDUOS SLIDOS 50

Tabela 2.7 > Resultado dos experimentos obtidos com o teste de Germili et al. (1991)

PARMETRO CONDIES AERBIAS CONDIES ANAERBIAS

DQO inicial lixiviado (mg/L) 2578 2374

DQO final lixiviado (mg/L) 373 544

DQO final glicose (mg/L) 100v 106

DQO inerte (mg/L) 273 438

DQO inerte* (mg/L) 1094 1270

*APS CORREO PELO FATOR DE DILUIO (QUATRO VEZES).

Observa-se que as fraes de DQO inerte a processos aerbios e anaerbios so rela-tivamente equivalentes, uma vez que aproximadamente 44 e 42% da DQO do lixiviado foi caracterizada como inerte ao metabolismo aerbio e anaerbio, respectivamente.

A alta concentrao de DQO inerte encontrada justifica a baixa biodegradabilidade re-presentada pela baixa relao DBO/DQO e refora a hiptese de que a parcela da DQO denominada outros e presente em todas as fraes do lixiviado (x < 1 kDa, 1 < x < 10 kDa, 10 < x < 100 kDa e x > 100 kDa) apresenta natureza refratria. Tais resultados sugerem que lixiviados com essas caractersticas demandam sistemas de tratamento que conjuguem processos fsico-qumicos atuando como pr ou ps-tratamento de processos biolgicos.

2.4.2.2 Identificao de CompostosObservou-se que muitos dos compostos identificados podem ser produtos de biode-gradao microbiana e hidrlise dentro da prpria clula de aterramento, enquanto outros podem ter origem sinttica, ou seja, so produtos que podem ter sido liberados de embalagens de produtos desinfetantes, plastificantes, produtos de higiene pessoal e produtos de limpeza.

Alguns dos compostos orgnicos identificados podem ser considerados constituintes da frao de DQO inerte. Compostos tais como 2- [2-propenil] ciclohexanona, bis [2-me-

Figura 2.7 Perfil de DQO solvel sob condies aerbias (A) e anaerbias (B)

A B


tilpropil] ster de 1,2-cido benzeno dicarboxilco, 2-etil cido hexanico, 4,4-[1-metil etilidene] bis-fenol, 1-metil, 4-(1metil etil) 1,2-ciclohexanodiol, 4-hidroxi-, , 4-tri-metil ciclo hexano metanol, cnfora, cido primrico, hidroximetil dihidrofuran-2-ona e epoxitriciclo [4.1.0.0 (3,5)] heptano, provavelmente sero resistentes degradao biolgica ou, mesmo sendo biodegradveis, demandaro um tempo de reteno supe-rior ao usualmente empregado em sistemas de tratamento biolgico.

Outros compostos podem estar associados baixa biodegradabilidade tanto aerbia quanto anaerbia em curto prazo. So compostos lentamente biodegradveis como 8-hexadecino, cidos tetradecanoico, pentadecanoico, hexadecanoico e octadecanoi-co, tetratetracontano, heptacosano, hexatriacontano, entre outros.

Na Figura 2.8 so apresentados os percentuais de cada classe de compostos identifi-cados neste estudo, obtidos pela razo da soma da rea dos compostos de cada classe pela soma da rea de todos os compostos, os quais representam uma medida indireta da concentrao de compostos orgnicos de cada classe.

Observa-se a predominncia de cidos, seguida pela classe de compostos cclicos e fenlicos, que podem ser responsveis pela baixa biodegradabilidade do lixiviado.

2.4.2.3 Distribuio de peso molecularNa Figura 2.9 so apresentadas as caracterizaes das fraes obtidas da ultrafiltrao das amostras das clulas ACO1, AC03 e AC05, respectivamente. Os grficos apresen-tam, para cada frao de peso molecular, a percentagem de carboidratos, lipdeos, protenas e outros, expressos como DQO. A expresso dos resultados, dessa forma, permite avaliar a contribuio relativa de cada classe de compostos em cada frao de

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