Tratamento de Lixiviados de Aterros Sanitários de Resíduos ... · 1 Tratamento de Lixiviados de Aterros Sanitários de Resíduos Sólidos Urbanos em Portugal Tiago Jorge Sousa da

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Tratamento de Lixiviados de Aterros Sanitários

de Resíduos Sólidos Urbanos em Portugal

Tiago Jorge Sousa da Costa

Dissertação para obtenção do Grau de Mestre em

Engenharia Civil

Orientador: Professora Filipa Maria Santos Ferreira

Júri

Presidente: Professor António Alexandre Trigo Teixeira

Orientador: Professora Filipa Maria Santos Ferreira

Vogal: Professor João Torres de Quinhones Levy

Outubro de 2015

2

3

Eu também quero o regresso

à natureza,

mas esse regresso não significa

ir para trás, e sim

para a frente

(Friedrich Nietzsche)

4

i

RESUMO

A presente dissertação de mestrado tem início com uma breve contextualização histórica e legal

da evolução da gestão dos resíduos sólidos urbanos em Portugal, com destaque para a problemática

associada aos lixiviados. Procede-se seguidamente à caracterização das águas lixiviantes, focando os

elementos que influenciam a produção e a composição do lixiviado, com enfase para os potenciais

impactes negativos que traz ao meio ambiente. A solução para a problemática tem início com a

introdução dos processos de tratamento que melhores resultados têm apresentado no tratamento

dos lixiviados, definindo critérios de dimensionamento, condições de operação e as vantagens e

desvantagens associadas à sua aplicação.

O confronto com a realidade nacional, no que concerne à opções de tratamento, surge através de

um contato direto com as entidades gestoras dos sistemas multimunicipais e dos sistemas

intermunicipais, obtendo informações sobre os atuais processos de tratamento aplicados em

Portugal. É realizada a descrição dos sistemas de tratamento através da definição de diagramas

lineares simplificados, com a respetiva explanação das etapas de tratamento. Efetua-se também a

caracterização do lixiviado afluente a cada estação de tratamento, e determinam-se as eficiências

globais das linhas de tratamento.

Para finalizar, apresenta-se um caso de estudo com o intuito de consolidar os temas abordados ao

longo desta dissertação de mestrado, no qual se procede a um pré-dimensionamento de âmbito

académico, da estação de tratamento de águas lixiviantes do aterro sanitário da Meia Serra, fazendo

uma análise comparativa com a solução existente.

Palavras-chave: lixiviado, poluentes, tratamento, eficiência.

ii

iii

ABSTRACT

The present master thesis begins with a brief historical and legal context of the evolution of

management of municipal solid waste in Portugal, highlighting the problems associated with leachate

production. Then, it is accomplished the characterization of the leachate, centering on the elements

that influence the production and leachate composition, with emphasis to the potential negative

impacts that it brings to the environment. The solution to the problem begins with the introduction

of the treatment processes that better results have presented in the treatment of the leachate,

setting criteria for design, operating conditions and the advantages and disadvantages associated

with their application.

The confrontation with the national reality, with regard to treatment options, comes through

direct contact with the managing entities of multimunicipal and intermunicipal systems, obtaining

information on current treatment processes applied in Portugal. It is realized the description of

leachate treatment systems by defining the linear simplified diagrams, with the respective

explanation of the treatment steps. The leachate, which flows to each treatment plant, it’s also

characterized, and the overall efficiency of the treatment lines it’s determined.

To finalize, it’s presented a case of study that allows to consolidate the topics covered throughout

this master thesis. In this case of study is realized a preliminary design of the leachate treatment

plant installed in Meia Serra, doing the respective comparative analysis with the existing solution.

Keywords: leachate, pollutants, treatment, efficiency.

iv

v

ÍNDICE

1 INTRODUÇÃO ..............................................................................................................................1

1.1 Enquadramento...................................................................................................................1

1.2 Objetivos .............................................................................................................................1

1.3 Organização.........................................................................................................................1

2 ENQUADRAMENTO HISTÓRICO E LEGAL ......................................................................................3

3 CARACTERIZAÇÃO DO LIXIVIADO .................................................................................................7

3.1 Considerações iniciais ..........................................................................................................7

3.2 Produção .............................................................................................................................7

3.3 Composição ....................................................................................................................... 10

4 PROCESSOS DE TRATAMENTO DO LIXIVIADO............................................................................. 19

4.1 Considerações iniciais ........................................................................................................ 19

4.2 Lagoas de regularização ..................................................................................................... 20

4.3 Processos de tratamento biológicos................................................................................... 21

4.3.1 Considerações iniciais ................................................................................................ 21

4.3.2 Lagoa arejada ............................................................................................................ 24

4.3.3 Lamas ativadas........................................................................................................... 27

4.3.4 Lagoa e digestor anaeróbio ........................................................................................ 30

4.4 Processos físico-químicos .................................................................................................. 33

4.4.1 Considerações iniciais ................................................................................................ 33

4.4.2 Coagulação/floculação ............................................................................................... 33

4.4.3 Oxidação química....................................................................................................... 35

4.4.4 Air stripping ............................................................................................................... 38

4.4.5 Membranas ............................................................................................................... 40

4.4.6 Carvão ativado ........................................................................................................... 45

4.4.7 Filtração ..................................................................................................................... 47

5 SISTEMAS DE TRATAMENTO ADOTADOS EM PORTUGAL ........................................................... 49


5.2 Sistemas multimunicipais .................................................................................................. 51

5.2.1 ALGAR........................................................................................................................ 51

5.2.2 AMARSUL .................................................................................................................. 52

5.2.3 BRAVAL ...................................................................................................................... 53

5.2.4 ERSUC ........................................................................................................................ 54

5.2.5 RESIESTRELA .............................................................................................................. 56

5.2.6 RESINORTE ................................................................................................................. 56

5.2.7 RESULIMA .................................................................................................................. 57

5.2.8 SULDOURO ................................................................................................................ 58

5.2.9 VALNOR ..................................................................................................................... 59

5.2.10 VALORLIS ................................................................................................................... 61

5.2.11 VALORMINHO ............................................................................................................ 62

5.2.12 VALORSUL .................................................................................................................. 63

vi

5.3 Sistemas intermunicipais ................................................................................................... 64

5.3.1 Ambilital .................................................................................................................... 64

5.3.2 Ambisousa ................................................................................................................. 65

5.3.3 Amcal ........................................................................................................................ 66

5.3.4 Ecobeirão ................................................................................................................... 67

5.3.5 Ecolezíria ................................................................................................................... 67

5.3.6 Gesamb ..................................................................................................................... 68

5.3.7 Lipor .......................................................................................................................... 69

5.3.8 Resialentejo ............................................................................................................... 70

5.3.9 Resíduos do Nordeste ................................................................................................ 70

5.3.10 Resitejo ...................................................................................................................... 71

5.3.11 Tratolixo .................................................................................................................... 71

5.4 Região Autónoma da Madeira ........................................................................................... 72

5.5 Região Autónoma dos Açores ............................................................................................ 73

5.5.1 AMIP .......................................................................................................................... 73

5.5.2 AMISM ....................................................................................................................... 73

5.5.3 Câmara Municipal de Vila do Porto ............................................................................ 73

5.5.4 Nordeste Ativo ........................................................................................................... 73

5.5.5 Teramb ...................................................................................................................... 74

5.6 Análise dos dados recolhidos ............................................................................................. 75

6 CASO DE ESTUDO: ETAL DA MEIA SERRA ................................................................................... 81


6.2 Caracterização da ETAL da Meia Serra ............................................................................... 81

6.3 Dados de base e linha de tratamento adotada ................................................................... 82

6.3.1 Produção de lixiviado ................................................................................................. 82

6.3.2 Definição da linha de tratamento ............................................................................... 84

6.4 Pré-dimensionamento da ETAL .......................................................................................... 86

6.4.1 Tanque de regularização ............................................................................................ 86

6.4.2 Lagoa arejada ............................................................................................................ 87

6.4.3 Câmara de mistura rápida .......................................................................................... 88

6.4.4 Câmara de floculação ................................................................................................. 89

6.4.5 Decantador secundário .............................................................................................. 90

6.4.6 Unidade de osmose inversa ....................................................................................... 90

6.4.7 Reservatório de água tratada ..................................................................................... 91

6.5 Apreciação crítica .............................................................................................................. 92

7 CONCLUSÕES ............................................................................................................................ 95

REFERÊNCIAS BIBLIOGRÁFICAS.......................................................................................................... 99

ANEXOS .......................................................................................................................................... 103

Anexo A .................................................................................................................................. 105

Anexo B .................................................................................................................................. 109

Anexo C .................................................................................................................................. 117

vii

ÍNDICE DE FIGURAS

Figura 2.1 – Lixeiras ativas em Portugal Continental, em 1995 [3] .......................................................3

Figura 3.1 – Variação da composição do lixiviado e do biogás ao longo das fases de estabilização de

um aterro ......................................................................................................................................... 12

Figura 4.1 – Representação esquemática do processo por lamas ativadas [21] .................................. 27

Figura 4.2 – Representação esquemática de um digestor anaeróbio [21] .......................................... 31

Figura 4.3 – Decantador secundário com alimentação central e sistema de remoção de lamas por

raspador [28] .................................................................................................................................... 34

Figura 4.4 – Esquema de tratamento comum do PAO por reagente de Fenton [32] ........................... 37

Figura 4.5 – Sistema de tratamento por air stripping [25] .................................................................. 39

Figura 4.6 – Configuração típica de um sistema de osmose inversa de duas fases [7] ........................ 42

Figura 5.1 – Sistemas de gestão dos RSU (multimunicipais em letras maiúsculas e intermunicipais em

letras ................................................................................................................................................ 49

Figura 5.2 – Sistemas de gestão dos RSU presentes na região autónoma da Madeira ........................ 50

Figura 5.3 – Sistemas de gestão dos RSU presentes na região autónoma dos Açores ......................... 50

Figura 5.4 – Esquema de tratamento adotado nas ETAL dos aterros sanitários de Portimão e de Loulé

......................................................................................................................................................... 51

Figura 5.5 – Sistema de tratamento existente na EPTAR do aterro sanitário de Palmela .................... 52

Figura 5.6 – Linha de tratamento presente na ETAL do aterro sanitário da Póvoa de Lanhoso ........... 53

Figura 5.7 – Esquema de tratamento implantado na ETAL do aterro sanitário de Coimbra ................ 54

Figura 5.8 – Sistema de tratamento adotado na ETAL do aterro sanitário de Aveiro .......................... 55

Figura 5.9 – Linha de tratamento implantada nos CITVRSU de Aveiro e de Coimbra .......................... 55

Figura 5.10 – Linha de tratamento implementado na ETAL do aterro sanitário do Fundão ................ 56

Figura 5.11 – Esquema de tratamento adotado na ETAL dos aterros sanitários de Bigorne, Boticas,

Celorico de Basto e Vila Real ............................................................................................................. 57

Figura 5.12 – Sistema de tratamento adotado na ETAL do aterro sanitário de Viana do Castelo ........ 58

Figura 5.13 – Linha de tratamento existente na ETAL do aterro sanitário de Vila Nova de Gaia ......... 59

Figura 5.14 – Esquema de tratamento presente na ETAL do aterro sanitário de Avis ......................... 60

Figura 5.15 –Sistema de tratamento adotada na ETAL do aterro sanitário de Abrantes ..................... 60

Figura 5.16 – Linha de tratamento adotado na ETAL do aterro sanitário de Castelo Branco ............... 61

Figura 5.17 – Esquema de tratamento adotado na ETAL do aterro sanitário de Leiria ........................ 62

Figura 5.18 – Sistema de tratamento existente na ETAL do aterro sanitário de Valença..................... 63

Figura 5.19 – Linha de tratamento adotado na ETAL do aterro sanitário de Vila Franca de Xira ......... 63

Figura 5.20 – Esquema de tratamento existente na ETAL do aterro sanitário do Cadaval................... 64

Figura 5.21 – Sistema de tratamento adotado na ETAL do aterro sanitário de Santiago do Cacém..... 65

Figura 5.22 – Linha de tratamento existente nas ETAL de Lousada e de Penafiel ............................... 65

Figura 5.23 – Sistema de tratamento adotado na ETAL do aterro sanitário de Cuba .......................... 66

Figura 5.24 – Sistema de tratamento adotado na ETAL do aterro sanitário de Tondela ...................... 67

Figura 5.25 – Sistema de tratamento presente na ETAL do aterro sanitário de Almeirim ................... 68

Figura 5.26 – Sistema de tratamento existente na ETAL do aterro sanitário de Évora ........................ 68

Figura 5.27 – Sistema de tratamento existente da ETAL do aterro sanitário da Maia ......................... 69

Figura 5.28 – Sistema de tratamento adotado na ETAL do aterro sanitário de Beja ........................... 70

Figura 5.29 – Sistema de tratamento existente na ETAL do aterro sanitário de Mirandela ................. 70

viii

Figura 5.30 – Sistema de tratamento presente na ETAL do aterro sanitário da Chamusca ................. 71

Figura 5.31 – Sistema de tratamento adotado na ETAL do aterro sanitário de Cascais ....................... 72

Figura 5.32 – Sistema de tratamento adotado na ETAL do aterro sanitário da Meia Serra ................. 72

Figura 5.33 – Sistema de tratamento adotado na ETAL do aterro sanitário de Ponta Delgada............ 73

Figura 5.34 – Linha de tratamento implementada na ETAL do aterro sanitário da Ilha Terceira ......... 74

Figura 6.1 – ETRS da Meia Serra ........................................................................................................ 81

Figura 6.2 – Diagrama linear simplificado do sistema de tratamento ................................................. 86

ix

ÍNDICE DE QUADROS

Quadro 3.1 – Coeficientes de escoamento [12] ...................................................................................8

Quadro 3.2 – Principais elementos resultantes da degradação de alguns resíduos sólidos [1] ........... 11

Quadro 3.3 – Concentrações (mg/l) típicas dos constituintes de um lixiviado [1][17] ......................... 14

Quadro 3.4 – Concentrações (mg/l) típicas dos constituintes de um lixiviado, dependendo da fase de

estabilização [16] .............................................................................................................................. 15

Quadro 4.1 – Processos unitários de tratamento descritos neste capítulo ......................................... 20

Quadro 4.2 – Eficiências de remoção de alguns parâmetros das lagoas de regularização [20] ........... 21

Quadro 4.3 – Classes de bactérias [18] .............................................................................................. 22

Quadro 4.4 – Valores de coeficientes cinéticos referentes a águas lixiviantes, obtidos por diferentes

autores no processo de tratamento por lagoas arejadas [11] ............................................................ 25

Quadro 4.5 – Valores de coeficientes cinéticos referentes a águas lixiviantes, obtidos por diferentes

autores no processo de tratamento por lamas ativadas .................................................................... 28

Quadro 4.6 – Agentes oxidantes e respetivo potencial de oxidação [18] ........................................... 36

Quadro 4.7 – Processos avançados de oxidação mais comuns [34] .................................................... 36

Quadro 4.8 – Valores típicos para os parâmetros de dimensionamento de uma torre de stripping para

remoção de COV e de azoto amoniacal [18] ...................................................................................... 40

Quadro 4.9 – Configuração das membrana e respetiva área de contacto por unidade de volume [26]

......................................................................................................................................................... 41

Quadro 4.10 – Processos de tratamento por membranas mais comuns [1][7][26] ............................. 41

Quadro 5.1 – Caracterização do lixiviado e eficiência global média de tratamento da ETAL do aterro

sanitário de Portimão ....................................................................................................................... 52


sanitário de Loulé3 ............................................................................................................................ 52


sanitário do Seixal [4] ........................................................................................................................ 52


sanitário da Serra do Carvalho .......................................................................................................... 53


sanitário de Coimbra [4].................................................................................................................... 54


sanitário de Aveiro [4] ....................................................................................................................... 55

Quadro 5.7 – Caracterização do lixiviado e eficiência global média de tratamento da ETAL do Fundão

[4] ..................................................................................................................................................... 56

Quadro 5.8 – Caracterização do lixiviado e eficiência global média de tratamento da ETAL de Bigorne

[4] ..................................................................................................................................................... 57

Quadro 5.9 – Caracterização do lixiviado e eficiência global média de tratamento da ETAL de Celorico

de Basto [4] ...................................................................................................................................... 57


sanitário de Viana do Castelo ............................................................................................................ 58


sanitário de Vila Nova de Gaia [4] ..................................................................................................... 59

x


sanitário de Avis ............................................................................................................................... 60


sanitário de Abrantes6....................................................................................................................... 60


sanitário de Castelo Branco ............................................................................................................... 61


sanitário de Leiria ............................................................................................................................. 62


sanitário de Valença.......................................................................................................................... 63


sanitário de Vila Franca de Xira [4] .................................................................................................... 64


sanitário de Santiago do Cacém ........................................................................................................ 65


sanitário de Lousada ......................................................................................................................... 65


sanitário de Penafiel10 ....................................................................................................................... 66


sanitário de Cuba .............................................................................................................................. 66


sanitário de Tondela ......................................................................................................................... 67


sanitário de Almeirim ........................................................................................................................ 68


sanitário de Évora ............................................................................................................................. 69


sanitário da Maia .............................................................................................................................. 69


sanitário de Mirandela ...................................................................................................................... 70


sanitário da Chamusca ...................................................................................................................... 71


sanitário da Meia Serra [43] .............................................................................................................. 72


sanitário da Ilha Terceira ................................................................................................................... 74

Quadro 5.30 – Resumo dos sistemas de tratamento adotados nas ETAL em Portugal ........................ 75

Quadro 5.31 – Concentrações obtidas dos constituintes que caracterizam um lixiviado (os dados para

a sua elaboração estão dispostos no Anexo B) .................................................................................. 77

Quadro 6.1 – Postos udométricos selecionados na área circundante à ETRS da Meia Serra ............... 82

Quadro 6.2 – Precipitações mensais médias (mm) de postos udométricos na área circundante à ETRS

da Meia Serra ................................................................................................................................... 83

Quadro 6.3 – Caudais médios mensais e diários de lixiviados ............................................................ 83

Quadro 6.4 – Valores limite de emissão de acordo com o Decreto-Lei n.º 236/98 de 1 de agosto...... 84

xi

Quadro 6.5 – Concentrações típicas dos constituintes de um lixiviado proveniente de um aterro

sanitário jovem ................................................................................................................................. 84

Quadro 6.6 – Caraterísticas geométricas do tanque de regularização ................................................ 87

Quadro 6.7 – Condições de funcionamento do tanque de regularização ........................................... 87

Quadro 6.8 – Caraterísticas geométricas das lagoas .......................................................................... 87

Quadro 6.9 – Condições de funcionamento das lagoas arejadas ........................................................ 87

Quadro 6.10 – Características geométricas das câmaras de mistura rápida ....................................... 88

Quadro 6.11 – Condições de funcionamento das câmaras de mistura ............................................... 89

Quadro 6.12 – Caraterísticas geométricas de cada compartimento ................................................... 89

Quadro 6.13 – Gradientes de velocidade e potência dos electroagitadores para cada compartimento

......................................................................................................................................................... 89

Quadro 6.14 – Condições de funcionamento das câmaras de floculação ........................................... 89

Quadro 6.15 – Caraterísticas geométricas dos decantadores............................................................. 90

Quadro 6.16 – Condições de funcionamento dos decantadores ........................................................ 90

Quadro 6.17 – Estimativa para as remoções e eficiência global de alguns dos principais parâmetros

que caracterizam o lixiviado .............................................................................................................. 91

Quadro 6.18 – Caraterísticas geométricas do reservatório de água tratada ....................................... 91

Quadro 6.19 – Condições de funcionamento do reservatório de água tratada .................................. 91

Quadro A.1 – Controlo dos lixiviados produzidos em aterros sanitários em exploração, de acordo com

o Decreto-Lei n.º 183/2009 de 10 de agosto ................................................................................... 105

Quadro A.2 – Controlo das águas subterrâneas, de acordo com o Decreto-Lei n.º 183/2009 de 10 de

agosto............................................................................................................................................. 106

Quadro A.3 – Valores limite de emissão na descarga de água residuais, de acordo com o Decreto-Lei

n.º 236/98 de 1 de agosto ............................................................................................................... 107

Quadro B.4 – Dados para a elaboração do Quadro 5.31 .................................................................. 109

Quadro B.5 – Dados para a elaboração do Quadro 5.31 (continuação) ............................................ 110





Quadro B.10 – Dados para a elaboração do Quadro 5.31 (continuação) .......................................... 115

Quadro B.11 – Dados para a elaboração do Quadro 5.31 (continuação) .......................................... 116

Quadro C.12 – Valores dos coeficiente cinéticos ............................................................................. 117

xii

xiii

LISTA DE ABREVIATURAS E SÍMBOLOS

RSU – resíduos sólidos urbanos 𝑁𝑂𝑥 – concentração de azoto amoniacal que é

ETAL – estação de tratamento de águas lixiviantes oxidado a nitratos

PERSU – plano estratégico dos resíduos sólidos NOr – nitratos removidos

urbanos SDNR – taxa específica de desnitrificação

VLE – valor limite de emissão V – volume da lagoa ou digestor

ERSAR – entidade reguladora dos serviços de águas e ηCQO – percentagem de remoção de CQO pretendida

resíduos K – constante de reação de primeira ordem

ETAR – estação de tratamento de águas residuais Pe – potência do eletroagitador

R – escoamento superficial G – gradiente de velocidade

c – coeficiente de escoamento µ – viscosidade dinâmica da água

P – precipitação registada no local Vecm – volume efetivo da câmara de mistura

L – quantidade de lixiviado produzido PAO – processos avançados de oxidação

ETR – evapotranspiração Fw – fluxo de lixiviado

ED – água contida nos resíduos kw – coeficiente de transferência de massa para a

HELP – hydrologic evalutation of landfill performance água

HSSWD – hydrologic simulation on solid waste ΔPa – gradiente de pressão médio imposto

disposal sites ΔΠ – gradiente de pressão osmótica

WBM – water balance model Qp – caudal de permeado

CBO5 – carência bioquímica de oxigénio aos cinco dias A – área

COT – carbono orgânico total Pf – pressão no fluxo de lixiviado

CQO – concentração química de oxigénio Pc – pressão no fluxo de concentrado

SST – sólidos suspensos totais Pp – pressão no fluxo de permeado

AOX – adsorbable organic halides Πf – pressão osmótica do lixiviado

TKN – total Kjeldahl nitrogen Πc – pressão osmótica do concentrado

COV – compostos orgânicos voláteis Πp – pressão osmótica do permeado

TRH – tempo de retenção hidráulico Fi – fluxo de soluto

𝐼 – tempo de retenção da biomassa ativa ki – coeficiente de transferência de massa de soluto

Se – concentração teórica de CBO5 (ou CQO) no ΔCi – gradiente de concentração de soluto

efluente Cf – concentração de soluto no lixiviado

KS – concentração de CBO5 (ou CQO) no afluente, a Cc – concentração de soluto no concentrado

metade da taxa máxima de crescimento Cp – concentração de soluto no permeado

kd – coeficiente de decaimento endógeno R – taxa de rejeição

Y – taxa máxima de utilização de CBO5 r – taxa de recuperação

K – taxa máxima de utilização de CBO5 GAC – granular activated carbon

X – concentração de biomassa na lagoa arejada PAC – powdered activated carbon

S0 – concentração de CBO5 solúvel (ou CQO) no Xsa – massa de substância adsorvida

afluente M – massa de carvão ativado

S – concentração de CBO5 (ou CQO) no efluente KF – coeficiente de Freundlich

k – coeficiente de degradação de CBO5 C – concentração da substância a adsorver

RO – quantidade de oxigénio a fornecer n – constante

Q – caudal de lixiviado EBCT – empty bed contact time

PX – produção de biomassa ativa IRAR – instituto regulador de água e resíduos

MLSS – mixed liquor suspended solids ETRS – estação de tratamento de resíduos sólidos

MLVSS – mixed liquor volatile suspended solids

F:M – food to micro-organism ratio

Vnox – volume do tanque anóxico

xiv

1

1 INTRODUÇÃO

1.1 Enquadramento

O processo de tratamento de resíduos sólidos urbanos (RSU) mais económico e largamente

utilizado em todo o mundo é o aterro sanitário e, embora se continuem a desenvolver alternativas

para o tratamento dos RSU, os aterros sanitários prevalecem como pilar dos sistemas de gestão

integrada de RSU, quer seja solução única ou solução complementar de outros processos [1]. Da sua

implementação decorrem diversos impactes ambientais cuja minimização resulta de um esforço

multidisciplinar que se concentra nos principais vetores ambientais: água, solo, ar e ruído. Surge,

portanto, a preocupação relativamente ao destino final dos lixiviados gerados nos aterros sanitários,

resultado direto da lixiviação dos agentes poluentes presentes nos resíduos depositados pela

infiltração da água resultante da precipitação [1]. De modo a proporcionar um adequado destino

final às águas lixiviantes têm vindo, nas últimas décadas, a ser adaptados processos de tratamento de

águas residuais para eliminar a carga poluente dos lixiviados, surgindo as estações de tratamento de

águas lixiviantes (ETAL).

1.2 Objetivos

A presente dissertação de mestrado foi desenvolvida no âmbito do Mestrado Integrado em

Engenharia Civil. Os principais objetivos concentram-se no desenvolvimento da problemática

associada às águas lixiviantes produzidas em aterros sanitários de RSU, com foco na legislação

vigente relativa ao destino dos lixiviados em Portugal; na caracterização qualitativa e quantitativa

dos lixiviados; na revisão bibliográfica dos principais processos de tratamento, com definição de

critérios de conceção, de dimensionamento e de operação; na compreensão do panorama nacional

ao nível dos sistemas de tratamento adotados; e no desenvolvimento de um caso de estudo de

acordo com os elementos teóricos abordados.

1.3 Organização

A presente dissertação de mestrado está desenvolvida em sete capítulos, de acordo com o

exposto nos seguintes parágrafos.

No Capítulo 1, Introdução, contextualiza-se a problemática associada ao tratamento de lixiviados

e definem-se os objetivos e organização da dissertação.

O Capítulo 2, Enquadramento Histórico e Legal, visa à discrição da evolução histórica do

tratamento de lixiviados em Portugal, com associação direta à gestão dos resíduos sólidos urbanos,

2

culminando na definição dos tramites legais inerentes à gestão das águas lixiviantes, com análise à

legislação vigente.

No Capítulo 3, Caracterização de Lixiviados, procede-se primeiramente a uma análise dos diversos

fatores que influenciam a produção de lixiviados, com o consequente estudo à sua composição,

introduzindo os principais agentes poluentes e a sua origem, bem como os parâmetros que

caracterização as águas lixiviantes.

No Capítulo 4, Processos de Tratamento de Lixiviados, descrevem-se os processos de tratamento

mais comumente aplicados no tratamento de águas lixiviantes, definindo os principais parâmetros de

dimensionamento, critérios de operação e as vantagens e desvantagens.

No Capítulo 5, Sistemas de Tratamento em Portugal, estabelece-se o estado da arte no que

concerne aos sistemas de tratamento, atualmente, existentes em Portugal Continental e nas Regiões

Autónomas da Madeira e dos Açores, passando pela caracterização dos lixiviados produzidos, assim

como da determinação da eficiência média de cada sistema de tratamento na remoção dos

poluentes, com base nos principais parâmetros que caracterizam as águas lixiviantes. No fim

procede-se a uma análise dos dados recolhidos.

O Capítulo 6, Caso de Estudo: ETAL da Meia Serra, consiste num pré-dimensionamento de um

sistema de tratamento de âmbito académico, com base em dados da ETAL da Meia Serra, com foco

na estimativa da produção de lixiviados, na caracterização da sua composição, nos parâmetros de

dimensionamento, condições de funcionamento e na estimativa das eficiências de remoção obtidas

pelo sistema de tratamento, tendo como critérios os elementos teóricos abordados nos capítulos

antecedentes.

No Capítulo 7, Conclusões, reúnem-se as principais conclusões relativas aos temas desenvolvidos

na presente dissertação de mestrado.

3

2 ENQUADRAMENTO HISTÓRICO E LEGAL

Existe registo da preocupação com a recolha e deposição dos RSU em Portugal desde o século XV,

tendo o rei D. João II decretado, “(…) por carta régia de 1486, que nas freguesias da capital fossem

contratadas pessoas, pagas pelos moradores, para a limpeza das ruas” [2]. Contudo não houve muita

adesão a esta medida. Desde então, ao longo da história de Portugal, podem ser identificadas

diversas tentativas para solucionar a questão relativa à gestão dos RSU, no entanto, por falta de

determinação ou conhecimento, as medidas adotadas não se mostraram adequadas e objetivas, não

tendo sido produzida legislação com capacidade suficiente para intervir eficazmente nesta

problemática. Este facto conduziu, por associação, a uma lacuna no que respeita ao tratamento de

lixiviados produzidos resultantes da deposição dos RSU. Como consequência, o destino final de

aproximadamente 76% dos RSU produzidos em Portugal até 1995 eram as cerca de 302 lixeiras a céu

aberto, cuja distribuição espacial exposta na Figura 2.1 permite constatar a gravidade da situação

instalada [1].

Figura 2.1 – Lixeiras ativas em Portugal Continental, em 1995 [3]

4

Em 1993 deram-se os primeiros passos fundamentais na promoção da gestão dos RSU. Assim,

através do Decreto-Lei n.º 372/93, de 29 de outubro, e do Decreto-Lei n.º 379/93, de 5 de novembro,

estabeleceu-se o regime legal que possibilitou a participação de capitais privados, sob a forma de

concessão, em atividades anteriormente da estrita responsabilidade do setor público,

nomeadamente: “(…) captação, tratamento e distribuição de água para consumo público, recolha,

tratamento e rejeição de efluentes, e recolha e tratamento de resíduos sólidos”. Os mesmos

diplomas permitiram a partição do país em sistemas multimunicipais, intermunicipais e municipais,

tornando-se num impulso significativo para a criação de soluções integradas e no desenvolvimento

de economias de escala, o que facilitou o acesso a financiamentos que, de outro modo, não seriam

possíveis [4].

Em julho de 1997, por iniciativa do Ministério do Ambiente, foi elaborado o Plano Estratégico dos

Resíduos Sólidos Urbanos (PERSU), com o objetivo de implementar uma linha de orientação para a

gestão de resíduos [1]. Este documento foi o verdadeiro impulsionador da gestão dos RSU em

Portugal, dado que estabeleceu um limite temporal para o encerramento das lixeiras existentes e

implementação de alternativas viáveis, tendo por base a estratégia de reduzir, reutilizar e reciclar.

Com as novas abordagens na gestão dos RSU, iniciou-se um controlo mais rigoroso dos impactes

que lhes estão associados e, no que concerne aos aterros sanitários, foi desenvolvido o Decreto-Lei

n.º 152/2002, de 23 de maio, o qual permitiu regulamentar através de um conjunto de normas e

critérios aspetos inerentes aos aterros sanitários, nomeadamente a sua instalação, exploração,

encerramento e procedimentos no pós-encerramento. Nesse sentido, estabeleceram-se critérios de

proteção, controlo e monitorização de diversos meios recetores suscetíveis de sofrerem impactes

resultantes, direta ou indiretamente, da presença de um aterro sanitário. Atualmente o Decreto-Lei

n.º 183/2009, de 10 de agosto, revoga o Decreto-Lei n.º 152/2002, de 23 de maio.

A água é um dos bens fundamentais à vida, pelo que, a produção de lixiviados em aterros

sanitários torna-se um ponto de elevada importância, uma vez que as suas caraterísticas poluentes

provocam impactes negativos nos meios hídricos e no solo.

Atendendo ao Decreto-Lei n.º 183/2009, de 10 de agosto, os lixiviados devem passar por um

processo de tratamento e terem um destino final apropriado, sendo estas ações um dever do

operador. Segundo o mesmo diploma “(…) As unidades de tratamento dos lixiviados deverão possuir

os órgãos necessários para permiti a interrupção do seu funcionamento para manutenção e avarias.

A capacidade destes órgãos deverá, cumulativamente, ser suficiente para absorver a afluência de

lixiviados associada a condições pluviométricas excecionais típicas do local em causa.”

5

No Anexo III, Parte A e B, do Decreto-Lei n.º 183/2009 de 10 de agosto estão definidos os

parâmetros a medir e a monitorizar, relativamente aos lixiviados produzidos, às águas subterrâneas,

às águas superficiais e às bacias de lixiviados, bem como a periodicidade das análises e medições.

Estas devem ser realizadas tanto durante a fase de exploração, como após o encerramento dos

aterros sanitários, sendo da responsabilidade do operador a sua execução. O mesmo diploma indica

que compete também ao operador obter amostras da água dos meios hídricos adjacentes ao aterro

sanitário, tanto subterrâneos como superficiais, antes do início da exploração do mesmo, de modo a

obter valores de controlo dos parâmetros a analisar posteriormente. No Anexo A é possível consultar

os Quadro A.1 e Quadro A.2 que contêm uma síntese dos parâmetros a analisar e a periodicidade das

análises, tanto para controlo dos lixiviados como para controlo das águas subterrâneas. As condições

de monitorização das águas superficiais são definidas pela administração de região hidrológica

competente, sem prejuízo do previsto no Decreto-Lei n.º 183/2009, de 10 de agosto. Após o

encerramento dos aterros sanitários a qualidade dos lixiviados deve ser controlada semestralmente,

sendo os parâmetros a determinar os presentes no Quadro A.1 do Anexo A.

Dado não existir legislação diretamente aplicável à descarga de lixiviados em meios hídricos, o

Decreto-Lei n.º 236/98, de 1 de agosto, que contém normas e critérios relativos à descarga de águas

residuais nos meios hídricos, torna-se extensível também à descarga de lixiviados em meios hídricos

[4]. Sendo o objetivo deste diploma promover a qualidade dos meios hídricos e a proteção da saúde

pública, no Anexo XVIII do mesmo decreto-lei, estão estabelecidos valores limite de emissão (VLE)

para diversos elementos potencialmente nocivos que podem ser consultados no Anexo A, Quadro

A.3.

De acordo com os regimes legais apresentados, existem bases para uma caracterização detalhada

do lixiviado produzido em cada aterro sanitário, assim como o nível de tratamento a garantir em

cada situação, quer seja descarga em meio hídrico ou em coletor municipal.

Atualmente, a entidade responsável pela regulação do setor dos resíduos é a Entidade Reguladora

dos Serviços de Águas e Resíduos (ERSAR) que, por sua vez, estabelece os indicadores para avaliação

da qualidade dos serviços proporcionados pela várias entidades gestoras do vetor dos resíduos.

Desta forma, o indicador RU15 procura avaliar percentualmente a qualidade dos lixiviados com base

na legislação aplicável relativa aos parâmetros legais de descarga das águas lixiviantes. O mesmo

define-se como a razão entre o número total de análises requeridas (dRU34) e o número de análises

realizadas aos lixiviados tratados cujos resultados estão em conformidade com a legislação aplicável

(dRU35), tomando como referência os seguintes intervalos de valores: qualidade do serviço boa

entre [95;100], qualidade do serviço mediana [75;95[ e qualidade do serviço insatisfatória [0;75[ [6].

6

7

3 CARACTERIZAÇÃO DO LIXIVIADO

3.1 Considerações iniciais

O aterro sanitário como destino final dos resíduos sólidos urbanos é uma das formas de

tratamento mais utilizadas, e também uma das mais económicas. Embora pareça ser uma solução

adequada e simples, este tipo de tratamento, muitas vezes denominado confinamento técnico de

resíduos sólidos urbanos, apresenta diversos impactes de cariz preocupante, razão pela qual a sua

implementação deve resultar de um processo criterioso [1][7]. Um aspeto bastante importante a

considerar na sua conceção é a adequada capacidade de reter, captar, tratar e monitorizar o lixiviado

produzido, dado este ser um dos principais causadores dos graves problemas ambientais associados

aos aterros sanitários [8].

No interior de um aterro sanitário ocorrem diversas reações físico-químicas que permitem a

degradação de forma natural dos resíduos depositados, resultando efluentes residuais líquidos (e

gasosos) constituídos na sua essência por compostos orgânicos e inorgânicos. Na sequência de

eventos de precipitação as águas pluviais percolam através da massa de resíduos e arrastam os

efluentes residuais líquidos, como resultado formam-se as águas lixiviantes ou lixiviados, de cor

escura, odor nauseabundo e com elevada concentração de contaminantes [1][7].

3.2 Produção

Em geral, a quantidade de água que percola através da massa de resíduos é diretamente

proporcional à quantidade de contaminantes extraídos, nesse sentido, é importante obter-se uma

estimativa dos lixiviados produzidos. Uma abordagem adotada por diversos autores é a realização de

um balanço hídrico [9]. Vários são os fatores que influenciam o caudal de lixiviados: a precipitação, o

escoamento superficial, a evapotranspiração, a capacidade de retenção de água, a água contida nos

resíduos sólidos urbanos e a possível deposição de lamas provenientes dos processos de tratamento

das ETAL e das estações de tratamento de águas residuais (ETAR) [8].

A precipitação representa toda a água que, após precipitar da atmosfera, atinge a área abrangida

pelo aterro sanitário, sob a forma líquida ou sólida. A melhor estimativa para a precipitação é obtida

com recurso a medições no local, contudo quando se procede a um cálculo expedito é possível

recorrer a valores de precipitação obtidos em estações meteorológicas, cuja área de influência

abranja o local em estudo. Após ocorrer um evento de precipitação, o balanço hídrico depende de

uma forma simplificada da infiltração, do escoamento superficial, da evaporação e da

evapotranspiração [10].

8

O escoamento superficial representa a fração da precipitação que se escoa à superfície do

terreno, não tendo oportunidade de se infiltrar. A sua ocorrência depende de vários fatores,

incluindo a intensidade e a duração do evento de precipitação, as condições antecedentes de

humidade do solo, a permeabilidade do solo de cobertura, a inclinação do terreno e o tipo de

vegetação de cobertura [10]. De uma forma simplificada, o escoamento superficial pode ser

determinado através do método racional [11]:

𝑅 = 𝑐 × 𝑃 (3.1)

𝑅 – estimativa do escoamento superficial médio mensal;

𝑃 – precipitação média mensal;

𝑐 – coeficiente de escoamento.

O coeficiente de escoamento é um valor empírico que depende da natureza do solo, da inclinação

do terreno. No Quadro 3.1 propõem-se valores para o mesmo [11].

Quadro 3.1 – Coeficientes de escoamento [12]

A utilização de coeficientes de escoamento empíricos deve ser feita com a devida precaução,

dado que a superfície de um aterro sanitário em exploração difere de forma significativa

relativamente a um aterro sanitário encerrado, produzindo efeitos no escoamento superficial que

não podem ser desconsiderados. Desta forma, os coeficientes de escoamento aplicados a um aterro

sanitário em exploração podem induzir uma sobre estimação da quantidade de água que se escoa

superficialmente, e, como consequência, subestimar a percolação [9].

A evapotranspiração consiste na perda de água para a atmosfera através da transpiração da

vegetação, em conjunto com a evaporação que ocorre no solo. Deste modo, depende do tipo de

solo, do tipo de vegetação e das condições de humidade do solo, que por sua vez é influenciada por

fatores climáticos como a precipitação, temperatura e humidade [10]. Dados hidrológicos permitem

constatar que a perda de água por transpiração da vegetação presente na camada de cobertura de

Condições de cobertura Inclinação (%) Tipo de solo

Marga arenosa Argila margosa Argila

Com vegetação

0 – 5 0,10 0,30 0,40

5 – 10 0,16 0,36 0,55

10 – 30 0,22 0,42 0,60

Sem vegetação

0 – 5 0,30 0,50 0,60

5 – 10 0,40 0,60 0,70

10 – 30 0,52 0,72 0,82

9

um aterro sanitário, é superior à perda de água por evaporação que pode ocorrer num solo de

cobertura sem vegetação. Contudo, é importante fazer-se uma distinção entre um aterro sanitário

encerrado e um em exploração, onde não existe possibilidade de aplicar uma cobertura vegetal, pelo

que, de um modo geral, a componente da transpiração apenas entra no balanço hidrológico

realizado para aterros sanitários selados [11]. Em períodos secos constata-se que a

evapotranspiração que ocorre é por norma inferior à evapotranspiração potencial, obtendo a

designação de evapotranspiração real [10]. Os seus valores são usualmente obtidos através das

medições efetuadas nas estações meteorológicas, cuja área de influência abranja o local em análise.

A perda de água por evaporação tem uma determinação complexa, pelo que, simplificadamente,

pode ser estimada através da evapotranspiração real e o tipo de solo [8].

Pode-se assumir, teoricamente, que a percolação da água infiltrada através da massa compacta

de resíduos se assemelha à que ocorre numa camada de solo, apresentando da mesma forma

capacidade de retenção de água. Uma vez atingida a capacidade máxima de retenção de água na

massa de resíduos ocorre a produção significativa de lixiviado na base do aterro sanitário [10], sendo

que, de uma forma aproximada, toda a água infiltrada se converte em lixiviado.

A água contida nos resíduos sólidos urbanos representa cerca de 40% do peso dos resíduos, mas

apenas 6% é efetivamente mobilizada. No entanto, este valor não deve ser desprezado uma vez que

pode atingir ordens de grandeza significativas para o volume total de lixiviados produzidos [1][8].

Existe por vezes a possibilidade de deposição de lamas provenientes dos processos de tratamento

nas ETAL e nas ETAR, em aterros sanitários. Quando este cenário se verifica, deve também entrar no

balanço hídrico o volume de água contido nas lamas depositadas.

O balanço hídrico, para determinação dos lixiviados gerados num aterro sanitário em exploração,

pode ser definido através da expressão(3.2) [1][11]. Os resultados obtidos através deste método

revelam-se ser quase tão precisos como os determinados recorrendo a métodos de análise mais

complexos [11]:

𝐿 = 𝑃 − 𝑅 − 𝐸𝑇𝑅 + 𝐸𝐷 (3.2)

𝐿 – quantidade de lixiviado produzido;

𝑃 – precipitação registada no local;

𝑅 – escoamento superficial;

𝐸𝑇𝑅 – evapotranspiração;

𝐸𝐷 – água contida nos RSU.

10

A equação apresentada exclui a possibilidade de infiltração de água pelos taludes e pelo fundo do

aterro sanitário, uma vez que se assume um aterro sanitário bem projetado, isto é, com uma correta

impermeabilização do fundo e dos taludes.

Na ausência ou insuficiência de informação, é usual considerarem-se valores teóricos que se

baseiam em variáveis de fácil determinação, como por exemplo, a precipitação média anual ou a

quantidade de resíduos depositados no aterro. Num cálculo expedito é aceitável considerar-se que a

produção média anual de lixiviados representa entre 15 a 25% da precipitação média anual [1].

Estudos realizados assumindo que aproximadamente 13% da precipitação sobre um aterro sanitário

se converte em lixiviado, e baseados num aterro sanitário com 20m de profundidade e uma

densidade de resíduos de 1t/m3, concluíram que um valor aceitável para o volume de lixiviados

produzidos é de 0,005m3/dia por cada tonelada de resíduos depositados [13]. Uma estimativa teórica

que relaciona a geração de lixiviados com área de um aterro sanitário, aponta para uma produção de

5m3/dia de lixiviado por cada hectare de ocupação [14].

Quando não é possível aplicar um método mais expedito na estimação do volume de lixiviados,

recorre-se habitualmente a programas computacionais de simulação para o seu cálculo, podendo ser

adotados vários níveis de sofisticação [9]. No âmbito da modelação computacional da geração de

lixiviados em aterros sanitários existem alguns programas de referência:

Visual HELP (baseado no Hydrologic Evaluation of Landfill Performance (HELP), desenvolvido

inicialmente por Paul R. Schroeder entre outros);

Hydrologic Simulation on Solid Waste Disposal Sites (HSSWD), desenvolvido por Eugene R.

Perrier e Anthony C. Gibson;

Water Balance Model (WBM), proposto por Dennis G. Fenn entre outros.

3.3 Composição

A composição de um lixiviado apresenta uma grande variabilidade, dependendo da interação de

diversos fatores como o tipo de resíduos confinados e seu processamento, a profundidade e idade de

deposição, a quantidade de água disponível, a conceção e o modo de operação do aterro sanitário

[9]. O fator mais condicionante para determinar a composição do lixiviado produzido é o tipo de

resíduos depositados no aterro sanitário, dado que da sua degradação resultam compostos que

serão arrastados pela água que percola através da massa de resíduos. No

Quadro 3.2 apresentam-se alguns tipos de resíduos sólidos depositados nos aterros sanitários de

RSU e alguns dos elementos resultantes da sua decomposição [1].

11

Quadro 3.2 – Principais elementos resultantes da degradação de alguns resíduos sólidos [1]

Resíduos Elementos gerados

Madeira ácidos orgânicos, aldeídos, azoto amoniacal, cetonas, dióxido de carbono, fenol, nitratos, nitritos, etc.;

Matérias vegetais ácidos orgânicos, aldeídos, azoto amoniacal, carbonatos, cetonas, dióxido de carbono, fenol, fosfatos, nitratos, nitritos, sulfatos, etc.;

Metais bicarbonatos de ferro, cálcio ou magnésio, dióxido de carbono, óxidos de cobre, estanho ou zinco (em meio ácido), sulfatos de cálcio ou magnésio, chumbo, alumínio, cádmio, etc.;

Papel ácidos orgânicos, aldeídos, azoto amoniacal, dióxido de carbono, fenol, nitratos, nitritos, etc.;

Têxteis ácidos orgânicos, aldeídos, azoto amoniacal, cetonas, dióxido de carbono, fosfatos, nitratos, nitritos, sulfatos, etc..

Os resíduos biodegradáveis, pelas suas caraterísticas, são decompostos gradualmente em

compostos menos complexos por vários grupos bactérias, através de processos aeróbios (na

presença de oxigénio) e anaeróbios (na ausência de oxigénio). Como resultado desta decomposição

obtém-se uma parcela em fase líquida e outra em fase gasosa que contêm elementos com elevado

risco para a saúde pública e para provocar impactes negativos nos meios recetores [11]. Diversos

estudos apresentados na literatura sugerem cinco fases de estabilização dos resíduos num aterro

sanitário, durante as quais a composição do lixiviado varia, assim como, a concentração dos seus

constituintes (Figura 3.1) [11]:

Fase I

Corresponde à degradação aeróbia dos resíduos orgânicos, cuja duração é limitada devido ao

rápido consumo do oxigénio disponível nas reações aeróbias. Contudo, na camada superior

regista-se sempre atividade aeróbia, uma vez que, o oxigénio tem a capacidade de penetrar no

solo. Durante esta fase observa-se a metabolização da matéria orgânica com mais facilidade de

degradação. Neste período predominam as reações exotérmicas, com a consequente subida

de temperatura [1][15].

Fase II

Começam a instalar-se as condições anaeróbias, representando esta a primeira fase

intermédia. Inicia-se o processo de hidrólise que permite a solubilização da matéria orgânica

(hidratos de carbono, lípidos e proteínas) em ácidos gordos de cadeia longa, glucose e

12

Figura 3.1 – Variação da composição do lixiviado e do biogás ao longo das fases de estabilização de um aterro

sanitário [11]

13

aminoácidos, facilmente metabolizados por bactérias. Segue-se o processo de fermentação

onde predominam as bactérias fermentativas e acetogénicas que quebram os compostos

anteriores em ácidos gordos voláteis mais simples como o ácido acético (CH3COOH), o ácido

butanoico (CH3C2H4COOH), o ácido propanoico (CH3CH2COOH) e ácido benzoico (C6H5COOH),

em etanol (CH3CH2OH), em dióxido de carbono (CO2) e algum hidrogénio (H2). A hidrólise e

fermentação de compostos proteicos conduz a uma elevada produção de azoto amoniacal

(NH4). Devido à acentuada formação de ácidos ocorre uma redução significativa do pH,

provocando um aumento da concentração de cálcio, ferro e metais pesados. A concentração

inicial elevada de sulfato (SO4) começa lentamente a diminuir à medida que o potencial de

oxidação-redução diminui, iniciando-se o seu processo de redução a sulfureto (H2S). A

produção de sulfureto pode levar à precipitação de ferro, de manganês e de metais pesados

que foram dissolvidos no início desta fase [11].

Fase III

Ocorre uma segunda fase anaeróbia intermédia denominada acetogénese, onde predomina a

formação de ácido acético, ácido fórmico (HCOOH) e metanol (CH3OH), elementos estes que

são metabolizados numa primeira fase pelas bactérias metanogénicas do grupo acetofílico em

metano (CH4) e dióxido de carbono. A concentração de gás metano aumenta, contrariamente

à concentração de hidrogénio e dióxido de carbono que diminui. A metabolização dos ácidos

gordos voláteis conduz a uma redução da sua concentração, provocando um aumento do pH e

da alcalinidade que, por sua vez, inibe a solubilização do cálcio, do ferro, do manganês e dos

metais pesados [11]. A redução dos sulfatos mantém-se. O azoto amoniacal continua a ser

produzido sem que seja possível a sua metabolização em meio anaeróbio, resultando em

elevadas concentrações deste elemento [1][15].

Fase IV

Esta fase da degradação anaeróbia, designada de metanogénese, onde predominam as

bactérias metanogénicas do grupo acetofílico e hidrogenofílico, caracteriza-se pela elevada

produção de gás metano [11], cuja concentração estabilizará entre 40 a 65% (volume) em

poucas semanas a poucos anos, dependendo das condições mais ou menos favoráveis para as

bactérias metanogénicas. Estas predominam em ambientes com pH entre 6 a 8, pelo que é

expectável que o lixiviado tenha um pH mais neutro, indicando baixas concentrações de ácidos

gordos voláteis que são rapidamente metabolizados. Por norma esta fase dura entre 25 a 50

anos [1][16].

Fase V

Corresponde à fase de estabilização da massa de resíduos em que a atividade bacteriana se

reduz significativamente, permanecendo sobretudo a matéria orgânica refratária. Como

14

consequência a produção de metano diminui para níveis que permitem o aparecimento de

nitrogénio. O lixiviado gerado nesta fase contém usualmente uma concentração mais elevada

de ácidos húmicos e ácidos fúlvicos que se traduzem por substâncias de elevado peso

molecular, as quais dificilmente são reduzidas em compostos menos complexos [1][17].

A duração de cada uma das fases é muito variável, dependendo da distribuição dos compostos

orgânicos no interior do aterro sanitário, da disponibilidade de nutrientes, do grau de humidade

presente na massa de resíduos e do grau de compactação aplicado [11]. Desta forma, é importante

salientar que, devido ao diferencial de idade entre as deposições de resíduos, as fases supra descritas

podem ocorrer em simultâneo, contribuindo para a complexidade da composição do lixiviado

produzido. No Quadro 3.3 e no Quadro 3.4 estão dispostas as concentrações típicas para vários

parâmetros e elementos, dependentes da idade do aterro sanitário e da fase de decomposição dos

resíduos.

Quadro 3.3 – Concentrações (mg/l1) típicas dos constituintes de um lixiviado [1][17]

Parâmetros

Fonte: Tchobanoglous et al. (2002) Fonte: Levy e Cabeças (2006)

Aterro sanitário recente (<2 anos)

Aterro sanitário antigo (>10 anos)

Aterro sanitário

Intervalo Média Intervalo Intervalo Média

CBO5 2000-30000 10000 100-200 500-5000 2000

COT 1500-20000 6000 80-160 1300-20000 6000

CQO 3000-60000 18000 100-500 2000-45000 10000

SST 200-2000 500 100-400 200-1000 500

Azoto orgânico 10-800 200 80-120 10-600 200

Azoto amoniacal 10-800 200 20-40 300-3000 1500

Nitratos 5-40 25 5-10 5-40 25

Fósforo total 5-100 30 5-10 1-70 30

Ortofosfatos 4-80 20 4-8 1-50 20

Alcalinidade em CaCO3 1000-10000 3000 200-1000 1000-10000 3000

pH 4,5-7,5 6 6,6-7,5 5,3-8,5 6

Dureza total em CaCO3 300-10000 3500 200-500 300-10000 3500

Cálcio 200-3000 1000 100-400 200-3000 1000

Magnésio 50-1500 250 50-200 50-1500 250

Potássio 200-1000 300 50-400 200-2000 300

Sódio 200-2500 500 100-200 200-2000 500

Cloretos 200-3000 500 100-400 100-3000 500

Sulfatos 50-1000 300 20-50 100-1500 300

Ferro total 50-1200 60 20-200 50-600 60

1 Exceto o pH que é indicado na escala de Sorensen

15

Quadro 3.4 – Concentrações (mg/l2) típicas dos constituintes de um lixiviado, dependendo da fase de estabilização [16]

Parâmetros

Fonte: Ehrig (1990) Fonte: Kruse (1994)

Fase ácida Fase metanogénica Fase ácida Fase intermédia Fase metanogénica

Intervalo Média Intervalo Média Intervalo Média Intervalo Média Intervalo Média

pH 4,5-7 6 7,5-9 8 6,2-7,8 7,4 6,7-8,3 7,5 7,0-8,3 7,6

CQO 6000-60000 22000 500-4500 3000 950-40000 9500 700-28000 3400 460-8300 2500

CBO5 4000-40000 13000 20-550 180 600-27000 6300 200-10000 1200 20-700 230

COT 1500-25000 7000 200-5000 1300 350-12000 2600 300-1500 880 150-1600 660

AOX 0,54-3,45 1,67 0,52-2,01 1,04 0,26-6,20 2,40 0,26-3,90 1,55 0,20-3,50 1,73

Azoto total 10-4250 600 10-4250 600 - - - - - -

Azoto amoniacal 30-3000 750 30-3000 750 17-1650 740 17-1650 740 17-1650 740

TKN 40-3425 1350 40-3425 1350 250-2000 920 250-2000 920 250-2000 920

Nitritos 0-25 0,50 0-25 0,50 - - - - - -

Nitratos 0,10-50 3 0,10-50 3 - - - - - -

Sulfatos 70-1750 500 10-420 80 35-925 200 20-230 90 25-2500 240

Cloretos 100-5000 2100 100-500 2100 315-12400 2150 315-12400 2150 315-12400 2150

Sódio 50-4000 1350 50-4000 1350 1-6800 1150 1-6800 1150 1-6800 1150

Potássio 10-2500 1100 10-2500 1100 170-1750 880 170-1750 880 170-1750 880

Magnésio 50-1150 470 40-350 180 30-600 285 90-350 200 25-300 150

Cálcio 10-2500 1200 20-600 60 80-2300 650 40-310 150 50-110 200

Fósforo total 0,10-30 6 0,10-30 6 0,30-54 6,80 0,30-54 6,80 0,30-54 6,80

Crómio 0,03-1,60 0,30 0,03-1,60 0,3 2x10-3-0,52 0,16 2x10-3-0,52 0,16 2x10-3-0,52 0,16

Ferro 20-2100 780 3-280 15 3-500 135 2-120 36 4-125 25

Níquel 0,02-2,05 0,2 0,02-2,05 0,2 0,01-1 0,19 0,01-1 0,19 0,01-1 0,19

Cobre 4x10-3-1,40 0,08 4x10-3-1,40 0,08 5x10-3-0,56 0,09 5x10-3-0,56 0,09 5x10-3-0,56 0,09

Zinco 0,10-120 5 0,03-4 0,60 0,05-16 2,20 0,06-1,70 0,60 0,09-3,50 0,60

Arsénio 5x10-3

-1,60 0,16 5x10-3

-1,60 0,16 5,3x10-3

-0,11 0,03 5,3x10-3

-0,11 0,03 5,3x10-3

-0,11 0,03

Cádmio 5x10-4-0,14 6x10-3 5x10-4-0,14 6x10-3 7x10-4-0,53 0,04 7x10-4-0,53 0,04 7x10-4-0,53 0,04

Mercúrio 2x10-4-0,01 0,01 2x10-4-0,01 0,01 2x10-6-0,03 1,5x10-3 2x10-6-0,03 1,5x10-3 2x10-6-0,03 1,5x10-3

Chumbo 8x10-3-1,02 0,09 8x10-3-1,02 0,09 8x10-3-0,40 0,16 8x10-3-0,40 0,16 8x10-3-0,40 0,16

2 Exceto o pH que é indicado na escala de Sorensen

16

Embora todos os parâmetros tenham uma influência direta ou indireta na seleção do sistema de

tratamento mais adequado, dos indicadores apresentados no Quadro 3.3 e no Quadro 3.4 existe um

grupo composto pela carência química de oxigénio (CQO), pela carência bioquímica de oxigénio ao

quinto dia (CBO5), pelo carbono orgânico total (COT), pelo azoto total e pelo azoto amoniacal, ao qual

se deve dar especial atenção, uma vez que apresentam em geral concentrações elevadas e impõem

mais limitações nos processos de tratamento devido à dificuldade associada à sua eliminação [1][16].

A CBO5 representa a concentração de oxigénio dissolvido consumido pelos microrganismos na

oxidação bioquímica da matéria orgânica, durante cinco dias a uma temperatura de 20⁰C. Este

indicador possibilita assim estabelecer uma correlação com a matéria orgânica presente no lixiviado

[18]. A CQO indica a concentração de oxigénio dissolvido utilizado na oxidação química da matéria

orgânica presente no lixiviado, utilizando dicromato de potássio, o qual também reage e oxida

substâncias inorgânicas, tornando-se um parâmetro importante quando relacionado com a CBO5,

através da razão CBO5/CQO, uma vez que permite auferir a potencialidade de aplicação de

tratamentos biológicos às águas lixiviantes [18]. Os valores mais comuns para a relação CBO5/CQO,

apresentados por alguns autores, variam entre 0,4 e 0,7 nos primeiros anos de exploração, indicando

que os processos de tratamento biológicos são adequados para o tratamento dos lixiviados. No caso

de aterros sanitários com mais de 20 anos a relação CBO5/CQO desce para valores entre 0,05 e 0,2 o

que indica uma elevada concentração de elementos de difícil biodegradação e mesmo não

biodegradáveis, pelo que os tratamentos biológicos são pouco eficazes. Desta forma, devem ser

incorporados a jusante processos de tratamento físicos e químicos [17]. O parâmetro COT traduz a

concentração total de carbono orgânico, obtida através da combustão rápida de uma amostra de

lixiviado, com recurso a um aparelho adequado, resultando na oxidação total do carbono orgânico

em dióxido de carbono, medido por um analisador de infravermelhos [18].

O azoto, elemento utilizado como nutriente por diversos microrganismos, divide-se numa fração

orgânica, onde se incluem aminoácidos e proteínas, e numa parcela inorgânica na qual apresenta

vários estados de oxidação, dos quais se salientam o NH3, NH4, NO3 e NO2. O nível de oxidação

dependerá maioritariamente do pH do lixiviado e das reações desenvolvidas pelas bactérias, tanto

em condições aeróbias como anaeróbias [18]. Desta forma, os parâmetros azoto total e azoto

amoniacal permitem obter informações relativas à concentração de nutrientes existente no lixiviado

e sobre o seu grau de estabilização, uma vez que as bactérias decompõe o azoto orgânico em

amónia, sendo esta oxidada pelas mesmas em nitratos e nitritos. A descarga de um afluente rico em

azoto conduz à proliferação de algas no meio recetor, sendo tóxico para os seres vivos,

principalmente quando se encontra sob a forma de nitritos [18].

17

O parâmetro AOX representa o conjunto dos compostos orgânicos halogenados solúveis em água

e adsorvíveis em carvão ativado, que têm na sua constituição cloro, bromo e iodo. Estes elementos,

do grupo 17 da tabela periódica, têm uma elevada facilidade em reagir com os compostos orgânicos

e os compostos aromáticos, presentes em elevadas concentrações nos lixiviados. Como resultado

obtêm-se os compostos orgânicos halogenados, que são altamente tóxicos e cancerígenos, sendo

por isso nocivos para os seres vivos e o ambiente [19]. Devido ao seu carácter bio acumulativo,

apresentam um potencial risco para todos os seres vivos aquáticos [19], pelo que é de extrema

importância minimizar ao máximo a sua concentração durante os processos de tratamento. Por sua

vez, os AOX inserem-se nos compostos orgânicos voláteis (COV) que se caracterizam por terem um

ponto de ebulição igual ou inferior a 100⁰C e possuem uma elevada pressão vapor (superior a 1mm

Hg a 25⁰C). Estes compostos apresentam igualmente um elevado risco para a saúde pública, dado

muitos serem cancerígenos, bio acumulativos, muito estáveis em água e não biodegradáveis. Nos

lixiviados encontram-se frequentemente sob a forma de aldeídos, fenóis, cetonas, hidrocarbonetos,

entre outros [18].

18

19

4 PROCESSOS DE TRATAMENTO DO LIXIVIADO


O problema do tratamento das águas lixiviantes deve ser abordado, antes de mais, através da

minimização da produção e da carga poluente. Este é efetivamente um dos itens mais importantes a

considerar quando se concebe e explora um aterro sanitário, uma vez que terá implicações diretas

nos impactes ambientais e nos custos associados a todo o processo de tratamento. Esta minimização

pode ser atingida com [1]:

a valorização dos resíduos sólidos urbanos de modo a reduzir a percentagem de elementos

não biodegradáveis na massa de resíduos do aterro sanitário, contribuindo para a produção de

águas lixiviantes com um índice de biodegradabilidade superior;

a redução da área exposta do aterro sanitário à precipitação, durante a fase de exploração,

através do planeamento de células e alvéolos de menor dimensão, em oposição à forma

tradicional de exploração com células de grandes dimensões;

o correto planeamento de um sistema de drenagem na área envolvente do aterro sanitário,

reduzindo o escoamento superficial sobre o mesmo;

a imposição de uma inclinação de 2% de forma parabólica, na modelação da plataforma final

do aterro sanitário, evitando de modo efetivo a infiltração das águas pluviais;

a implementação da cobertura final a uma cota superior à verificada nos terrenos

circundantes, minimizando a infiltração;

o aumento da perda de água por evaporação e evapotranspiração, planeando uma adequada

coberta final composta por gramíneas e vegetação rasteira.

Contudo, mesmo com a aplicação das ações enunciadas ocorre em geral produção de lixiviados,

pelo que deve estar sempre prevista no projeto do aterro sanitário uma ETAL, dimensionada para

garantir um grau de tratamento concordante com o destino final pretendido para o lixiviado, quer

seja a rede municipal de águas residuais domésticas ou uma linha de água, respeitando os VLE

impostos pela ETAR ou decretados pela legislação em vigor, respetivamente.

A conceção de um sistema de tratamento representa um processo complexo dada a elevada

variação da composição do lixiviado, da concentração dos seus constituintes e do volume produzido,

tanto durante a fase de exploração como no pós-encerramento do aterro sanitário [17], impondo

que o sistema de tratamento adotado tenha uma grande flexibilidade [8]. A experiência tem

mostrado que as soluções com melhores eficiências de remoção dos poluentes resultam da

combinação de processos biológicos e físico-químicos, dado o vasto espetro de contaminantes

20

presentes nos lixiviados [5][9]. No presente capítulo abordam-se os principais processos unitários de

tratamento (Quadro 4.1) através da descrição das suas principais caraterísticas e critérios de

dimensionamento, assim como de aspetos importantes associados à sua operação e conceção,

apresentando-se algumas das vantagens e das desvantagens na sua aplicação.

Quadro 4.1 – Processos unitários de tratamento descritos neste capítulo

Processo de tratamento Aplicação

Lagoas arejadas Remoção da matéria orgânica

Lamas ativadas Remoção da matéria orgânica e do azoto

Lagoas e digestores anaeróbios Remoção da matéria orgânica

Coagulação/floculação Remoção da cor e turbidez, dos sólidos suspensos e

dos metais pesados

Oxidação química Remoção da matéria orgânica e da inorgânica

Air stripping Remoção do azoto e dos COV

Membranas Remoção da matéria orgânica e da inorgânica

Carvão ativado Remoção da matéria orgânica e inorgânica e metais

pesados

Filtração Remoção das partículas em suspensão

4.2 Lagoas de regularização

As lagoas e tanques de regularização são órgãos hidráulicos instalados a montante do sistema de

tratamento e, apesar de não serem considerados um processo de tratamento per si, apresentam

uma contribuição significativa para o desempenho da ETAL, dado que compensam as variações na

produção de lixiviado e permite a homogeneização da sua qualidade. Desta forma, no

dimensionamento dos órgãos a jusante pode admitir-se um caudal constante [5][9]. Este órgão

permite também contemplar situações de avaria e de manutenção da ETAL, ou comportar o caudal

de lixiviados em excesso face ao caudal de dimensionamento do sistema de tratamento [1]. Sempre

que possível, devem ser utilizados tanques de regularização de menor dimensão em detrimento de

lagoas de grande capacidade, uma vez que as últimas libertam odores intensos e pestilentos. Para

tal, é necessário existir um controlo mais rigoroso na exploração dos aterros sanitários, de modo a

minimizar o volume de lixiviados produzidos [1].

A ação de homogeneização do caudal afluente à lagoa de regularização pode ser garantida, se

necessário, por meios mecânicos com recurso a agitadores ou arejadores, existindo também a

possibilidade de se utilizarem difusores de ar comprimido [9]. As caraterísticas do processo de

homogeneização proporcionam alguma remoção da carga poluente (Quadro 4.2), devido à

sedimentação das partículas em suspensão e à introdução de oxigénio que promove reações

aeróbias [1].

21

Quadro 4.2 – Eficiências de remoção de alguns parâmetros das lagoas de regularização [5][20]

Parâmetro Eficiência de remoção (%)

CQO 36 – 71

CBO5 50 – 68

SST 55

Azoto total 4 – 73

4.3 Processos de tratamento biológicos

4.3.1 Considerações iniciais

Os processos de tratamento biológicos passíveis de ser aplicados no tratamento das águas

lixiviantes partilham os mesmos princípios dos processos utilizados no tratamento de águas residuais

urbanas, aproveitando a capacidade das bactérias degradarem a matéria orgânica em compostos

mais simples. A sua aplicação visa também a remoção de nutrientes como o azoto e o fósforo [18].

Contudo, a diferença significativa entre a composição dos lixiviados e das águas residuais implica que

os critérios de dimensionamento das ETAL e das ETAR difiram consideravelmente, devendo existir

especial atenção às substâncias tóxicas para as bactérias [9].

Existem quatro grupos que permitem fazer a distinção entre os processos biológicos de

tratamento, com base nas reações metabólicas desenvolvidas pelos microrganismos: aeróbios,

anaeróbios, anóxicos e facultativos. Os processos de tratamento aeróbios caracterizam-se pela

utilização de oxigénio molecular nas reações químicas, aquando da oxidação da matéria orgânica ou

do azoto amoniacal (NH4+). Contrariamente, nos processos de tratamento anaeróbios a degradação

da matéria orgânica ocorre na ausência de oxigénio. Nos processos anóxicos o oxigénio utilizado

pelas bactérias na degradação de compostos orgânicos encontra-se presente apenas sob a forma de

nitratos (NO3−) ou nitritos (NO2

−). Por último, nos processos facultativos as bactérias atuam tanto na

presença como na ausência de oxigénio [18].

Os processos de tratamento enunciados podem desenvolver-se em biomassa fixa, quando os

microrganismos estão aderentes a um meio inerte, ou em biomassa suspensa, quando os mesmos se

encontram em suspensão no líquido [18]. Quando aplicados ao tratamento de águas lixiviantes, os

processos biológicos por biomassa fixa são desaconselhados, dado que ocorre com frequência a

retenção de elementos tóxicos para as bactérias, inibindo a sua ação ou mesmo destruindo o

biofilme. Da mesma forma, quando o lixiviado provém de aterros jovens com elevadas concentrações

de CBO5 e CQO ocorre a formação de um elevado volume de biomassa durante a degradação da

matéria orgânica, obstruindo constantemente o sistema [7][8].

22

Sendo as bactérias o principal agente interveniente nos tratamentos biológicos é relevante o

conhecimento das famílias de bactérias envolvidas, assim como os fatores intervenientes na cinética

do seu crescimento, para que seja possível: selecionar os grupos de bactérias adequados para

remover poluentes específicos, conhecerem-se os produtos das suas reações e promoverem-se as

condições ideais à sua atividade. No Quadro 4.3 é possível observar as famílias de bactérias mais

comuns [18].

Quadro 4.3 – Classes de bactérias [18]

Tipo de bactéria Reação

associada Fonte de carbono

Substrato oxidado

Recetor de eletrões

Produtos da reação

Aeróbia heterotrófica

Oxidação aeróbia

Compostos orgânicos


O2 CO2, H2O

Aeróbia autotrófica

Nitrificação CO2 NH3−, NO2

− O2 NO2−, NO3

−

Oxidação do ferro

CO2 FeO O2 Fe2O3

Oxidação do enxofre

CO2 H2S, S, 𝑆2O32− O2 SO4

2−

Facultativa heterotrófica

Desnitrificação Compostos orgânicos


NO2−, NO3

− N2, CO2, H2O

Anaeróbia heterotrófica

Fermentação ácida




Ácidos gordos voláteis

Redução do ferro



Fe2O3 FeO, CO2, H2O

Redução dos sulfatos



SO4 H2S, CO2, H2O

Metanogénica Compostos orgânicos

Ácidos gordos voláteis

CO2 Metano

A principal fonte de nutrientes para o crescimento celular das bactérias é o carbono, no entanto

existem alguns elementos inorgânicos que também eles são essenciais, podendo agir como agentes

limitantes quando a sua concentração não é suficiente. Alguns dos principais nutrientes inorgânicos

são: o azoto, o fósforo, o potássio, o enxofre, o cálcio, o ferro, o magnésio, o sódio e o cloro [18].

As bactérias são fortemente influenciadas pela temperatura e pelo pH, apresentando uma maior

taxa de crescimento e de sobrevivência dentro de determinados intervalos. O pH ótimo para o

crescimento bacteriano situa-se entre os 6,5 e os 7,5. A temperatura ideal dependerá do tipo de

bactérias que participam na decomposição da matéria orgânica, situando-se entre os 20⁰C e os 25⁰C

no caso das reações aeróbias, e valores superiores a 25⁰C para reações anaeróbias [18].

Conforme explanado anteriormente, um dos indicadores da aplicabilidade dos tratamentos

biológicos às águas lixiviantes é o rácio CBO5/CQO, o qual deve situar-se entre os 0,4 e os 0,7 para

23

que exista uma maior eficiência de remoção de matéria orgânica, encontrando-se dentro deste

intervalo os lixiviados gerados em aterros mais jovens (<5 anos), cujo valor de CQO supera os

10000mg/l [9], correspondente a um lixiviado produzido na fase acetogénica [7]. As águas lixiviantes

produzidas em aterros sanitários mais antigos (<10 anos) têm um rácio CBO5/CQO menor (0,05 – 0,2)

que indica uma percentagem elevada de matéria orgânica refratária, como os ácidos húmicos e

fúlvicos, a qual não é degradada pelos microrganismos. Este facto conduz a baixas eficiências de

remoção [11], devendo ser implementados a jusante processos de tratamento físico-

-químicos de modo a obter melhores eficiências de remoção. Desta forma, com o envelhecimento

dos aterros sanitários os processos biológicos assumem gradualmente um caráter de pré-

-tratamento.

Nos processos de tratamento biológicos o azoto é removido em duas etapas: nitrificação e

desnitrificação. Na primeira etapa ocorre a oxidação do azoto amoniacal a nitratos através de dois

tipos de bactérias autotróficas, as quais utilizam o carbono inorgânico como fonte de energia [7]. A

reação de nitrificação desenvolve-se em duas fases: na primeira fase intervêm as bactérias

Nitrossomas sp. que convertem o azoto amoniacal em nitritos (NO2−); na segunda fase participam as

bactérias Nitrobacter sp. que, por sua vez, oxidam os nitritos a nitratos [1]. As bactérias são muito

sensíveis às condições envolventes, pelo que ambas as fases podem ser inibidas quando: o pH atinge

valores baixos (<6,5), a concentração de oxigénio dissolvido é inferior a 2mg/l, a temperatura é

inferior a 5⁰C ou superior a 35⁰C e o lixiviado contém elementos tóxicos inibidores, incluindo o azoto

amoniacal e os nitritos, que podem comprometer a segunda fase do processo, sendo importante ter

este fator em consideração, uma vez que os lixiviados apresentam elevadas concentrações de azoto

amoniacal. Outro aspeto condicionante reside no facto de, durante a reação de nitrificação, existir

um decréscimo acentuado do pH devido à elevada produção de iões de hidrogénio, pelo que é

essencial a sua correção sempre que o lixiviado não tenha alcalinidade suficiente [7]. A

desnitrificação é a segunda etapa na remoção do azoto, através da qual bactérias facultativas

heterotróficas (sp. Alcaligenes, Achromobacter, Micrococus e Pseudomonas) reduzem os nitratos a

nitritos e posteriormente a azoto molecular gasoso, em condições anóxicas [1], onde existe apenas

oxigénio combinado quimicamente, sob a forma de nitratos e nitritos [7]. Durante este processo as

bactérias consomem carbono, na sua ausência ou insuficiência, deve serem adicionados nutrientes,

habitualmente metanol. O meio envolvente influência de igual forma as bactérias envolvidas no

processo de desnitrificação, ocorrendo uma diminuição da sua atividade quando: a concentração de

oxigénio supera os 0,5mg/l, a temperatura baixa (idealmente seriam 40⁰C) e o pH toma valores

abaixo de 6 e acima de 8 [7].

24

Os processos biológicos não têm como objetivo decompor a matéria inorgânica, no entanto uma

caraterística transversal a todos eles é a redução da concentração de metais pesados, quer seja por

precipitação ou por adsorção celular dos microrganismos, os quais por terem carga negativa

possibilitam a troca de catiões com os iões metálicos presentes nas águas lixiviantes. Relativamente

aos sulfatos e cloretos não se verifica a redução da sua concentração [9]. No que concerne aos

compostos AOX, as eficiências de remoção rondam os 10%, mostrando inadequabilidade dos

processos biológicos na sua eliminação. Uma vez mais, a solução mais eficaz passa por contemplar

processos físico-químicos que garantam a sua remoção [11].

Na literatura é comum encontrarem-se percentagens de remoção elevadas associadas a

processos de tratamento biológicos, no entanto quando os poluentes a eliminar apresentam

concentrações muito elevadas, como é o caso da CBO5, da CQO e do azoto, apesar dos valores

percentuais de remoção puderem ser elevados, é importante salientar que podem não traduzir uma

redução efetiva que permita a descarga em linha de água ou mesmo em coletor municipal para

tratamento numa ETAR.

4.3.2 Lagoa arejada

A utilização de lagoas arejadas como forma de tratamento das águas residuais urbanas data do

início do século XX, mostrando-se um método eficaz na remoção da matéria orgânica [9], mas apenas

na década de 70 se iniciaram estudos para a aplicação deste processo às águas lixiviantes [7].

As lagoas arejadas aplicadas ao tratamento de lixiviados têm normalmente entre 1m a 5m de

profundidade, com paredes laterais inclinadas, procurando simular o leito de uma lagoa natural

[9][21]. Na conceção de uma lagoa arejada, o tempo de retenção hidráulico (TRH) é, em geral, o

parâmetro que estabelece as suas dimensões, sendo que o mesmo depende de vários fatores,

nomeadamente: a taxa de degradação da matéria orgânica pelas bactérias (temperatura ótima de

20⁰C), a carga orgânica presente no afluente, o período de reposição das bactérias em suspensão

que são transportadas no efluente da lagoa e a acumulação de lamas no fundo da lagoa [11][16][22].

A conjugação destes fatores conduz a TRH geralmente longos para que ocorra uma remoção

significativa da componente orgânica, habitualmente superiores a sete dias, podendo situar-se entre

30 a 60 dias [7][21]. No pré-dimensionamento de uma lagoa arejada podem ser utilizadas as

seguintes expressões base, considerando que o TRH é similar ao tempo de retenção da biomassa

ativa (𝐼), dado não ocorrer recirculação de lamas para a lagoa [11][18]:

𝑆𝑒 =

𝐾𝑠 × (1 + 𝑘𝑑 × 𝑇𝑅𝐻)

𝑇𝑅𝐻 × (𝑌 × 𝐾 − 𝑘𝑑) − 1 (4.1)

25

𝑆𝑒 – concentração teórica de CBO5 (ou CQO) no efluente (mgl-1);

𝐾𝑠 – concentração de CBO5 (ou CQO) no afluente, a metade da taxa máxima de crescimento (mgl-1);

𝑘𝑑 – coeficiente de decaimento endógeno (d-1)

𝑇𝑅𝐻 – tempo de retenção hidráulico (d);

𝑌 – coeficiente de produção;

𝐾 – taxa máxima de utilização de CBO5 (d-1).

𝑋 =

𝑌 × (𝑆0 − 𝑆)

1 + (𝑌 + 𝑘𝑑 × 𝑇𝑅𝐻) (4.2)

𝑋 – concentração de biomassa na lagoa arejada (g/m3);

𝑆0 – concentração de CBO5 solúvel (ou CQO no afluente (mgl-1);

𝑆 =

𝑆0

1 + 𝑘 × 𝑇𝑅𝐻 (4.3)

𝑘 – coeficiente de degradação de CBO5 (=0,075d-1 a 0,08d-1 [11]);

Os coeficientes cinéticos 𝐾, 𝑘𝑑 , 𝐾𝑠, 𝑌 e 𝑘 dependem de diversos fatores entre os quais a

temperatura, a concentração de biomassa ativa (micro-organismos), a presença de substâncias

tóxicas, a concentração de nutrientes, a mistura adequada e a concentração de oxigénio dissolvido,

pelo que deve ser determinado experimentalmente através de testes piloto [22]. No entanto, podem

ser encontrados na bibliografia alguns valores obtidos experimentalmente por alguns autores

(Quadro 4.4) [11].

Quadro 4.4 – Valores de coeficientes cinéticos referentes a águas lixiviantes, obtidos por diferentes autores no

processo de tratamento por lagoas arejadas [11]

Base 𝑌 𝑘𝑑 (d-1) 𝐾 (d-1) 𝐾𝑠 (mgl-1) Autores

CBO5 0,332 0,0025 0,75 21,4 Cook e Foree (1974)

CQO 0,4 0,05 0,6 175 Uloth e Mavinic (1977)

CQO 0,593 0,115 1,83 182 Palit e Qasim (1977)

O fornecimento de oxigénio é vital para o funcionamento de qualquer processo aeróbio, a

oxigenação das águas lixiviantes realiza-se normalmente através da instalação de agitadores de

superfície ou da injeção de ar, de modo a garantir uma adequada concentração de oxigénio

dissolvido. O seu dimensionamento deve prever não só o oxigénio consumido na degradação da

3 Valores calculados com base nos sólidos suspensos, os restantes foram calculados com a partir dos sólidos

suspensos voláteis.

26

matéria orgânica, mas também o oxigénio utilizado na respiração endógena, de acordo com a

expressão 4.4 [18].

𝑅𝑂 = 𝑄 × (𝑆0 − 𝑆) − 1,42 × 𝑃𝑋 (4.4)

𝑅𝑂 – concentração de oxigénio a fornecer (kg/d);

𝑄 – caudal de lixiviado

𝑃𝑋 – produção de biomassa ativa (kg/d).

De acordo com a literatura as eficiências de remoção da CQO e da CBO5 têm uma ampla variação,

podendo situar-se os 22% e os 99%, valores que dependem sobretudo do TRH e da temperatura,

contudo a taxa de arejamento, a carga orgânica presente no lixiviado e os nutrientes disponíveis

influenciam igualmente as eficiências de remoção [7][11][21]. Teoricamente, o TRH ideal deve situar-

se entre os 5 dias a 20⁰C ou os 10 dias a 10⁰C, para que o sistema não falhe, sendo possível obterem-

se percentagens de remoção de CBO5 e de CQO superiores a 90% quando o TRH excede os 10 dias

(para valores de CBO5/CQO>0,4) [11]. Estudos demonstram que a carga orgânica no afluente

apresenta uma maior influência na eficiência de remoção quando os TRH são mais reduzidos, entre

os 10 dias e os 20 dias, devendo a carga orgânica situar-se entre os 0,025kg CBO5/m3 e os 0,05kg

CBO5/m3 por dia [11][23]. Quando o lixiviado apresenta um rácio CBO5/CQO entre os 0,05 e os 0,3 a

concentração de carga orgânica no afluente desce para valores entre os 0,001kg CBO5/m3 e os 0,01kg

CBO5/m3 por dia, para que atinjam taxas de remoção mais elevadas [11]. Durante a operação das

lagoas arejadas deve ser prevista a adição de nutrientes (N e P), normalmente sob a forma de ácido

fosfórico (H3PO4) ou fosfato de amónia ((NH4)2HPO4), de modo a manter um rácio de CBO5:N:P

mínimo de 100:5:1 [18].

A complexidade associada à remoção do azoto através do processo de nitrificação é, geralmente,

sinónimo de baixas eficiências de remoção quando se recorre a lagoas arejadas, dada a dificuldade

em se proporcionarem as condições ideais à atividade das, sensíveis, bactérias autotróficas

responsáveis pela redução do azoto, conduzindo a TRH superiores a 60 dias [11].

A grande vantagem associada a este processo de tratamento é o seu baixo custo de exploração e

de manutenção, comparativamente a outros métodos, tornando-o muito atrativo, contudo, devido a

todos os fatores envolvidos, é complicado atingirem-se taxas de remoção satisfatórias e similares às

apresentadas na bibliografia [24]. Também a elevada área de implantação, a libertação de odores e a

elevada produção de lamas em conjunto com a sua difícil remoção, constituem aspetos negativos

associados a este processo de tratamento [7]. Desta forma, a sua aplicabilidade centra-se em aterros

sanitários jovens e com uma produção de lixiviados mais reduzida [11].

27

4.3.3 Lamas ativadas

Os processos de tratamento por lamas ativadas em biomassa suspensa partilham a mesma base

das lagoas arejadas, ou seja, recorrem a micro-organismos para o tratamento do lixiviado, mas

contrariamente às últimas, permitem um controlo da população de bactérias através da recirculação

de lamas, o que conduz a uma redução significativa do TRH [11]. Este processo realiza-se com

recurso a um reator biológico, geralmente um tanque, equipado com um poderoso sistema de

arejamento [1]. A jusante é instalado um decantador secundário que permite fazer a recirculação das

lamas ao reator (Figura 4.1) [1].

Figura 4.1 – Representação esquemática do processo por lamas ativadas [21]

No reator biológico ocorre o processo de nitrificação com a conversão do azoto amoniacal em

nitratos e, simultaneamente, a oxidação da matéria orgânica. O particulado resultante desta etapa

precipita no decantador e é devolvido ao reator, promovendo desta forma o controlo da

denominada biomassa ativa [1]. Assim, define-se uma taxa de recirculação de lamas ao reator para

que a concentração de micro organismos seja reposta nos valores adequados para a oxidação da

matéria orgânica e para o processo de nitrificação [18]. A biomassa ativa é caracterizada através da

concentração de sólidos suspensos no licor misto (MLSS – mixed liquor suspended solids) ou da

concentração de sólidos suspensos voláteis no licor misto (MLVSS – mixed liquor volatile suspended

solids) (cerca de 70% a 80% do MLSS), devendo a sua concentração no reator biológico situar-se,

respetivamente, entre 3-6 g/l e 2,5-4 g/l [23][25].

Comparativamente às lagoas arejadas, o tempo de retenção hidráulico é mais reduzido, em geral

entre 1 a 20 dias. O 𝐼 encontra-se entre os 0,5 dias e os 60 dias [9][23][25]. As equações base que

permitem o dimensionamento do processo de lamas ativas são similares à utilizadas para as lagoas

arejadas, fazendo-se a ressalva ao facto do 𝐼 ser diferente do TRH [1][18].

𝑆𝑒 =

𝐾𝑠 × (1 + 𝑘𝑑 × 𝐼)

𝐼 × (𝑌 × 𝐾 − 𝑘𝑑) − 1 (4.5)

28

𝑋 =

𝐼 × 𝑌 × (𝑆0 − 𝑆)

𝑇𝑅𝐻 × (1 + 𝑘𝑑 × 𝐼) (4.6)

Os parâmetros cinéticos envolvidos influenciam de forma preponderante o dimensionamento do

processo de lamas ativas, e, uma vez que dependem de diversos fatores como as caraterísticas do

lixiviado, a temperatura, a disponibilidade de nutrientes, a concentração de biomassa ativa, a

presença de substância tóxicas, a mistura adequada e a concentração de oxigénio, devem ser

determinados em testes piloto. Na literatura podem encontrar-se valores para os referidos

parâmetros, obtidos experimentalmente por diferentes autores (Quadro 4.5) [9].

Quadro 4.5 – Valores de coeficientes cinéticos referentes a águas lixiviantes, obtidos por diferentes autores no

processo de tratamento por lamas ativadas

𝑆0 (mgl-1) 𝐾 𝐾𝑠 (mgl-1) 𝑌 𝑘𝑑 (d-1) 𝑇 (⁰C) Autores

36000 0,75 200 0,33 0,0025 23 – 25 Uloth e Mavinic (1977)

13640

0,77 20,4 0,39 0,022 23 – 25

Zapf-Gilje e Mavinic (1981) 0,71 29,5 0,63 0,075 16

0,46 14,6 0,50 0,028 9

0,29 11,8 0,43 0,008 5

8090

1,16 81,8 0,49 0,009 22 – 23

Wong e Mavinic (1984) 1,12 63,8 0,51 0,018 15

0,51 34,6 0,51 0,006 10

0,34 34,0 0,55 0,002 5

1000 4,50 99 0,59 0,040 22 – 23 Lee (1979)

365 1,80 182 0,59 0,115 21 – 25 Palit e Qasim (1977)

2000 0,46 180 0,50 0,100 25 Gaudy et al. (1986)

A carga orgânica que aflui ao tanque arejado deve obedecer a uma proporção adequada face à

concentração de bactérias existente, para tal estabelece-se o rácio F:M (food to micro-organism

ratio) [21][26]. A literatura refere valores típicos de 0,25kg CBO5/kg MLSS a 0,40kg CBO5/kg MLSS por

dia, para uma temperatura entre os 10⁰C e 20⁰C, respetivamente, prevendo-se uma remoção de

CBO5 superior a 90% [21]. Da mesma forma, a concentração de azoto deve ser regulada, uma vez que

pode inibir a ação das bactérias no processo de nitrificação, sendo indicado na literatura uma

completa nitrificação para cargas inferiores a 0,03kg N/kg MLSS por dia [26].

O fornecimento de oxigénio é um aspeto vital no processo por lamas ativadas, dado a intensa

atividade bacteriana na degradação da matéria orgânica, na redução do azoto amoniacal a nitratos

(nitrificação) e na respiração endógena. A determinação da concentração de oxigénio a disponibilizar

pode ser estimada com a Expressão 4.7, no entanto a concentração de oxigénio dissolvido não deve

ser inferior a 2mg/l [18][20][21].

29

𝑅𝑂 = 𝑄 × (𝑆0 − 𝑆) − 1,42 × 𝑃𝑋 + 4,33 × 𝑄 × 𝑁𝑂𝑥 (4.7)

𝑁𝑂𝑥 – concentração de azoto amoniacal que é oxidado a nitratos (kg/d) (≈80% da TKN).

Os objetivos principais do decantador secundário são produzir um efluente devidamente

clarificado, isto é, com uma reduzida concentração de sólidos suspensos, assim como permitir o

adequado espessamento dos sólidos que retornam ao reator biológico [18]. Os parâmetros

habitualmente utilizados no seu dimensionamento são o TRH, a carga hidráulica e a carga de sólidos

que aflui ao tanque. Num pré-dimensionamento pode considerar-se um TRH entre 2 a 3 horas.

Quando o arejamento no reator biológico é mecânico a carga hidráulica deve ser em média entre 16

e 28 m3/(m2.d) e de pico entre 40 e 64 m3/(m2.d), e a carga de sólidos deve situar-se em média entre

4 e 6 kg/(m2.h) e de pico aproximadamente 8 kg/(m2.h). No caso de ser injetado oxigénio a carga de

sólidos pode aumentar para 5 a 7 kg/(m2.h), em média, e de pico para 9 kg/(m2.h). A profundidade

dos tanques de sedimentação varia entre os 3,5 e os 6 metros [18].

De modo a otimizar o processo de decantação, existe a possibilidade de substituir o decantador

por uma unidade de ultrafiltração, constituindo uma variação do processo tradicional denominada

bioreator por membranas [1][7]. O recurso ao processo de ultrafiltração proporciona uma retenção

mais eficaz da biomassa, possibilitando a desagregação do particulado com a consequente melhoria

da eficiência de tratamento, em especial durante a fase de nitrificação. No entanto, a presença de

elevadas concentrações de compostos inorgânicos provoca danos nas membranas e uma diminuição

no fluxo de lixiviado [7].

Comparativamente às lagoas arejadas, num sistema de tratamento por lamas ativadas a atividade

bacteriana no reator biológico ocorre de uma forma mais intensa, obrigando a uma constante

regulação dos nutrientes, pelo que o rácio CBO5:N:P nunca deve ser inferior a 100:5:1 [21]. O pH

também deve ser monitorizado, uma vez que as reações durante a nitrificação causam a sua redução

acentuada, inibindo ou mesmo suspendendo toda a atividade bacteriana [7], sendo importante

manter o pH entre os 6,5 e os 8 [21]. Outro aspeto a salientar reside no facto do intenso arejamento

conjugado com a presença de elevadas concentrações de metais contribuir para a formação de

espuma, pelo que devem ser adicionados agentes para o seu controlo [9]. Um sistema bem

dimensionado e operado, de acordo com a bibliografia, deve proporcionar uma redução da

concentração de CBO5 e de CQO entre 90% a 99% [8][9][11]. No caso do azoto amoniacal são

expetáveis eficiências de remoção geralmente elevadas, atingindo valores entre 90% e 99% [21][25].

Sendo os nitratos um dos produtos finais da nitrificação, a linha de tratamento deve prever um

tanque anóxico para a sua eliminação através do processo de desnitrificação, de modo a manter

30

baixa a concentração de azoto. A desnitrificação pode ser preanóxica ou postanóxica, consoante se

realize a montante ou a jusante do reator biológico, respetivamente [7]. Na primeira vertente do

processo, a biomassa captada no decantador é reencaminhada para o tanque anóxico e para o

tanque arejado, e procede-se a uma recirculação do licor misto do tanque arejado para o tanque

anóxico. Devido à presença de compostos orgânicos no afluente ao tanque anóxico, as bactérias

obtêm desta forma os nutrientes necessários ao processo de desnitrificação [1]. A desnitrificação

postanóxica, sem a adição de uma fonte de carbono, é expetável que seja muito lenta e próxima da

desnitrificação endógena, observada quando não ocorre crescimento bacteriano [27], pelo que,

durante o processo de conversão dos nitratos a azoto gasoso, é importante manter um rácio C:N

superior a 3:1, recorrendo-se habitualmente a fontes como o metanol sempre que ocorra um défice

de carbono [23]. O pré-dimensionamento do tanque anóxico pode ser realizado com base na taxa

específica de desnitrificação (Equação 4.8) [18].

𝑉𝑛𝑜𝑥 =

𝑁𝑂𝑟

(𝑆𝐷𝑁𝑅) × (𝑀𝐿𝑉𝑆𝑆) (4.8)

𝑉𝑛𝑜𝑥 – volume do tanque anóxico (m3);

𝑁𝑂𝑟 – nitratos removidos (g/d);

𝑆𝐷𝑁𝑅 – taxa específica de desnitrificação (g NO3-N/ g MLVSS/ d) (varia entre 0,04-0,42 para tanques

preanóxicos e entre 0,01-0,04 para tanques postanóxicos);

𝑀𝐿𝑉𝑆𝑆 – sólidos suspensos voláteis no licor misto no tanque anóxico (mg/l).

Apesar do processo de tratamento por lamas ativadas apresentar taxas de remoção mais

satisfatórias, comparativamente às lagoas arejadas, não permite contudo per si proporcionar uma

remoção total dos poluentes, principalmente da CQO dura. Situação esta agravada com o

envelhecimento do aterro sanitário ou quando se pretende respeitar os valores limites de emissão,

pelo que é fundamental a complementaridade com processos de afinação físico-químicos [1][9].

4.3.4 Lagoa e digestor anaeróbio

Os processos de tratamento anaeróbios procuram simular de uma forma controlada as reações

que têm lugar no interior dos aterros sanitários, recorrendo a bactérias que proliferam na ausência

de oxigénio dissolvido e têm a capacidade de degradar a matéria orgânica em dióxido de carbono e

metano [21][26]. Estabelecem-se normalmente duas fases distintas: a ácida, onde bactérias

anaeróbias e bactérias facultativas quebram moléculas orgânicas complexas em ácidos gordos

voláteis como o ácido acético, propanoico e butanoico que, por sua vez, são decompostos por

bactérias metanogénicas, durante a fase metanogénica, em metano e dióxido de carbono [11][21]. O

31

processo anaeróbio é controlado maioritariamente pelas bactérias metanogénicas, as quais são

muito sensíveis ao pH, sendo mais ativas quando os valores de pH são superiores a 6,5, pelo que é

importante existir um controlo do pH, uma vez que na fase ácida ocorre a diminuição do seu valor. A

temperatura é outro dos fatores que influenciam a atividade das bactérias metanogénicas, as quais

são mais ativas entre os 25⁰C e os 65⁰C [9].

No tratamento de águas lixiviantes por processos anaeróbios é usual a implementação de lagoas

(ou tanques, dependendo do volume de lixiviado produzido) ou de digestores. O volume de ambos os

órgãos hidráulicos pode ser estimado através da Equação 4.9, sendo que, no caso específico do

digestor, não contempla a recirculação de lamas [26].

𝑉 = −

𝑄 × ln(1 − 𝜂𝐶𝑄𝑂)

𝐾 (4.9)

𝑉 – volume da lagoa ou digestor (m3);

𝑄 – caudal de lixiviado (m3/d);

𝜂𝐶𝑄𝑂 – percentagem de remoção de CQO pretendida;

𝐾 – constante de reação de primeira ordem (d-1) (=0,0317d-1 a 25⁰C).

Fisicamente as lagoas anaeróbias são similares às lagoas arejadas, assemelhando-se a pequenas

lagoas artificiais. O digestor anaeróbio é composto geralmente por dois órgãos (Figura 4.2): um

tanque inicial selado e aquecido, no qual se promove a mistura do lixiviado através da recirculação

do licor ou do gás libertado, e um segundo tanque que permite a separação entre o clarificado e as

lamas [21].

Figura 4.2 – Representação esquemática de um digestor anaeróbio [21]

As principais vantagens dos sistemas de tratamento anaeróbios, face aos aeróbios, são: uma

reduzida produção de lamas, a formação de gás metano que representa uma fonte de energia e a

ausência de equipamento de arejamento [21]. Apesar das aparentes vantagens, estes processos

requerem um elevado tempo de retenção hidráulico, o qual tem uma forte dependência da

temperatura [21]. Para temperaturas entre os 23⁰C e os 35⁰C é possível obter percentagens de

32

remoção na ordem dos 90% a 95% da CQO e CBO5, com TRH entre aproximadamente os 12 dias e os

40 dias. No entanto, quando a temperatura decresce para os 10⁰C, o TRH pode aumentar para os 170

dias, obtendo-se uma percentagem de remoção de CQO e CBO5 de apenas 80% [11][26]. Desta

forma, a implementação das lagoas anaeróbias em países com climas mais frios não será adequada.

Em relação aos digestores anaeróbios para que a sua operação seja mantida a custo reduzido, o

lixiviado deve conter concentrações de CQO superiores a 10000mg/l, desta forma a produção de

metano é suficiente para alimentar o sistema de aquecimento do digestor [7]. Durante a operação de

ambos os órgãos existe uma maior dificuldade em se manterem as condições ideais para uma

adequada atividade bacteriana, devido à sensibilidade das bactérias metanogénicas a baixos valores

de pH, que surgem na fase ácida, assim como a metais pesados e outros elementos tóxicos [11][21].

Uma maior eficiência é alcançada quando existem concentrações elevadas de CQO, superiores a

7000mg/l, sendo por isso mais adequados no tratamento de lixiviados com origem em aterros

sanitários mais jovens [11]. À medida que o aterro sanitário envelhece e a concentração de matéria

orgânica facilmente biodegradável diminui, estes processos deixam de ser eficientes, à semelhança

dos processos aeróbios [26].

Na remoção de azoto amoniacal, os processos anaeróbios não são os mais adequados, dado ser

apenas removido por assimilação bacteriana na produção de células, registando-se por vezes um

aumento da sua concentração através da hidrólise do azoto orgânico em azoto amoniacal. Uma vez

que, a redução do sulfato a sulfureto ocorre de forma natural em condições anaeróbias, esta

proporciona a precipitação de uma grande percentagem de metais pesados, assim como do cálcio

que precipita sob a forma de carbonatos e fosfatos [26].

Pelas suas caraterísticas, os processos de tratamento anaeróbios adequam-se a uma solução de

pré-tratamento do lixiviado, independentemente da idade do aterro sanitário, podendo ser

implementados a montante de outros processos biológicos (lagoas arejadas ou lamas ativadas, por

exemplo) ou de processos físico-químicos. No caso específico das lagoas anaeróbias, estas podem ser

utilizadas como bacias de equalização ou de regularização do caudal afluente, aumentando a

eficiência dos processos de tratamento a jusante. Embora através os digestores anaeróbios se

consigam obter percentagens de remoção superiores, face às lagoas anaeróbias, dado existir um

maior controlo sobre as condicionantes envolvidas, quando se pretendem atingir elevadas eficiências

de remoção surgem associados elevados custos de implementação e operação [11][26].

33

4.4 Processos físico-químicos

4.4.1 Considerações iniciais

Os processos de tratamento físico-químicos surgem como resposta à incapacidade dos processos

biológicos reduzirem as concentrações dos elementos contaminantes para valores que possibilitem a

descarga do clarificado em linha de água, ou mesmo em coletor municipal para o posterior

tratamento em ETAR [11]. São, portanto, um fator chave quando o lixiviado a tratar provém de

aterros sanitários antigos ou quando as normas de descarga são mais restritivas, tornando-se a

principal opção para eliminar compostos orgânicos refratários e micro poluentes como os compostos

AOX, metais pesados e elementos azotados [21].

A sua implementação é, em geral, a jusante de processos de pré-tratamento (usualmente

biológicos), no entanto podem ser aplicados na sua ausência, principalmente quando o lixiviado tem

origem em aterros sanitários antigos [9]. A escolha do tipo de processo a aplicar está estritamente

relacionada com os elementos poluentes que se pretendem remover, resultando de um estudo à

composição do lixiviado através dos vetores de RSU expetáveis de serem depositados no aterro

sanitário [11].

Na sua designação antevêem-se as bases que caracterizam a sua forma de atuar sobre o lixiviado:

os processos físico-químicos tiram proveito, por um lado, das propriedades químicas que

determinados elementos têm para reagir e modificar as caraterísticas de poluentes específicos; o

segundo aspeto reside na utilização de estruturas e elementos físicos com a capacidade de reter ou

eliminar os contaminantes indesejados [9]. Nos capítulos posteriores descrevem-se os principais

processos de tratamento físico-químicos supra indicados (Quadro 4.1).

4.4.2 Coagulação/floculação

No lixiviado estão presentes em suspensão sólidos e partículas coloidais de dimensões muito

reduzidas, entre 1nm e m, que possuem uma fraca capacidade de sedimentação [7]. O objetivo

deste processo de tratamento é permitir a aglomeração destas partículas em suspensão, formando

flocos de maior peso específico de modo a potenciar a sua sedimentação [26]. Para tal, numa câmara

de mistura rápida, é adicionado um coagulante (sais de alumínio, sais de ferro e polieletrólitos) que

destabiliza as partículas coloidais, neutralizando a sua repulsão electroestática e, assim, possibilitar a

sua aglomeração em flocos [26]. A fase descrita corresponde à coagulação que antecede a fase de

floculação, a qual ocorre numa câmara de mistura lenta dividida em compartimentos onde o lixiviado

é submetido a velocidades gradualmente mais lentas propícias à formação de flocos de maiores

dimensões, adicionando-se um floculante, tipicamente sílica ativada, argila ou poliacetato [18][26].

34

Por último, o efluente circula por um tanque de sedimentação de modo a proporcionar a separação

entre o clarificado e as lamas químicas [8].

A quantidade de coagulante varia consoante as caraterísticas do lixiviado, bem como das

percentagens de remoção pretendidas, encontrando-se na bibliografia valores entre 40g/m3 a

1200g/m3. Para otimizar a coagulação o pH deve localizar-se entre 5,5 e 6,5 prevendo-se a sua

correção sempre que necessário. Ambas as câmaras de mistura são equipadas com eletroagitadores,

diferindo no gradiente de velocidade (G) aplicado, assim como no TRH. A sua potência é determinada

com base na seguinte expressão [18]:

𝑃𝑒 = 𝐺2 × 𝜇 × 𝑉𝑒𝑐𝑚 (4.10)

𝑃𝑒 – potência do eletroagitador (W);

𝐺 – gradiente de velocidade (s-1)

𝜇 – viscosidade dinâmica da água (0,00157N.s/m2);

𝑉𝑒𝑐𝑚 – volume efetivo da câmara de mistura (m3)

Na câmara de mistura rápida o lixiviado deve experimentar valores típicos de G entre 500s-1 a

1500s-1 e um TRH entre 5s a 30s. Contrariamente, na câmara de mistura lenta o gradiente de

velocidade deve situar-se geralmente entre os 50s-1 e os 100s-1 e o tempo de retenção hidráulico

entre 30 e 60 minutos. O tanque de sedimentação secundário (Figura 4.3) deve permitir um TRH

entre 2 e 4 horas, uma carga hidráulica entre 16 e 24 m3/m2.h e um declive do fundo entre 5 e 8

graus [18]. A conduta de alimentação deve permitir uma velocidade inferior a 1,4m/s, de modo a

evitar que os flocos formados na câmara de floculação voltem a desagregar-se [28].

Figura 4.3 – Decantador secundário com alimentação central e sistema de remoção de lamas por raspador [28]

O sucesso deste processo de tratamento consiste no rigoroso controlo de algumas das variáveis

dominantes, assim para cada tipo de lixiviado tem de ser estabelecida a correta dosagem de

coagulante, assim como o valor de pH ótimo e as adequadas condições de agitação, floculação e

sedimentação [7].

35

O processo de coagulação/floculação apresenta uma maior eficiência na remoção da cor e da

turbidez, na precipitação de metais pesados e na remoção de sólidos em suspensão [1][9]. Devido à

eficiência de remoção das partículas orgânicas ser diretamente proporcional ao seu peso molecular,

estudos mostram que apenas para partículas com peso molecular superior a 50000 existe uma boa

eficiência de remoção, pelo que a sua utilização é mais adequada no tratamento de lixiviados

provenientes de aterros sanitários antigos, com um reduzido rácio CBO5/CQO (<1), ou no caso do

efluente de tratamentos biológicos [26]. A remoção dos sólidos suspensos poderá atingir valores até

75%, em relação à CQO as eficiências de remoção podem variar entre os 40% e os 75%. Na

eliminação dos compostos AOX são expetáveis percentagens semelhantes [26], no entanto, este

processo de tratamento não é eficaz na remoção do azoto amoniacal [11]. Outra desvantagem que

lhe está associada é a elevada produção de lamas e o aumento da concentração de alumínio e ferro

na fase líquida [9][26].

Apesar de não constituir um excelente processo de tratamento per si, pode trazer benefícios

quando aplicado a jusante ou a montante de outros processos de tratamento, promovendo o

aumento da eficiência do sistema como um todo.

4.4.3 Oxidação química

Os processos de tratamento por oxidação química baseiam-se em reações de oxidação-redução

para provocar alterações na estrutura molecular de poluentes orgânicos ou inorgânicos, com o

objetivo de os transformar em subprodutos de menor toxicidade e de fácil remoção [18]. Nas

reações de oxidação-redução ocorre a transferência de eletrões do agente oxidante para o agente

redutor [1]. Dos vários agentes oxidantes possíveis de aplicar no tratamento dos lixiviados, os mais

eficazes são o Ozono (O3) e o Peróxido de Hidrogénio (H2O2). Agentes oxidantes como o Dióxido de

Cloro (ClO2) e o Cloro (Cl2) são de utilização limitada devido aos subprodutos que podem decorrer da

sua aplicação, em particular os compostos organoclorados e halogenados, potencialmente

cancerígenos [7][26].

O campo de aplicação dos processos de tratamento por oxidação química é vasto,

nomeadamente na remoção de vários compostos orgânicos refratários, quer seja através da sua

mineralização ou conversão em elementos de fácil biodegradação, na eliminação ou redução da

toxicidade de determinados compostos orgânicos e inorgânicos responsáveis pela inibição da

atividade bacteriana, no controlo de odores e na remoção da cor [1][18][29]. Desta forma, mostram

ser adequados no tratamento de lixiviados provenientes de aterros sanitários antigos, os quais se

caracterizam por rácios CBO5/CQO inferiores a 0,2 que indicam a presença de uma percentagem

elevada de CQO dura, não removível biologicamente. Surgem, por isso, associados a outros

36

processos de tratamento, maioritariamente biológicos, onde intervêm como processos de afinação

ou de pré-tratamento para melhorar a eficiência dos processos de tratamento a jusante, procurando

nestes casos apenas uma oxidação parcial das substâncias com o intuito de atingir uma melhor

relação custo/benefício [25][30].

Dentro dos processos de tratamento por oxidação química reportados na literatura, os processos

avançados de oxidação (PAO) apresentam-se como os mais eficazes na degradação de uma grande

variedade de compostos orgânicos refratários e inorgânicos [31]. Este facto deve-se a na sua base de

ação estar a formação do radical livre OH• que tem um elevado potencial de oxidação (Quadro 4.6),

permitindo a mineralização de um amplo espetro de compostos orgânicos (fenóis, hidrocarbonetos,

ácidos, AOX, álcoois, aldeídos, cetonas, etc.) em CO2, H2O e iões inorgânicos [25][32].

Quadro 4.6 – Agentes oxidantes e respetivo potencial de oxidação [18]

Agente oxidante Potencial de oxidação (V)

Flúor 3,06

Radical livre OH• 2,80

Oxigénio (atómico) 2,42

Ozono 2,08

Peróxido de Hidrogénio 1,78

Cloro 1,36

Dióxido de Cloro 1,27

Oxigénio (molecular) 1,23

Os radicais livres OH• podem ser produzidos com recurso a vários processos (Quadro 4.7) que têm

por base poderosos oxidantes (O3 ou o H2O2) associados a catalisadores, como metais de transição,

sais de ferro, semicondutores, radiação ou ultrassons [33]. Um dos processos mais comuns é a

oxidação por reagente de Fenton que se caracteriza pela utilização de Peróxido de Hidrogénio e de

sais de ferro (habitualmente Sulfato Ferroso (FeSO4) ou Cloreto de Ferro (FeCl2)) [1].

Quadro 4.7 – Processos avançados de oxidação mais comuns [34]

Processos homogéneos

H2O2 +Fe2+ (Fenton)

O3 + H2O2

O3 + OH-

O3 + Ultravioleta (UV)

H2O2 + UV

Ultrassom (US)

H2O2 + US

UV + US

H2O2 +Fe2+ + UV (foto Fenton)

37

Quadro 4.7 – Processos avançados de oxidação mais comuns [34] (continuação)

Processos heterogéneos

TiO2 + O2 + UV

TiO2 + H2O2 + UV

Electro Fenton

O processo de oxidação por reagente de Fenton divide-se em quatro fases: o ajuste de pH, a

reação de oxidação, a neutralização e coagulação, e a precipitação [31]. O sistema típico pode ser

observado na Figura 4.4. Durante a primeira fase o pH deve ser ajustado para valores entre 2 e 6 para

que o ferro não precipite e, assim, manter-se em solução [1]. A fase de oxidação ocorre no interior

de um reator com agitadores incorporados, à pressão atmosférica e à temperatura ambiente, onde

se adiciona o H2O2 e os sais de ferro. Na fase de neutralização e coagulação o pH é elevado para

valores entre 6 e 9 através da adição de cal (CaO) (por exemplo) para que, na última fase (a

precipitação), seja possível remover o hidróxido de ferro, assim como outros metais pesados [32]. As

lamas produzidas durante todo o processo carecem de posterior tratamento, observando-se

habitualmente elevadas concentrações de ferro [1].

Figura 4.4 – Esquema de tratamento comum do PAO por reagente de Fenton [32]

A eficiência de todo o processo está associada a um conjunto de fatores, dos quais se destacam o

pH, a dosagem de agente oxidante e de catalisador, a temperatura e o tempo de contacto [31]. O pH

deve manter-se baixo para prevenir a precipitação e a instabilidade do H2O2, e, simultaneamente,

potenciar o poder de oxidação dos radicais livres OH• [32]. A concentração de H2O2 é diretamente

proporcional à produção de radicais livres OH•, estimando-se que, teoricamente, 1000mg/l de H2O2

oxidam 470,6mg/l de CQO [29][33]. Contudo, em geral, a quantidade necessária é superior à

determinada teoricamente, devido a diversas variáveis, das quais se destaca a sua dispersão por

outras reações químicas, o seu consumo incompleto e o processo escolhido não ser o adequado

[7][25].

38

O rácio H2O2/Fe2+ define a predominância entre a oxidação e a coagulação química, pelo que

quando a dosagem de Fe2+ excede a de H2O2, prevalece tendencialmente a segunda [31]. A literatura

indica que a razão H2O2/Fe2+ típica se situa entre os 5:1 e os 25:1 [32]. Contudo, é importante a

relação entre ambos os compostos seja o mais baixo possível de modo a evitar a recombinação dos

radicais livres OH• e uma produção excessiva de lamas [29]. As temperaturas elevadas privilegiam a

atuação do reagente de Fenton, no entanto para valores entre os 40⁰C e os 50⁰C o H2O2 tende a

converter-se de forma acelerada em oxigénio e água, conduzindo a uma redução na sua eficiência de

utilização, devendo a temperatura situar-se entre os 20⁰C e os 40⁰C [35]. O tempo de contacto

referenciado por vários autores encontra-se entre os 30 minutos e as 3 horas, podendo atingir

valores inferiores a 30 minutos no caso particular do processo electro Fenton [36].

Diversos estudos que incidem sobre águas lixiviantes provenientes de aterros sanitários

estabilizados, ou lixiviado submetido a processos de pré-tratamento, cujo rácio CBO5/CQO inferior a

0,2 é indicativo da presença de substâncias de difícil degradação, indicam valores percentuais de

remoção de CQO entre os 46% e os 89%, quando se recorre ao processo de oxidação por reagente de

Fenton [30][30][32].

A atratividade da utilização do processo de oxidação por reagente de Fenton, reside na

simplicidade tecnológica e facilidade de operação, comparativamente a processos que recorram a

outros catalisadores ou agentes oxidantes, na baixa toxicidade dos reagentes envolvidos e no baixo

nível de resíduos produzidos [37]. Uma das grandes vantagens associada à utilização dos PAO é a

capacidade de degradação completa dos compostos, em detrimento da transferência de fase

proporcionada por outros processos de tratamento, permitindo uma remoção efetiva das

substâncias poluentes através da sua mineralização [30]. Mas é importante salientar que uma

oxidação incompleta dos compostos pode ocorrer, sendo por vezes de difícil previsão se a toxicidade

dos subprodutos é inferior à das substâncias de origem [1]. Desta forma, a complexidade associada à

composição das águas lixiviantes implica que, no dimensionamento de um sistema de tratamento

que inclua o processo de oxidação química (simples ou com recurso a PAO), seja de elevada

importância o desenvolvimento de projetos piloto de modo a determinar as relações ótimas entre

todos os fatores envolvidos, assim como o processo mais adequado às caraterísticas do lixiviado a

tratar de forma a obter as melhores eficiências de remoção [18][38].

4.4.4 Air stripping

O fenómeno de stripping ocorre quando um gás (geralmente ar) entra em contacto com um fluído

que contém compostos voláteis, os quais são transferidos da fase líquida para a fase gasosa, numa

quantidade proporcional ao diferencial de concentração dos compostos presentes nas duas fases,

39

até ser atingido um equilíbrio. Este fenómeno é governado pela Lei de Henry, sendo a constante da

Lei de Henry diferente para cada composto [25]. Este processo de tratamento é utilizado sobretudo

para remover o azoto amoniacal presente nas águas lixiviantes [15][39], o qual deve ser convertido

em gás amoníaco (NH3) através do aumento do pH, de modo a poder ser removido [18]. A sua

eficiência de remoção depende fundamentalmente de dois fatores: o pH, cujo valor se deve situar

entre 10 e 12, e a temperatura, uma vez que a constante da Lei de Henry é sua dependente

[7][25][40].

O sistema de contracorrente, um dos mais utilizados no processo de tratamento por air stripping,

consiste numa torre onde se promove a passagem de fase dos COV e outros poluentes voláteis

(Figura 4.5). O lixiviado é introduzido no topo de uma torre de stripping que contém no seu interior

material de enchimento (plástico, metálico ou cerâmico) que permite aumentar a superfície de

contacto, por sua vez, na base da torre é injetado ar [9][40]. Desta forma, à medida que o caudal de

lixiviado desce a torre de stripping, o ar ascendente permite que os compostos voláteis se transfiram

para a fase gasosa [9][40]. Deste processo resulta ar contaminado com os compostos provenientes

da fase líquida que deve ser tratado posteriormente devido à sua elevada toxicidade, sendo comum

utilizar-se carvão ativado, Ácido Sulfúrico (H2SO4) e Ácido Clorídrico (HCl) [7][24]. Outra desvantagem

está na acumulação de carbonato de cálcio nas paredes da torre de stripping [24][40]. De modo a

otimizar o processo devem ser tomadas algumas medidas, nomeadamente a equalização do lixiviado,

a remoção dos sólidos suspensos e a eliminação do ferro e dos metais pesados [25].

Figura 4.5 – Sistema de tratamento por air stripping [25]

40

Um aspeto importante a reter no dimensionamento destes sistemas de tratamento é a

percentagem de remoção do azoto amoniacal ser constante para o volume de ar disponível,

independentemente da sua concentração no lixiviado. Este facto condiciona a eficiência de remoção

quando as águas lixiviantes apresentam grandes variações na concentração de azoto amoniacal ao

longo do ano [7].

O dimensionamento de uma torre de stripping baseia-se numa análise do balanço e da

transferência de massas, entre a fase líquida e a fase gasosa, recorrendo à Lei de Fick e à Lei de

Henry, de modo a determinarem-se os parâmetros que a caracterizam, nomeadamente o volume de

ar que garante a percentagem de remoção pretendida, o caudal de lixiviado afluente, a altura e

diâmetro da torre e a profundidade de material de enchimento [18][25]. O tempo de retenção varia

habitualmente entre as 12h e as 24h [24][39]. No Quadro 4.8 estão representados os valores

caraterísticos para os principais parâmetros de dimensionamento de uma torre de stripping para

remoção de COV e de azoto amoniacal.

Quadro 4.8 – Valores típicos para os parâmetros de dimensionamento de uma torre de stripping para remoção

de COV e de azoto amoniacal [18]

Parâmetros Unidades COV Azoto amoniacal

Caudal de lixiviado L/m2.min 600 – 1800 40 – 80

Rácio ar/líquido m3/m3 20 – 60 : 1 2000 – 6000 : 1

Queda de pressão permitida (N/m2)/m 100 – 400 100 – 400

Rácio altura/diâmetro m/m ≤ 10 : 1 ≤ 10 : 1

Profundidade de enchimento m 1 – 6 2 – 6

pH – 5,5 – 8,5 10,8 – 11,5

A eficiência de um sistema de tratamento aplicando air stripping é habitualmente medida pela

remoção do azoto amoniacal, sendo expetável num sistema bem dimensionado atingirem-se

eficiências entre os 85% e os 95%, sem depender aparentemente do estado de estabilização do

lixiviado afluente [24][39][41]. Embora este processo de tratamento não tenha como objetivo a

remoção de substâncias orgânicas, na literatura existem registos da remoção de CQO entre os 15% e

os 47%, relativamente a águas lixiviantes provenientes de aterros sanitários jovens [39].

4.4.5 Membranas

A filtração por membranas explora as propriedades semipermeáveis que algumas membranas

apresentam, com o objetivo de provocar a separação entre o solvente (água) e os compostos

poluentes presentes nas águas lixiviantes [26]. A separação é conseguida com a passagem do

lixiviado sob pressão através de membranas semipermeáveis que são habitualmente compostas por

41

acetato de celulose, poliamida e películas compósitas finas, apresentando quatro configurações tipo:

tubulares, espiraladas, fibras finas ocas e planas simétricas [9][25]. As diferentes disposições

caracterizam-se por proporcionarem uma maior ou menor área de contacto por unidade de volume,

conforme se observa no Quadro 4.9 [26].

Quadro 4.9 – Configuração das membrana e respetiva área de contacto por unidade de volume [26]

Configuração das membranas Área de contacto por unidade de

volume (m2/m3)

Planas simétricas 165

Tubular 335

Espiralada 1000

Fibras finas ocas 16500

A variação da dimensão dos poros das membranas e da pressão de operação definem o grau de

retenção dos poluentes, encontrando-se expostos no Quadro 4.10 os processos de tratamento por

membranas mais comuns [1][7][26].

Quadro 4.10 – Processos de tratamento por membranas mais comuns [1][7][26]

Parâmetros Osmose inversa Nanofiltração Ultrafiltração

Dimensão dos poros (µm) 0,0001 – 0,001 0,001 – 0,005 0,005 – 0,02

Pressão de operação (kPa) 1000 – 10000 500 – 1000 70 – 700

Dos três processos apresentados, somente a osmose inversa permite atingir eficiências de

remoção superiores a 99% para a CQO, a CBO5 e o azoto amoniacal, dependendo do número de fases

incorporadas pode alcançar eficiências de 99,99% [5][7][24][26]. Apesar dos restantes processos não

permitirem uma filtração tão fina quanto a osmose inversa, também eles apresentam vantagens

interessantes do ponto de vista operacional. A nanofiltração pode atingir uma eficiência de remoção

de CQO entre os 60% e os 95%, e de CBO5 perto dos 90%, com um menor consumo de energia,

aproximadamente menos 10%. O concentrado produzido tem uma menor concentração de Cloreto

de Sódio (sal), devido à maior dimensão dos poros, que se traduz numa maior facilidade e economia

de tratamento [1][24]. Por sua vez, a ultrafiltração apresenta um custo de exploração mais reduzido

que os processos anteriores, dado que opera a pressões muito inferiores e os poros são de maior

dimensão, e produz lamas que podem ser depositadas no aterro sanitário após o seu tratamento ou

reencaminhadas para o tratamento biológico, conforme indicado no capítulo 4.3.3. [1]. A

ultrafiltração permite uma retenção quase total dos sólidos suspensos, tornando-a num processo

atrativo como pré-tratamento com o intuito de aumentar a eficiência de outros processos a jusante

como a osmose inversa, a nanofiltração ou o tratamento por carvão ativado [1][24].

42

Contrariamente aos restantes processos por membranas, cujos poluentes são retidos quando a

sua dimensão excede a dimensão dos poros, no caso particular da osmose inversa a retenção ocorre

por inversão do fenómeno de osmose, dado a pressão de operação ser superior à osmótica. Assim, é

possível eliminar não só partículas suspensas no lixiviado, mas também os poluentes solubilizados,

obtendo-se um solvente quase puro (permeado), e uma solução com elevada concentração de

elementos poluentes (concentrado) [1][26]. Habitualmente, os sistemas de osmose inversa são

compostos por duas ou três fases de modo a aumentar a sua eficiência (Figura 4.6), sendo que na

primeira fase é removida a maior percentagem de poluentes, e nas fases seguintes se efetua o

polimento do permeado [7]. A montante deve proceder-se ao pré-tratamento do lixiviado de modo a

reduzir a concentração de partículas de maior dimensão, ajustar o valor pH e adicionar um anti

incrustante, para que desta forma se potencie o aumento da eficiência de remoção e prolongar o

tempo de vida útil das membranas [1][7][25].

Figura 4.6 – Configuração típica de um sistema de osmose inversa de duas fases [7]

A versatilidade deste processo de tratamento estende-se à capacidade do sistema puder

funcionar intermitentemente e de se adaptar a diferentes composições de lixiviado, traduzindo-se

numa vantagem significativa, uma vez que as águas lixiviantes apresentam variações ao longo do ano

tanto a nível do volume produzido como na concentração dos poluentes [1][7].

O dimensionamento de uma unidade de osmose inversa pode ter como base a determinação da

área de membrana que garanta a percentagem de remoção pretendida para os poluentes, para tal

podem ser utilizados diversos modelos que partilham o seguinte conjunto de equações base [18]:

𝐹𝑤 = 𝑘𝑤 × (∆𝑃𝑎 − ∆Π) =

𝑄𝑝

𝐴 (4.11)

𝐹𝑤 – fluxo de lixiviado (kg/m2.s);

43

𝑘𝑤 – coeficiente de transferência de massa para a água (s/m), que depende da temperatura, tipo de

membrana e das caraterísticas do soluto;

∆𝑃𝑎 – gradiente de pressão médio imposto (kg/m.s2);

∆Π – gradiente de pressão osmótica (kg/m.s2);

𝑄𝑝 – caudal de permeado (kg/s);

𝐴 – área (m2).

∆𝑃𝑎 =

𝑃𝑓 + 𝑃𝑐

2− 𝑃𝑝 (4.12)

𝑃𝑓 – pressão no fluxo de lixiviado (kPa);

𝑃𝑐 – pressão no fluxo de concentrado (kPa);

𝑃𝑝 – pressão no fluxo de permeado (kPa).

∆Π =

Π𝑓 + Π𝑐

2− Π𝑝 (4.13)

Π𝑓 – pressão osmótica do lixiviado (kPa);

Π𝑐 – pressão osmótica do concentrado (kPa);

Π𝑝 – pressão osmótica do permeado (kPa).

𝐹𝑖 = 𝑘𝑖 × ∆𝐶𝑖 =

𝑄𝑝 × 𝐶𝑝

𝐴 (4.14)

𝐹𝑖 – fluxo de soluto (kg/m2.s);

𝑘𝑖 – coeficiente de transferência de massa de soluto (s/m);

∆𝐶𝑖 – gradiente de concentração de soluto (kg/m3).

∆𝐶𝑖 =

𝐶𝑓 + 𝐶𝑐

2− 𝐶𝑝 (4.15)

𝐶𝑓 – concentração de soluto no lixiviado (kg/m3);

𝐶𝑐 – concentração de soluto no concentrado (kg/m3);

𝐶𝑝 – concentração de soluto no permeado (kg/m3).

A avaliação do sistema pode ser realizada expeditamente através de dois parâmetros: a taxa de

rejeição (R) referente ao soluto e a taxa de recuperação (r) relativa à percentagem de permeado

obtido face ao caudal de entrada, os quais se traduzem pelas Expressões 4.16 e 4.17,

respetivamente. De modo a minimizar a produção de concentrado, procura-se que a unidade de

osmose inversa funcione com a maior taxa de recuperação possível [18].

𝑅, % =

𝐶𝑓 − 𝐶𝑝

𝐶𝑓× 100 (4.16)

44

𝑟, % =

𝑄𝑝

𝑄𝑓× 100

(4.17)

Os processos indicados apresentam algumas desvantagens transversais, sendo as principais: o

tempo de vida útil das membranas que depende em larga medida do fenómeno de colmatação e de

bio colmatação, e a produção de concentrado e lamas, como consequência da separação da fase

sólida da fase líquida [7][24]. O período de vida útil das membranas varia, aproximadamente, entre

um ano e meio e dois anos, dependendo das caraterísticas das águas lixiviantes e da operação e

manutenção efetuadas [7][25]. A colmatação resulta de vários fatores, nomeadamente: da presença

de partículas coloidais e de sólidos suspensos, e da precipitação de metais e sais. A bio colmatação é

provocada pela presença de matéria orgânica [24][26]. Desta forma, para aumentar o tempo de vida

útil das membranas é fundamental incorporar processos de pré-tratamento para remover as

partículas de maior dimensão, controlar o pH para valores próximos de 6, de modo a evitar a

precipitação dos metais e sais presentes em solução e adição de agentes para prevenir a formação

do biofilme [25][26]. A maioria dos sistemas de filtração por membranas recorre ao processo de

correntes cruzadas para mantê-las sempre limpas. Este consiste numa injeção tangencial à

membrana de concentrado a elevada velocidade [1]. Apesar da aplicação das medidas enunciadas é

sempre necessário proceder-se à limpeza das membranas, quer seja quimicamente com uma solução

adequada ou, no caso das membranas de configuração plana simétrica e tubular, esfregadas

fisicamente com uma escova [7][25].

O concentrado, subproduto comum a todos os processos de tratamento por membranas, é o

elemento que requer uma maior atenção, dado apresentar uma elevada carga poluente [7]. O

destino final do concentrado é o aterro sanitário anexo ou um aterro de resíduos perigosos, podendo

ou não ser submetido a um processo de tratamento, com dependência da legislação em vigor [1]. Por

norma, o concentrado pode passar por um processo de evaporação e secagem com o intuito de

reduzir o volume de água de modo a obter um granulado, ou pode ser inertizado através da adição

de cimento e de produtos químicos [1][42]. Uma terceira opção seria uma recirculação controlada do

concentrado, sem tratamento, para o aterro sanitário, acelerando o processo de degradação da

massa de resíduos [42].

O processo de tratamento por osmose inversa constitui, atualmente, um dos processos mais

eficazes na remoção dos poluentes presentes nas águas lixiviantes, apresentando elevadas taxas de

remoção, quando comparado com processos biológicos ou processos físico-químicos, devido à sua

capacidade de remover a fração não biodegradável da CQO (compostos refratários) e o azoto

[1][5][26].

45

4.4.6 Carvão ativado

O processo de tratamento por carvão ativado utiliza a elevada capacidade de adsorção que este

elemento apresenta para remover os contaminantes presentes no lixiviado, promovendo a sua

passagem da fase líquida para a fase sólida [1]. A adsorção é o fenómeno de atração entre elementos

presentes na fase líquida e a superfície do adsorvente que os retém [25]. Pode ocorrer através de

três mecanismos que, geralmente, atuam em simultâneo: forças elétricas entre a solução e o

adsorvente, forças de Van der Waals (adsorção física) e forças químicas (adsorção química). O

primeiro mecanismo é mais favorável para adsorver iões e os dois últimos para adsorver moléculas

[26].

O carvão ativado é o adsorvente mais utilizado no tratamento de águas lixiviantes, devido à sua

elevada área específica (100 – 1500 m2/g), podendo ser aplicado como carvão granular ativado (GAC

– granular activated carbon) ou pó de carvão ativado (PAC – powdered activated carbon) [1][26]. O

primeiro caracteriza-se por partículas de diâmetro superior a 0,1mm e o segundo por partículas de

diâmetro inferior a 0,074mm [18]. A eficiência de adsorção do carvão ativado é medida através das

isotérmicas de adsorção obtidas em função da interação entre o contaminante e o carvão ativado

[7]. Um dos modelos mais utilizados é conhecido por isotérmicas de Freundlich (Expressão 4.18) que

relaciona a quantidade de substância adsorvida por unidade de peso do carvão ativado, sendo

dependente da concentração inicial do contaminante em equilíbrio e da temperatura [18][26].

𝑋𝑠𝑎

𝑀= 𝐾𝐹 × 𝐶

1𝑛⁄ (4.18)

𝑋𝑠𝑎 – massa de substância adsorvida;

𝑀 – massa de carvão ativado;

𝐾 – coeficiente de Freundlich (a temperatura constante);

𝐶 – concentração da substância a adsorver (em equilíbrio);

𝑛 – constante >1 (a temperatura constante)

A equação 4.13 é normalmente representada graficamente por um diagrama bi-logarítmico,

obtido a partir de ensaios laboratoriais para cada contaminante alvo, de onde é possível extrair o

valor de K e de 1/n [18][26].

Quando o processo de tratamento recorre ao GAC utiliza-se, em geral, uma coluna de leito fixo

com injeção das águas lixiviantes no topo da coluna, em sistema a favor da corrente, ou injetadas de

baixo para cima, em sistema de contra corrente. A primeira solução tem a vantagem de permitir

46

simultaneamente a adsorção dos poluentes e a retenção dos sólidos suspensos, prevenindo a

colmatação na base do leito, local de difícil limpeza [1][18]. O dimensionamento dos leitos de carvão

ativado tem como base quatro parâmetros principais: o tempo de contacto (EBCT – empty bed

contact time), a taxa de carga hidráulica, a profundidade da coluna de carvão ativado e o número de

colunas [18]. O tempo de contacto é determinado experimentalmente, variando por norma entre 15

a 60 minutos [23]. A taxa de carga hidráulica deve situar-se entre 5 a 20 m3/h/m2 [23]. Por sua vez, o

volume de carvão ativado pode ser obtido através do produto entre o EBCT e o caudal de lixiviado

[23]. De modo a facilitar o processo de adsorção, o pH do lixiviado deve ser preferencialmente ácido,

assim como a temperatura e caudal de lixiviado devem permanecer constantes [18][26].

As duas principais desvantagens operacionais associadas aos leitos fixos de carvão ativado são: a

colmatação e a degradação do carvão ativado. A solução para o primeiro fenómeno passa por

manter uma concentração de sólidos suspensos inferior a 50mg/l, e incluir um sistema automático

que permita a limpeza à superfície e em contra corrente [1][18][23]. Contudo, a lavagem em contra

corrente causa uma diminuição da frente de adsorção, dado que este processo provoca a expansão

do leito que, por sua vez conduz à colisão das partículas de carvão ativado, libertando partículas finas

[18]. A degradação das capacidades de adsorção do carvão ativado é o resultado da saturação da sua

superfície pelos contaminantes. Quando tal sucede o mesmo deve ser substituído por carvão ativado

novo ou regenerar-se o existente, sendo que, na última opção, ocorre sempre uma redução entre 5%

a 10% na capacidade de adsorção [1].

O tratamento com GAC destaca-se, sobretudo, pela sua utilização como processo de afinação do

lixiviado submetido previamente a tratamentos biológicos, dada a presença no lixiviado bruto de

substâncias orgânicas caracterizadas por um peso molecular fora do intervalo preferencial (100 –

10000), como ácidos gordos voláteis, açucares, etc., devido à sua elevada polaridade ou dimensão

[1][26]. Prevalece, por isso, a sua utilização na remoção de matéria orgânica refratária, a

denominada CQO dura, de compostos halogenados, e quantidades remanescentes de metais

pesados, sulfatos e azoto [1][9][26]. Estudos realizados apontam para eficiências de remoção de CQO

entre 59% a 99%, mostrando uma capacidade efetiva na remoção da turvação do efluente [7][9][23].

O tratamento com PAC caracteriza-se pela sua adição direta nos processos de tratamento

biológicos, físico-químicos ou no efluente final de um processo biológico [1]. Na última opção o PAC

deve ser aplicado num tanque de sedimentação de modo a permitir o tempo de contacto necessário

para a sua ação, e depois sedimentar no fundo. Devido à dimensão das partículas ser muito reduzida

deve adicionar-se um coagulante ou polieletrólitos para que se aglomerem em partículas de maior

dimensão ou, em alternativa, proceder a uma filtração [1][18]. A combinação de PAC com

47

tratamentos biológicos permite um aumento significativo da remoção de matéria orgânica refratária

solúvel. Estudos indicam percentagens de remoção de CQO entre os 34% e os 85% dependendo da

quantidade da dose aplicada [9]. A correta dosagem e o tempo de contacto são fatores que

dependem do tipo de lixiviado e do grau de tratamento pretendido, pelo que devem ser realizados

testes piloto de modo a determinar os valores ideais [18].

4.4.7 Filtração

O processo de tratamento por filtração consiste na passagem do lixiviado através de uma ou mais

camadas de material poroso de modo a reter as partículas suspensas [9][25]. A sua aplicação no

tratamento das águas lixiviantes tem duas vertentes: a afinação do efluente de processos biológicos

e físico-químicos e o pré-tratamento a montante de processos de tratamento avançados, como a

osmose inversa, oxidação química, etc. [7][9]. O processo de filtração ocorre maioritariamente

através dos seguintes mecanismos [18]:

separação mecânica por retenção das partículas de dimensão superior à dos poros do meio

filtrante;

sedimentação através do assentamento dos sólidos suspensos sobre o meio filtrante;

impacto por colisão de partículas mais pesadas que não seguem as linhas de escoamento;

interceção através do contato entre os grãos do material filtrante e os sólidos suspensos;

crescimento biológico através da formação de uma película biológica que provoca uma

redução dos poros do meio filtrante, podendo intensificar os mecanismos anteriores.

As partículas retidas no meio filtrante são removidas por um sistema de lavagem em contra

corrente, o qual pode operar em simultâneo com a filtração (operação continua) ou após a

interrupção da filtração (operação semicontinua). O acionamento do sistema de lavagem é

automático, recorrendo a um temporizador ou a sensores que detetam quando a perda de carga

excede o valor de dimensionamento [7].

Dentro de cada modo de operação existem diversos modelos de filtros, variando nas suas

caraterísticas físicas e de funcionamento (número de camadas, tipo de material filtrante,

profundidade, circulação a favor ou contra corrente e leito fixo ou móvel) [18]. Os filtros de leito fixo,

com uma ou mais camadas, podem ainda funcionar por gravidade ou por pressão. Os materiais

filtrantes mais utilizados são a areia, a antracite e material silicioso (garnet), normalmente sobre uma

camada composta por gravilha ou cascalho de granulometria variável, a qual fornece suporte e

permite a retenção do material filtrante [25].

48

No pré-dimensionamento de um filtro de leito fixo, a operar por gravidade, pode admitir-se uma

taxa de filtração entre 5 e 24 m3/(m2.h), uma espessura entre os 0,30m e os 0,60m para as camadas

de areia ou antracite, e entre os 0,10m e os 0,15m no caso do material silicioso, permitindo uma

expansão do leito entre 25% e 50% durante a lavagem do filtro. A perda de carga pode assumir

valores entre os 0,60m e os 3m [25].

49

5 SISTEMAS DE TRATAMENTO ADOTADOS EM PORTUGAL


Em Portugal a gestão dos resíduos sólidos urbanos é da responsabilidade de sistemas

multimunicipais, intermunicipais. Os primeiros caracterizam-se, de acordo com o Decreto-Lei n.º

92/2013, de 11 de julho, por servirem pelo menos dois municípios e exigirem “(…) a intervenção do

Estado em função de razões de interesse nacional, sendo a criação destes sistemas de titularidade

estatal precedida de parecer dos municípios territorialmente envolvidos(…)”. Os sistemas

intermunicipais resultam da agregação de municípios que exercem, de forma direta ou indireta, uma

influência dominante no que concerne à gestão dos RSU. Em Portugal Continental existem 12

sistemas multimunicipais e 11 sistemas intermunicipais, representados na Figura 5.1.

Figura 5.1 – Sistemas de gestão dos RSU (multimunicipais em letras maiúsculas e intermunicipais em letras

minúsculas)

50

Na região autónoma da Madeira a gestão dos resíduos sólidos urbanos está concessionada

apenas a uma entidade (Figura 5.2). Na região autónoma dos Açores a gestão dos resíduos sólidos

urbanos é repartida por várias entidades, nesse sentido de acordo com o âmbito desta dissertação,

apenas são referenciadas as responsáveis pela gestão dos aterros sanitários (Figura 5.3), omitindo as

restantes, assim como as situações em que se verifica a existência de lixeira ou vazadouro como

destino final dos RSU. Desta forma, apenas a Ilha do Pico, a Ilha de Santa Maria, a Ilha de São Miguel

e a Ilha Terceira, foram incluídas nesta dissertação, excluindo, portanto, a Ilha do Corvo, a Ilha do

Faial, a Ilha das Flores, a Ilha Graciosa e a Ilha de São Jorge.

Figura 5.2 – Sistemas de gestão dos RSU presentes na região autónoma da Madeira

Figura 5.3 – Sistemas de gestão dos RSU presentes na região autónoma dos Açores

51

A informação existente relativa à gestão e tratamento de águas lixiviantes, geradas nos aterros

sanitários de RSU em Portugal, encontra-se desatualizada uma vez que a última atualização foi

elaborada a pedido do Instituto Regulador de Águas e Resíduos (IRAR) data de 2008, e contém dados

confirmados até 2006. De modo a preencher esta lacuna realizou-se, no âmbito desta dissertação,

uma pesquisa exaustiva e detalhada dos processos de tratamento aplicados nas ETAL em Portugal,

através do contato direto com as respetivas entidades gestoras. Os principais objetivos desta

pesquisa foram obter resposta às seguintes questões:

Que sistema de tratamento foi implementado na ETAL anexa ao aterro sanitário?

Qual a caracterização das águas lixiviantes à entrada e à saída da ETAL?

A pesquisa realizada permitiu reunir a informação atualizada sobre os sistemas de tratamento

existentes em Portugal, apresentada nos capítulo subsequentes, assim como compreender as

caraterísticas dos lixiviados produzidos e a eficiência dos sistemas de tratamento. Durante o processo

de recolha de informação procurou-se sempre obter dados atualizados, no entanto nem sempre foi

possível, devido à falta de abertura de algumas entidades gestoras no fornecimento de dados,

sobretudo no que concerne à caracterização do lixiviado bruto e tratado.

5.2 Sistemas multimunicipais

5.2.1 ALGAR

A ALGAR gere dois aterros sanitários localizados em Portimão e em Loulé, em exploração desde

julho de 2000 e fevereiro de 1998, respetivamente. Estes integram uma ETAL para o tratamento dos

lixiviados produzidos. De acordo com entidade gestora, o esquema tratamento adotado nas ETAL é

semelhante, e consiste num tratamento biológico com recurso a uma lagoa arejada, seguido de uma

decantação, fazendo, por fim, circular o lixiviado por uma unidade de osmose inversa. O efluente é

armazenado e reutilizado internamente, com possibilidade de realizar a descarga em linha de água

(Figura 5.4). No Quadro 5.1 e no Quadro 5.2 estão representados os valores de alguns dos

parâmetros que caracterizam o lixiviado, antes e após o seu tratamento, e a eficiência do sistema de

tratamento para o aterro sanitário de Portimão e de Loulé.

Figura 5.4 – Esquema de tratamento adotado nas ETAL dos aterros sanitários de Portimão e de Loulé

Decantador Lixiviado afluente Lagoa arejada Unidade de

osmose inversa

Linha de água Tanque final

52

Quadro 5.1 – Caracterização do lixiviado e eficiência global média de tratamento da ETAL do aterro sanitário de

Portimão4

Parâmetros Afluente Efluente Eficiência (%)

CBO5 (mg/l de O2) 1594 5 99,67

CQO (mg/l de O2) 14288 34 99,76

COT (mg/l de C) 3415 3 99,92

Azoto amoniacal (mg/l de NH4) 7315 13 99,83


Loulé3


CBO5 (mg/l de O2) 1171 5 99,57

CQO (mg/l de O2) 9217 40 99,57

COT (mg/l de C) 1542 5 99,66


5.2.2 AMARSUL

A AMARSUL é responsável pela exploração de dois aterros sanitários situados em Palmela e no

Seixal, em funcionamento desde julho de 1995 e desde janeiro de 1997, respetivamente, que

incorporam uma ETAL para tratamento das águas lixiviantes. Segundo a entidade gestora, o sistema

de tratamento implementado na ETAL de Palmela (Figura 5.5) consiste num tratamento biológico

com recurso a uma lagoa de regularização a montante de duas lagoas arejadas, sucedidas por uma

lagoa para decantação. O lixiviado tratado é por fim encaminhado para a ETAR do Barreiro. No

Quadro 5.3 estão dispostos os valores de alguns dos parâmetros que caracterizam as águas

lixiviantes, antes e após o tratamento, assim como as respetivas eficiências de remoção.

Figura 5.5 – Sistema de tratamento existente na EPTAR do aterro sanitário de Palmela

Quadro 5.3 – Caracterização do lixiviado e eficiência global média de tratamento da ETAL do aterro sanitário do

Seixal [4]


CBO5 (mg/l de O2) 572 88 84,62

CQO (mg/l de O2) 3008 2140 28,86

SST (mg/l) 1000 987 1,30

Azoto total (mg/l de NH4) 1365 1213 11,14

4 Os valores dos parâmetros indicados datam de 2012

Lagoa arejada I Lagoa de regularização Lixiviado afluente

Lagoa de decantação ETAR

Lagoa arejada II

53

A ETAL do Seixal não estava prevista no projeto inicial do aterro sanitário, tendo em 2005 entrado

em funcionamento um projeto-piloto para o tratamento dos lixiviados. Durante esse período os

lixiviados foram encaminhados diretamente para a ETAR da Quinta da Bomba [4]. De acordo com a

entidade gestora está prevista a entrada em funcionamento de uma nova ETAL para tratamento dos

lixiviados.

5.2.3 BRAVAL

A BRAVAL é a entidade responsável pela gestão e exploração do aterro sanitário da Póvoa de

Lanhoso que está operacional desde julho de 1998, e incorpora uma ETAL para o tratamento dos

lixiviados. O sistema de tratamento implementado (Figura 5.6) reparte-se em duas vertentes: físico-

-químico e biológico. A primeira ocorre com uma etapa de coagulação/floculação, fazendo circular a

jusante o efluente por um filtro de areia com ventilação forçada (filtro EPI). O tratamento biológico

por lamas ativadas é realizado com recurso a um tanque anóxico e um tanque arejado. Por último, o

efluente é afinado através da sua passagem por um filtro de carvão ativado, sendo posteriormente

conduzido para coletor municipal. Os valores de alguns dos parâmetros que caracterizam as águas

lixiviantes, antes e após o seu tratamento, estão representados no Quadro 5.4, assim como a

eficiência de remoção do sistema de tratamento.

Figura 5.6 – Linha de tratamento presente na ETAL do aterro sanitário da Póvoa de Lanhoso

Quadro 5.4 – Caracterização do lixiviado e eficiência global média de tratamento da ETAL do aterro sanitário da

Serra do Carvalho5


CBO5 (mg/l de O2) – 28 –

CQO (mg/l de O2) 5999 85 98,58

COT (mg/l de C) 1273 69 94,61



Tanque de coagulação/floculação

Lixiviado afluente Lagoa de receção Filtro EPI

ETAR Tanque anóxico Filtro de

carvão ativado Tanque arejado

54

5.2.4 ERSUC

A ERSUC gere dois centros integrados de tratamento e valorização de resíduos sólidos urbanos

(CITVRSU) sitos em Aveiro e em Coimbra que incorporam dois aterros sanitários de apoio. No âmbito

das responsabilidades da ERSUC está a monitorização de três aterros sanitários encerrados,

localizados em Aveiro, Coimbra e Figueira da Foz. Apenas os aterros sanitários encerrados de Aveiro

e Coimbra dispõem de uma ETAL para tratamento das águas lixiviantes, sendo que os lixiviados

produzidos no aterro sanitário da Figueira da Foz são encaminhados para a ETAR de Soporcel. Os dois

aterros sanitários de apoio aos CITVRSU dispõem igualmente de uma ETAL para o tratamento das

águas lixiviantes neles gerados.

O esquema de tratamento presente na ETAL do aterro sanitário de Coimbra (Figura 5.7) inicia-se

com a captação do lixiviado para uma lagoa de regularização, o qual é submetido a duas etapas de

tratamento: a primeira consiste num processo por lamas ativadas com recurso a uma vala de

oxidação, equipada com um decantador a jusante; a segunda etapa consiste num processo de

coagulação/floculação, seguindo o clarificado para um segundo decantador, antes de ser

descarregado na rede de coletores municipal para finalizar o tratamento numa ETAR. Os valores de

alguns dos parâmetros que caracterizam as águas lixiviantes afluentes e efluentes da ETAL do aterro

sanitário de Coimbra, estão dispostos no Quadro 5.5, assim como as respetivas eficiências de

remoção.

Figura 5.7 – Esquema de tratamento implantado na ETAL do aterro sanitário de Coimbra


Coimbra [4]


CBO5 (mg/l de O2) 2579 19 99,26

CQO (mg/l de O2) 6249 523 91,63

SST (mg/l) 523 229 42,79


A ETAL do aterro sanitário de Aveiro tem implementado o sistema de tratamento esquematizado

na Figura 5.8, que consiste num tratamento por lamas ativas composto por uma lagoa anóxica,

Vala de oxidação Lixiviado afluente Lagoa de

regularização Decantador

ETAR Tanque de

coagulação/floculação Decantador

55

seguida de uma lagoa arejada com posterior decantação. O efluente é submetido a um processo de

tratamento físico-químico por coagulação/floculação, sendo decantado a jusante antes de passar por

um processo de filtração. O clarificado é por fim descarregado no coletor municipal para finalizar o

tratamento numa ETAR. No Quadro 5.6 é possível observar as concentrações de alguns dos

parâmetros caracterizantes do lixiviado, assim como as eficiência de remoção associadas.

Figura 5.8 – Sistema de tratamento adotado na ETAL do aterro sanitário de Aveiro


Aveiro [4]


CBO5 (mg/l de O2) 2065 467 77,38

CQO (mg/l de O2) 4552 2290 49,69

SST (mg/l) 1889 1384 26,73


As ETAL presentes em ambos os CITVRSU têm o mesmo sistema de tratamento (Figura 5.9) que se

inicia com a captação do afluente a tratar para uma lagoa de regularização a montante do processo

de tratamento por lamas ativas, composto por lagoa arejada, lagoa anóxica e decantador. O efluente

passa por um filtro, antecedendo uma etapa de ultrafiltração. Por fim, o lixiviado circula por uma

unidade de osmose inversa para depois ser descarregado em coletor municipal.

Figura 5.9 – Linha de tratamento implantada nos CITVRSU de Aveiro e de Coimbra

Lagoa arejada Lixiviado afluente Lagoa anóxica Decantador

ETAR Tanque de

coagulação/floculação Filtro

Lagoa arejada Lixiviado afluente Lagoa de regularização

Lagoa anóxica

ETAR Decantador Filtro Unidade de

ultrafiltração Unidade de

osmose inversa

56

5.2.5 RESIESTRELA

A RESIESTRELA é a entidade responsável pela gestão do aterro sanitário do Fundão, em

exploração desde novembro de 2001, que integra uma ETAL para o tratamento das águas lixiviantes.

O sistema de tratamento adotado (Figura 10) engloba duas lagoas de regularização a montante do

tratamento biológico com as seguintes etapas: pré-desnitrificação em processo anaeróbio em

agitação, nitrificação em processo aeróbio, pós-desnitrificação em processo anaeróbio em condições

anóxicas e rearejamento. Após estas fases o lixiviado é conduzido a uma etapa de ultrafiltração,

sendo o permeado descarregado em coletor municipal. No Quadro 5.7 estão dispostos os valores

para alguns dos parâmetros que caracterização o lixiviado, antes e após o tratamento, assim como as

eficiências de remoção globais.

Figura 5.10 – Linha de tratamento implementado na ETAL do aterro sanitário do Fundão

Quadro 5.7 – Caracterização do lixiviado e eficiência global média de tratamento da ETAL do Fundão [4]


CBO5 (mg/l de O2) – 10 –

CQO (mg/l de O2) 7908 46 99,42

SST (mg/l) – 7 –

Azoto total (mg/l de NH4) – 2 –

5.2.6 RESINORTE

A RESINORTE gere cinco aterros sanitários localizados em Bigorne, Boticas, Celorico de Basto,

Santo Tirso e Vila Real, em funcionamento, respetivamente, desde dezembro de 2001, dezembro de

2001, novembro de 2001, janeiro de 2002 e fevereiro de 2000. Com exceção do aterro sanitário de

Santo Tirso, todos os eles dispõem de uma ETAL própria para o tratamento dos lixiviados produzidos.

No caso do aterro sanitário de Santo Tirso as águas lixiviantes são transportadas diretamente para

uma ETAR municipal. Segundo a entidade gestora, o sistema de tratamento(Figura 5.8), semelhante

em todas as ETAL, consiste num tratamento biológico com recurso a lagoa arejada seguida de um

decantador, procedendo à afinação do efluente através do processo de osmose inversa. Por último, o

lixiviado tratado é descarregado em meio hídrico. No Quadro 5.8 e no Quadro 5.9 estão dispostos

alguns dos parâmetros caracterizantes do lixiviado e as eficiências globais de remoção, da ETAL do

aterro sanitário de Bigorne e Celorico de Basta, respetivamente.

Tanque anaeróbio Lixiviado afluente Lagoas de regularização

Unidade de ultrafiltração ETAR

Tanque arejado

Tanque anóxico Tanque arejado

57

Figura 5.11 – Esquema de tratamento adotado na ETAL dos aterros sanitários de Bigorne, Boticas, Celorico de

Basto e Vila Real

Quadro 5.8 – Caracterização do lixiviado e eficiência global média de tratamento da ETAL de Bigorne [4]


CBO5 (mg/l de O2) – 7 –

CQO (mg/l de O2) 10586 34 99,68

SST (mg/l) – 3 –


Quadro 5.9 – Caracterização do lixiviado e eficiência global média de tratamento da ETAL de Celorico de Basto

[4]


CBO5 (mg/l de O2) – 10 –

CQO (mg/l de O2) 4330 61 98,59

SST (mg/l) – 7 –


5.2.7 RESULIMA

O aterro sanitário situado em Viana do Castelo, em funcionamento desde dezembro de 1998, é

explorado pela RESULIMA, e integra uma ETAL para tratamento das águas lixiviantes produzidas. De

acordo com a entidade gestora, o esquema de tratamento existente na ETAL (Figura 5.12) reparte-se

em tratamento biológico por lamas ativadas e tratamento físico-químico. Desta forma, o lixiviado

captado é conduzido para uma lagoa de regularização seguindo para duas lagoas anaeróbias

paralelas. A jusante das últimas o efluente circula por um tanque anóxico, para depois ser

encaminhado para duas lagoas arejadas paralelas. O tratamento físico-químico consiste nas etapas

de coagulação/floculação, com posterior decantação. O efluente clarificado é por fim descarregado

em coletor municipal para finalizar o tratamento na ETAR. No Quadro 5.10 estão dispostas as

concentrações de alguns dos parâmetros que caracterizam o lixiviado afluente à ETAL e efluente,

apresentando-se as respetivas eficiências de remoção alcançadas com o sistema de tratamento

adotado.

Decantador Lixiviado afluente Lagoa arejada Unidade de

osmose inversa

Linha de água Tanque final

58

Figura 5.12 – Sistema de tratamento adotado na ETAL do aterro sanitário de Viana do Castelo

Quadro 5.10 – Caracterização do lixiviado e eficiência global média de tratamento da ETAL do aterro sanitário

de Viana do Castelo6


CBO5 (mg/l de O2) – – –

CQO (mg/l de O2) 5356 560 89,54

COT (mg/l de C) 1400 – –


5.2.8 SULDOURO

A SULDOURO é responsável pela gestão do aterro sanitário inserido em Vila Nova de Gaia que

está em exploração desde março de 1999, incorporando uma ETAL para o tratamento dos lixiviados.

Segundo a entidade gestora, o esquema de tratamento presente na ETAL (Figura 5.13) divide-se em

tratamento biológico por lamas ativadas e em tratamento físico-químico. O afluente a tratar é

inicialmente conduzido para duas lagoas de regularização com arejamento. A jusante destas inicia-se

o tratamento biológico com a circulação do efluente por um tanque de arejamento seguido de um

tanque anóxico. O tratamento físico-químico é realizado com recurso a uma câmara de mistura

rápida onde se promove o processo de coagulação/floculação. A jusante, o efluente circula por um

decantador e um flotador. Procede-se por fim ao armazenamento do efluente tratado numa lagoa de

regularização, de modo a ser encaminhado para a ETAR municipal. Os valores dos principais

parâmetros que caracterizam o lixiviado afluente à ETAL e do clarificado efluente estão

representados no Quadro 5.11 e as respetivas eficiências de remoção.


Lagoa anaeróbia I

Lixiviado afluente Lagoa de

regularização Tanque anóxico

Decantador primário

Lagoa arejada I

Decantador secundário

Coagulação/floculação

ETAR

Lagoa anaeróbia II

Lagoa arejada II

59

Figura 5.13 – Linha de tratamento existente na ETAL do aterro sanitário de Vila Nova de Gaia


de Vila Nova de Gaia [4]


CBO5 (mg/l de O2) 3341 736 77,97

CQO (mg/l de O2) 12151 1746 85,63

SST (mg/l) 2861 668 76,65

Azoto total (mg/l de N) 3290 – –

5.2.9 VALNOR

A VALOR gere o aterro sanitário de Avis, em operação desde maio de 2000, tem adjacente uma

ETAL para tratamento dos lixiviados. A mesma entidade procede ainda à monitorização de quatro

aterros sanitários encerrados (Abrantes, Castelo Branco, Portalegre e Campo Maior), encaminhando

os lixiviados produzidos nos dois últimos para a ETAL de Avis, e nos dois primeiros para as ETAL

anexas aos mesmos. De acordo com a VALNOR, o sistema de tratamento (Figura 5.14) inicia-se com a

passagem do afluente a tratar por um tamisador a montante de dois tanques de equalização. O

tratamento adotado consiste num tratamento biológico composto por duas lagoas anaeróbias,

seguidas de uma lagoa arejada e um tanque de arejamento. O efluente passa depois por um

processo de sedimentação através de três decantadores, antes de ser encaminhado para a unidade

de osmose inversa para afinação final. O lixiviado tratado é descarregado em meio hídrico e, por

vezes, recirculado em certos períodos do verão. Os valores dos parâmetros que permitem

caracterizar as águas lixiviantes, antes e após o tratamento na ETAL do aterro sanitário de Avis, estão

dispostos no Quadro 5.12, assim como as eficiências de remoção obtidas pelo sistema de

tratamento.

Tanque arejado Lixiviado afluente

Lagoa de regularização I

Decantador

Tanque anóxico Flotador

Lagoa de regularização ETAR

Lagoa de regularização II


Decantador

60

Figura 5.14 – Esquema de tratamento presente na ETAL do aterro sanitário de Avis


de Avis7


CBO5 (mg/l de O2) – – –

CQO (mg/l de O2) 3700 – –

COT (mg/l de C) 1270 – –


A ETAL existente no aterro sanitário de Abrantes tem atualmente implementada, segunda a

entidade gestora, o sistema de tratamento representado na Figura 5.15, o qual consiste num

tratamento biológico com recurso a duas lagoas arejadas e a uma lagoa de sedimentação. O efluente

é depois conduzido para ETAL do aterro sanitário de Avis para afinação final através do processo de

osmose inversa. Por vezes, no período de verão, o efluente é recirculado. No Quadro 5.13 podem ser

consultados os valores dos parâmetros que caracterizam os lixiviados, antes e após o tratamento na

ETAL do aterro sanitário de Abrantes, bem como as respetivas eficiências de remoção.

Figura 5.15 –Sistema de tratamento adotada na ETAL do aterro sanitário de Abrantes


de Abrantes6


CBO5 (mg/l de O2) – 260 –

CQO (mg/l de O2) 1500 1400 6,67

COT (mg/l de C) 646 446 30,96

Azoto amoniacal (mg/l de NH4) 340 – –


Tanque de equalização I

Lixiviado afluente Tamisador

Lagoa anaeróbia I Tanque arejado Lagoa arejada

Decantador Unidade de

osmose inversa Linha de água

Tanque de equalização II

Lagoa anaeróbia II

Lagoa arejada II Lixiviado afluente Lagoa arejada I Lagoa de sedimentação

ETAL de Avis

61

A ETAL do aterro sanitário de Castelo Branco opera com o sistema de tratamento esquematizado

na Figura 5.16 que, de acordo com a entidade gestora, consiste num tratamento biológico por lamas

ativadas em arejamento prolongado, com recurso a uma lagoa inicial arejada e de regularização,

seguida de uma decantação primária. O efluente é novamente submetido a um arejamento no

tanque arejado e decantado. Por último, circula por um filtro “AMIAD” instalado a montante de uma

unidade de osmose inversa, destinada a afinar o afluente antes de ser armazenado numa lagoa para

posterior descarga em meio hídrico ou para aproveitamento interno. As lamas produzidas na etapa

biológica são tratadas e depositadas no respetivo aterro sanitário. O concentrado resultante do

processo de osmose inversa é recirculado para novo tratamento. Os valores das concentrações de

alguns dos parâmetros que caracterizam o lixiviado, antes e após o tratamento, estão representados

no Quadro 5.14, assim como as eficiências de remoção obtidas pelo sistema de tratamento adotado

na ETAL do aterro sanitário de Castelo Branco.

Figura 5.16 – Linha de tratamento adotado na ETAL do aterro sanitário de Castelo Branco


de Castelo Branco8


CBO5 (mg/l de O2) – 5 –

CQO (mg/l de O2) 6600 40 99,39

COT (mg/l de C) 1700 – –


5.2.10 VALORLIS

O aterro sanitário de Leiria em funcionamento desde setembro de 1998, explorado pela

VALORLIS, dispõe de uma ETAL para tratamento das águas lixiviantes. Segundo a entidade gestora, o

afluente à ETAL é sujeito a um pré-tratamento que consiste num processo biológico, com recurso a

uma lagoa inicial de homogeneização, que poderá funcionar como lagoa anaeróbia, seguida de duas

lagoas arejadas. O efluente por sua vez é conduzido através de um decantador, para depois circular


Lagoa arejada Lixiviado afluente Tanque de

homogeneização Decantador

Tanque arejado

Linha de água

Filtro “AMIAD” Unidade de

osmose inversa

Lagoa final

Decantador

62

por um leito de macrófitas. Após este pré-tratamento o efluente resultante é encaminhado para

ETAR afim de receber o tratamento final. Na Figura 5.17 pode ser observado o esquema do sistema

de tratamento. No Quadro 5.15 podem ser consultados os valores das concentrações de alguns dos

parâmetros caracterizantes do lixiviado proveniente do aterro sanitário de Leira, antes e após o seu

tratamento, e as respetivas eficiências de remoção atingidas pelo sistema de tratamento.

Figura 5.17 – Esquema de tratamento adotado na ETAL do aterro sanitário de Leiria


de Leiria9


CBO5 (mg/l de O2) – 455 –

CQO (mg/l de O2) 8245 5536 32,86

COT (mg/l de C) 1790 – –

Azoto total (mg/l de NH4) 3364 – –

5.2.11 VALORMINHO

A VALORMINHO gere um aterro sanitário localizado em Valença, funcionando desde agosto de

1998 integra uma ETAL para tratamento dos lixiviados produzidos. De acordo com a entidade

gestora, o sistema de tratamento (Figura 5.18) tem início com a captação das águas lixiviantes para

uma câmara de mistura para homogeneização do afluente, sendo submetido a jusante a um

processo de tratamento biológico por lamas ativadas, que recorre a um tanque anóxico seguido de

dois tanques arejados em série e um decantador. O efluente posteriormente circulado para um

tanque de regularização é, por fim, descarregado em coletor municipal para ser tratamento numa

ETAR. Os valores das concentrações de alguns parâmetros que permitem caracterizar o lixiviado

estão dispostos no Quadro 5.16, assim como as eficiências de remoção obtidas pelo sistema de

tratamento implementado no aterro sanitário de Valença.


Lixiviado afluente Lagoa de homogeneização Lagoa arejada

Leito de macrófitas ETAR Lagoa arejada Decantador

63

Figura 5.18 – Sistema de tratamento existente na ETAL do aterro sanitário de Valença


de Valença10


CBO5 (mg/l de O2) 412 94 77,17

CQO (mg/l de O2) 1412 323 77,13

COT (mg/l de C) – – –


5.2.12 VALORSUL

A VALORSUL explora dois aterros sanitários localizados em Vila Franca de Xira e no Cadaval, que

iniciaram a sua atividade em junho de 1998 e em novembro de 2001, respetivamente, dispondo

individualmente de uma ETAL para tratamento das águas lixiviantes. De acordo com a entidade

gestora, o sistema de tratamento adotado na ETAL do aterro sanitário de Vila Franca de Xira (Figura

5.19) consiste num processo biológico, com recurso a duas lagoas arejadas, seguido de um

tratamento físico-químico por coagulação/floculação, após o qual o efluente circula por um

decantador para depois ser encaminhado para o coletor municipal. No Quadro 5.17 estão

representados os valores de alguns dos parâmetros que caracterizam as águas lixiviantes, em bruto e

após tratamento, bem como as eficiências de remoção atingidas pelo sistema de tratamento.

Figura 5.19 – Linha de tratamento adotado na ETAL do aterro sanitário de Vila Franca de Xira


Tanque anóxico Lixiviado afluente Câmara

de mistura Tanque arejado I

ETAR Decantador Tanque arejado II Tanque de

regularização


Lixiviado afluente Lagoa arejada I

Decantador ETAR

Lagoa arejada II

64


de Vila Franca de Xira [4]


CBO5 (mg/l de O2) 525 279 46,86

CQO (mg/l de O2) 1719 923 46,31


Azoto total (mg/l de NH4) – – –

Na ETAL do aterro sanitário do Cadaval, o afluente a tratar, conforme representado na Figura

5.20, é conduzido para uma lagoa de homogeneização seguida de uma lagoa de regularização. O

efluente é submetido a um tratamento físico-químico através de um processo de

coagulação/floculação, com posterior decantação. A jusante procede-se a um tratamento biológico

com recurso a uma lagoa arejada, complementado a jusante por uma decantação secundária. Por

fim, o clarificado é encaminhado para o coletor municipal para finalizar o tratamento em ETAR.

Figura 5.20 – Esquema de tratamento existente na ETAL do aterro sanitário do Cadaval

5.3 Sistemas intermunicipais

5.3.1 Ambilital

A Ambilital gere o aterro sanitário localizado em Santiago do Cacém, o qual está em

funcionamento desde março de 2000, dispondo de uma ETAL para tratamento das águas lixiviantes.

De acordo com a entidade gestora, o afluente a tratar na ETAL é submetido ao sistema de

tratamento ilustrado na Figura 5.21, que consiste num processo de torres sequenciais de

evaporação/condensação, seguido de uma secção de stripping/scrubber e finda com um tratamento

biológico com recurso a um tanque arejado. O efluente tratado é reutilizado na refrigeração do

sistema de condensação. No Quadro 5.18 apresentam-se os valores de alguns parâmetros que

caracterizam o lixiviado bruto e após o seu tratamento, bem como a eficiência do sistema de

tratamento na sua remoção.

Lagoa de regularização


homogeneização Tanque de

coagulação/floculação

ETAR Decantador Lagoa arejada Decantador

65

Figura 5.21 – Sistema de tratamento adotado na ETAL do aterro sanitário de Santiago do Cacém


de Santiago do Cacém11


CBO5 (mg/l de O2) – 10 –

CQO (mg/l de O2) 4293 71 98,35

COT (mg/l de C) 25800 – –


5.3.2 Ambisousa

Os dois aterros sanitários existentes em Lousada e em Penafiel são explorados pela Ambisousa,

estando em funcionamento desde novembro de 1998 e em julho de 1999, respetivamente, dispõem

individualmente de uma ETAL para tratamento dos lixiviados produzidos. Segundo a Ambisousa, o

sistema de tratamento adotado em ambas as ETAL (Figura 5.22) constitui um pré-tratamento com

recurso a um processo biológico através de lagoas de homogeneização com arejamento, sendo

depois transportado para ETAR de modo a finalizar o tratamento. Os parâmetros que permitem

caracterizar os lixiviados brutos e tratados provenientes dos aterros sanitários de Lousada e de

Penafiel, estão dispostos no Quadro 5.19 e no Quadro 5.20, respetivamente, estando também

representadas as eficiências de remoção atingidas por ambas as ETAL.

Figura 5.22 – Linha de tratamento existente nas ETAL de Lousada e de Penafiel


de Lousada12


CBO5 (mg/l de O2) 3679 3167 13,92

CQO (mg/l de O2) 9976 7622 23,60


Azoto amoniacal (mg/l de NH4) – – –

11

Os valores dos parâmetros indicados datam de 2012 12 Os valores dos parâmetros indicados datam de 2013

Torre de evaporação

Lixiviado afluente Tanque de

alimentação

Torre de condensação

Sistema de refrigeração

Torre de stripping

Tanque arejado

Efluente tratado Scrubber

Lixiviado afluente Lagoa de homogeneização

com arejamento ETAR

66


de Penafiel10


CBO5 (mg/l de O2) 3489 2627 24,71

CQO (mg/l de O2) 8772 6523 25,64


Azoto amoniacal (mg/l de NH4) – – –

5.3.3 Amcal

A Amcal é a entidade responsável pela gestão do aterro sanitário de Cuba, em exploração desde

junho de 1999, integra uma ETAL para tratamento das águas lixiviantes. De acordo com a entidade

gestora, o afluente à ETAL é sujeito a um sistema de tratamento biológico (Figura 5.23) composto por

várias etapas. O lixiviado captado é conduzido para uma bacia de homogeneização, para ser

bombado para a lagoa anaeróbia e seguidamente para a lagoa facultativa, a qual é utilizada como

transição para duas lagoas arejadas. A jusante o efluente é submetido a uma processo de

decantação. Para afinação final são utilizados dois leitos de macrófitas que, atualmente, se

encontram desativados. O efluente é, por fim, armazenado antes de se proceder à recirculação para

o aterro sanitário. No Quadro 5.21 apresentam-se os valores de alguns dos parâmetros que

caracterizam o lixiviado produzido no aterro sanitário de Cuba, tanto para o lixiviado bruto como

após o seu tratamento, sendo também possível observar as eficiências de remoção obtidas pela

ETAL.

Figura 5.23 – Sistema de tratamento adotado na ETAL do aterro sanitário de Cuba


de Cuba13


CBO5 (mg/l de O2) 1329 862 35,13

CQO (mg/l de O2) 3389 2222 34,43

COT (mg/l de C) 785 689 12,23



Lagoa anaeróbia Lixiviado afluente Bacia de

homogeneização Lagoa facultativa

Lagoa arejada I Decantador Leito de macrófitas I

Aterro sanitário

Lagoa arejada II

Leito de macrófitas II Tanque de armazenamento

67

5.3.4 Ecobeirão

O aterro sanitário de Tondela em exploração desde julho de 1998, gerido pela Ecobeirão,

incorpora uma ETAL para o tratamento dos lixiviados. Segundo a entidade gestora, o sistema de

tratamento (Figura 5.24) inicia-se com a captação do lixiviado para duas lagoas de regularização,

sendo depois submetido a um processo de decantação com recurso a dois decantadores. Para a

afinação do lixiviado são utilizadas duas unidades de osmose inversa. As eficiências de remoção

atingidas pela ETAL, assim como as concentrações de alguns dos parâmetros caracterizantes das

águas lixiviantes, antes e após o seu tratamento, estão dispostos no Quadro 5.22.

Figura 5.24 – Sistema de tratamento adotado na ETAL do aterro sanitário de Tondela


de Tondela14


CBO5 (mg/l de O2) – 10 –

CQO (mg/l de O2) 13317 12 99,91

COT (mg/l de C) 4050 – –


5.3.5 Ecolezíria

A Ecolezíria explora o aterro sanitário de Almeirim que está em exploração desde 1998,

integrando um ETAL para tratamento dos lixiviados produzidos. Segundo a entidade gestora, o

sistema de tratamento, ilustrado na Figura 5.25, tem início após a captação do lixiviado para uma

lagoa de regularização, circulando a jusante por um decantador primário, seguido de tratamento

biológico com recurso a um tanque arejado. O efluente é conduzido através de um decantador

secundário, para ser submetido a um processo de afinação por osmose inversa. O permeado é

descarregado em linha de água. No Quadro 5.23 é possível observar os valores de alguns dos

parâmetros que caracterizam o lixiviado produzido no aterro sanitário de Almeirim, antes e após o

seu tratamento, e as respetivas eficiências de remoção obtidas pelo sistema de tratamento.


Lixiviado afluente

Lagoa de regularização I

Decantador I Unidade de

osmose inversa I

Lagoa de regularização II

Decantador II Unidade de

osmose inversa II

Linha de água

68

Figura 5.25 – Sistema de tratamento presente na ETAL do aterro sanitário de Almeirim


de Almeirim15


CBO5 (mg/l de O2) – 10 –

CQO (mg/l de O2) 10692 30 99,72

COT (mg/l de C) 1500 1,4 99,91


5.3.6 Gesamb

A Gesamb é a entidade responsável pela gestão do aterro sanitário de Évora que se encontra

operacional desde janeiro de 2002. O mesmo dispõe de uma ETAL para tratamento das águas

lixiviantes que, de acordo com a entidade gestora, tem implementado o sistema de tratamento

representado na Figura 5.26. Este é composto por cinco lagoas de regularização a montante dos

filtros de areia e dos filtros de microcartucho, os quais antecedem a unidade de osmose inversa,

como forma de pré-tratamento. O permeado resultante é descarregado em linha de água e o

concentrado é reencaminhado para as lagoas iniciais. No Quadro 5.24 encontram-se os valores de

alguns dos parâmetros que permitem caracterizar as águas lixiviantes, antes e após o tratamento na

ETAL do aterro sanitário de Évora, assim como as respetivas eficiências de remoção atingidas pelo

sistema.

Figura 5.26 – Sistema de tratamento existente na ETAL do aterro sanitário de Évora


Decantador primário


regularização Tanque arejado

Linha de água Unidade de

osmose inversa Decantador secundário

Filtros de areia Lixiviado afluente Lagoas de

regularização (5)

Filtros de microcartucho

Unidade de osmose inversa Linha de água

69


de Évora16


CBO5 (mg/l de O2) 1799 131 92,70

CQO (mg/l de O2) 4771 60 98,74

COT (mg/l de C) 2146 1 99,97

Azoto total (mg/l de NH4) 1238 – –

5.3.7 Lipor

A Lipor gere o aterro sanitário da Maia em exploração desde junho de 2001, o qual está equipado

com uma ETAL para o tratamento dos lixiviados produzidos. De acordo com a entidade gestora, o

sistema de tratamento (Figura 5.27) inicia-se com a captação do lixiviado para uma lagoa de

regularização, sendo posteriormente submetido a um tratatamento biológico através de um

processo de lamas ativadas com recurso a um tanque arejado e um tanque anóxico. O efluente é

então encaminhado para a unidade de ultrafiltração, antecedendo a unidade de osmose inversa para

afinação. O permeado é descarregado em linha de água ou reutilizado no sistema de rega e

manutenção dos espaços verdes adjacentes. Os valores das concentrações de alguns dos parâmetros

caracterizantes do lixiviado, antes e após o tratamento, assim como as respetivas eficiências de

remoção atingidas pela ETAL do aterro sanitário da Maia, estão reunidos no Quadro 5.25.

Figura 5.27 – Sistema de tratamento existente da ETAL do aterro sanitário da Maia


da Maia17


CBO5 (mg/l de O2) – 6 –

CQO (mg/l de O2) – 6 –



16

Os valores dos parâmetros indicados datam de 2013 17 Os valores dos parâmetros indicados datam de 2013

Tanque arejado Lixiviado afluente Lagoa de

regularização

Unidade de osmose inversa

Linha de água

Tanque anóxico

Unidade de ultrafiltração

70

5.3.8 Resialentejo

A Resialentejo é a entidade responsável pela gestão do aterro sanitário de Beja, em

funcionamento desde dezembro de 2001, conta com uma ETAL para o tratamento das águas

lixiviantes. Segunda entidade gestora, uma percentagem significativa do caudal tratado na ETAL tem

proveniência externa ao aterro sanitário, pelo que o lixiviado que aflui à ETAL encontra-se

descaracterizado. Desta forma, não foram incluídos os valores dos parâmetros que o caracterizam.

De acordo com a Resialentejo, o sistema de tratamento implementado na ETAL (Figura 5.28) engloba

uma lagoa de homogeneização e uma unidade de osmose inversa, sendo o clarificado descarregado

em linha de água.

Figura 5.28 – Sistema de tratamento adotado na ETAL do aterro sanitário de Beja

5.3.9 Resíduos do Nordeste

O aterro sanitário de Mirandela, operacional desde setembro de 1997, é gerido pela Resíduos do

Nordeste e contempla uma ETAL para tratamento dos lixiviados produzidos. De acordo com a

entidade gestora, o sistema de tratamento existente (Figura 5.29) consiste na aplicação do processo

de osmose inversa, tendo uma lagoa de homogeneização a montante da unidade de osmose inversa.

No Quadro 5.26 estão dispostas as concentrações de alguns dos parâmetros caracterizantes do

lixiviado gerado no aterro sanitário de Mirandela, antes e após o seu tratamento, assim como as

eficiências de remoção.

Figura 5.29 – Sistema de tratamento existente na ETAL do aterro sanitário de Mirandela


de Mirandela18


CBO5 (mg/l de O2) – 5 –

CQO (mg/l de O2) 11238 35 99,68

COT (mg/l de C) 2660 0,74 99,97



Lagoa de homogeneização

Lixiviado afluente Linha de água Unidade de

osmose inversa



homogeneização Linha de água

71

5.3.10 Resitejo

A Resitejo explora o aterro sanitário da Chamusca, em funcionamento desde 1999, que dispõe de

uma ETAL para tratamento dos lixiviados produzidos. Segundo a entidade gestora, o sistema de

tratamento (Figura 5.30) tem por base a unidade de osmose inversa, existindo a montante desta três

lagoas de armazenamento. Os valores dos parâmetros que caracterizam a águas lixiviantes, antes e

após o seu tratamento, estão representados no Quadro 5.27, bem como as eficiências de remoção

atingidas pela ETAL do aterro sanitário da Chamusca.

Figura 5.30 – Sistema de tratamento presente na ETAL do aterro sanitário da Chamusca


da Chamusca19


CBO5 (mg/l de O2) – 12 –

CQO (mg/l de O2) 7655 22 99,71

COT (mg/l de C) 2100 – –


5.3.11 Tratolixo

A Tratolixo gere dois aterros sanitários localizados em Mafra e em Cascais, o primeiro em

exploração desde 2013 e o segundo atualmente encerrado, no entanto regista produção de

lixiviados, tendo uma ETAL para tratamento dos mesmos. Segundo a Tratolixo, o sistema de

tratamento (Figura 5.31) resume-se à unidade de tratamento da EVAPOTECNIC. O lixiviado é captado

e conduzido para um tanque de armazenamento, a jusante deste circula por um tamisador.

Seguidamente o efluente é submetido a um processo de aquecimento, num permutador de calor,

para depois passar por um processo de condensação por crionização (este processo permite eliminar

os COV). A jusante, o efluente passa por um processo de evaporação forçada e de evaporação por

vácuo, sendo posteriormente condensado no permutador de calor e armazenado num tanque, antes

de ser descarregado em linha de água.

De acordo com a entidade gestora, a ETAL que servirá o aterro sanitário de Mafra está em fase de

conceção/construção, razão pela qual não existiu possibilidade de fornecer informações sobre o

sistema de tratamento a adotar.



Lixiviado afluente Lagoas de

armazenamento Linha de água

72

Figura 5.31 – Sistema de tratamento adotado na ETAL do aterro sanitário de Cascais

5.4 Região Autónoma da Madeira

A VALOR AMBIENTE é a entidade responsável pela gestão da estação de tratamento de resíduos

sólidos da Meia Serra, em exploração desde 1991, dispõe de uma ETAL para tratamento dos

lixiviados produzidos. Na Figura 5.32 está representado o sistema de tratamento adotado, composto

por tratamento biológico através a uma lagoa arejada, a jusante aplica-se um tratamento físico-

químico com recurso a um tanque de coagulação/floculação, complementado com um processo de

sedimentação. O efluente é, por fim, afinado com o auxílio de uma unidade de osmose inversa, para

depois ser descarregado em linha de água. No Quadro 5.28 estão dispostas as concentrações de

alguns dos parâmetros caracterizantes do lixiviado gerado no aterro sanitário da Meia Serra, antes e

após o seu tratamento, assim como as eficiências de remoção.

Figura 5.32 – Sistema de tratamento adotado na ETAL do aterro sanitário da Meia Serra


da Meia Serra20

[43]


CBO5 (mg/l de O2) 123 3 97,56

CQO (mg/l de O2) 914 6 99,34

SST (mg/l) 118 1 98,81



Tamisador Lixiviado afluente Tanque de

armazenamento

Tanque de descarga

Permutador de calor

Torre de evaporação forçada

Evaporador de vácuo

Unidade de crionização

Linha de água


Lixiviado afluente Lagoa

arejada Decantador


Linha de água

73

5.5 Região Autónoma dos Açores

5.5.1 AMIP

A AMIP é a entidade responsável pela gestão do aterro sanitário localizado em Lajes do Pico, o

qual dispõe de uma ETAL para o tratamento dos lixiviados gerados no mesmo, no entanto nunca

entrou em funcionamento.

5.5.2 AMISM

A AMISM explora o aterro sanitário existente em Ponta Delgada, em funcionamento desde

novembro de 2001). Os lixiviado produzidos no aterro sanitário são encaminhados para a ETAL anexa

que, segundo a entidade gestora, tem implementado um tratamento biológico com recurso a duas

lagoas arejadas em série, esquematizado na Figura 5.33, para posteriormente ser encaminhado para

o coletor municipal e assim finalizar o processo de tratamento na ETAR.

Figura 5.33 – Sistema de tratamento adotado na ETAL do aterro sanitário de Ponta Delgada

5.5.3 Câmara Municipal de Vila do Porto

A gestão do aterro sanitário da Vila do Porto é da responsabilidade da Câmara Municipal de Vila

do Porto. Este está equipado com uma ETAL para o tratamento dos lixiviados produzidos, no entanto,

segundo a entidade gestora, está desativada devido ao caudal a tratar ser muito reduzido, estando a

ser estudada uma alternativa aos quatro leitos de macrófitas que constituem atualmente o sistema

de tratamento desativado.

5.5.4 Nordeste Ativo

A Nordeste Ativo é a entidade responsável pela gestão do aterro sanitário de São Miguel, o qual

dispõe de uma ETAL para o tratamento dos lixiviados produzidos, no entanto, de acordo com

informações cedidas pela entidade gestora a ETAL nunca entrou em funcionamento, procedendo-se

à recirculação dos lixiviados para o aterro sanitário, sem tratamento.

Lixiviado afluente Lagoa

arejada I ETAR

Lagoa arejada II

74

5.5.5 Teramb

A Teramb é a entidade que gere o aterro sanitário da Ilha Terceira, em exploração desde janeiro

de 2008, tem em anexo uma ETAL para o tratamento dos lixiviados produzidos. O sistema de

tratamento adotado (Figura 5.34) reparte-se em tratamento biológico e tratamento físico-químico. O

primeiro consiste num processo por lamas ativadas com recurso a uma vala de oxidação, com um

decantador a jusante. O segundo inicia-se com o processo de coagulação/floculação com posterior

sedimentação, para ser submetido a jusante a uma processo de oxidação química. Por fim, o

clarificado é descarregado em coletor municipal para finalizar o tratamento na ETAR, ou recirculado

para a lagoa de regularização. No Quadro 5.29 constam os valores de alguns dos parâmetros que

caracterizam as águas lixiviantes, assim como as respetivas eficiências de remoção. No Quadro 5.29 é

possível observar os valores de alguns dos parâmetros que caracterizam o lixiviado produzido no

aterro sanitário da Ilha Terceira, antes e após o seu tratamento, e as respetivas eficiências de

remoção obtidas pelo sistema de tratamento.

Figura 5.34 – Linha de tratamento implementada na ETAL do aterro sanitário da Ilha Terceira


da Ilha Terceira21


CBO5 (mg/l de O2) – 22 –

CQO (mg/l de O2) 1231 654 46,84

COT (mg/l de C) 460 – –



Vala de oxidação Lixiviado afluente Lagoa de

regularização Decantador

ETAR Tanque de

coagulação/floculação Decantador

Câmara de oxidação

75

5.6 Análise dos dados recolhidos

A recolha de informação relativa ao tratamento de lixiviados em Portugal permitiu analisar um

total de 40 ETAL incorporadas em aterros sanitários de RSU, distribuídos pelas 29 entidades gestoras

compreendidas entre sistemas multimunicipais e intermunicipais. No Quadro 5.30 apresenta-se um

resumo dos aterros sanitários analisados com o respetivo sistema de tratamento implementado na

ETAL, destino final dado ao efluente tratado e entidade gestora. Entre as ETAL analisadas, cinco

encontravam-se inativas, nomeadamente as ETAL presentes nos aterros sanitários geridos pela

AMARSUL (Seixal), AMIP, Nordeste Ativo, RESINORTE (Santo Tirso) e Câmara de Vila do Porto, pelo

que não foram incluídas no grupo analisado. O lixiviado proveniente dos aterros sanitários

enunciados é encaminhado para uma ETAR ou recirculado para o aterro sanitário de origem, no caso

da Nordeste Ativo e da Câmara de Vila do Porto.

Quadro 5.30 – Resumo dos sistemas de tratamento adotados nas ETAL em Portugal

Entidade gestora Aterro Sanitário Sistema de tratamento Destino final

ALGAR Barlavento

Lagoa arejada + decantação + osmose inversa Linha de água Sotavento

AMARSUL Palmela Lagoas arejadas + decantação ETAR

Seixal ETAL inativa ETAR

Ambilital Santiago do

Cacém Torres de evaporação + tanque arejado

Sistema de refrigeração

Ambisousa Lousada

Lagoa arejada ETAR Penafiel

Amcal Cuba Lagoa anaeróbia + lagoa facultativa + lagoas arejadas + decantação + leitos de macrófitas

Recirculado para aterro

AMIP Lajes do Pico ETAL inativa ETAR

AMISM Ponta Delgada Lagoas arejadas ETAR

BRAVAL Serra do Carvalho

Coagulação/floculação + filtração + lamas ativadas + carvão ativado

ETAR

C.M. de Vila do Porto

Vila do Porto ETAL inativa Recirculado para

aterro

Ecobeirão Tondela Lagoa de regularização + decantação + osmose

inversa Linha de água

Ecolezíria Almeirim Decantação + lagoa arejada + decantação +

osmose inversa Linha de água

ERSUC Aveiro

Lamas ativadas + coagulação/floculação + filtração

ETAR

Coimbra Lamas ativadas + coagulação/floculação ETAR

Gesamb Évora Lagoas de regularização + filtro de areia + filtro

de microcartucho + osmose inversa Linha de água

Lipor Maia Lamas ativadas + ultrafiltração + osmose inversa Linha de água

Nordeste Ativo Nordeste ETAL inativa Recirculado para

aterro

Resialentejo Beja Lagoa de regularização + osmose inversa Linha de água

76

Quadro 5.30 – Resumo dos sistemas de tratamento adotados nas ETAL em Portugal (continuação)

Entidade gestora Aterro Sanitário Sistema de tratamento Destino final

Resíduos do Nordeste

Mirandela Lagoa de regularização + osmose inversa Linha de água

RESIESTRELA Fundão Tanque anaeróbio + tanque arejado + tanque

anaeróbio-anóxico + ultrafiltração ETAR

RESINORTE

Bigorne

Lagoa arejada +decantação + osmose inversa Linha de água Boticas

Celorico de Basto

Santo Tirso ETAL inativa ETAR

Vila Real Lagoa arejada + osmose inversa Linha de água

Resitejo Chamusca Lagoa de regularização + osmose inversa Linha de água

RESULIMA Viana do Castelo Lagoas anaeróbias + lamas ativadas +

coagulação/floculação ETAR

SULDOURO Vila Nova de

Gaia Lamas ativadas + coagulação/floculação +

flotação ETAR

Teramb Ilha Terceira Lamas ativadas + coagulação/floculação +

oxidação química ETAR

Tratolixo Cascais Torres de evaporação Linha de água

VALNOR

Abrantes Lagoas arejadas + lagoa de sedimentação ETAL de Avis

Avis Lagoas anaeróbias + Lagoa arejada + tanque

arejado + decantação + osmose inversa Linha de água Castelo Branco Lamas ativadas + filtração + osmose inversa

VALOR AMBIENTE

Funchal Lagoa arejada + coagulação/floculação + osmose

inversa Linha de água

VALORLIS Leiria Lagoa arejada + decantação + leito de macrófitas ETAR

VALORMINHO Valença Lamas ativadas ETAR

VALORSUL Cadaval

Coagulação/floculação + lagoa arejada + decantação

ETAR Vila Franca de

Xira Lagoas arejadas + coagulação/floculação

Os dados da monitorização do lixiviado permitiram a obtenção de valores médios relativos aos

parâmetros que caracterizam o lixiviado atualmente a ser tratado nas ETAL em Portugal (Quadro

5.31). Os aterros sanitários que possibilitaram esta análise têm um período de exploração superior a

10 anos. Observando as concentrações dos principais parâmetros que caracterizam as águas

lixiviantes, ou sejam, a CQO, CBO5, azoto amoniacal e COT, verifica-se o envelhecimento dos aterros

sanitários, embora não coincidentes com os valores sugeridos pela bibliografia, o rácio de CBO5/CQO

situa-se em média abaixo dos 0,4 valor caraterístico de aterros sanitários mais antigos.

Os sistemas de tratamento analisados dividem-se, sobretudo, em duas vertentes as quais dependem

do destino final pretendido para as águas lixiviantes tratadas: descarga em coletor municipal, com

posterior tratamento em ETAR, e descarga em linha de água. Além destes, ocorrem duas outras

77

soluções: a recirculação para o aterro sanitário quando o caudal é muito reduzido, ou a ETAL está

inoperacional, e a reutilização do lixiviado.

Quadro 5.31 – Concentrações obtidas dos constituintes que caracterizam um lixiviado (os dados para a sua

elaboração estão dispostos no Anexo B)

Parâmetros Intervalo Média

pH 5,5 – 8,9 8,1

CQO (mg/l O2) 450 – 24000 7150

CBO5 (mg/l O2) 273 – 4000 1293

COT (mg/l C) 180 – 25800 2640

SST (mg/l) 27 – 2490 523

Azoto total (mg/l N) 500 – 13000 3056

Azoto amoniacal (mg/l NH4) 270 – 18200 2879

Fósforo total (mg/l P) 11 – 51 22

Sulfatos (mg/l SO4) 10 – 5000 845

Ferro (mg/l Fe) 0,6 – 56 13

Magnésio (mg/l Mg) 4 – 150 66

Mercúrio (mg/l Hg) 0,0002 – 0,08 0,01

Níquel (mg/l Ni) 0,05 – 0,88 0,40

Potássio (mg/l K) 23 – 11300 2260

Sódio (mg/l Na) 550 – 6400 2373

Zinco (mg/l Zn) 0,07-6 0,85

Quando as entidades gestoras optam pela descarga em coletor municipal verifica-se a

implementação de sistemas de tratamento menos complexos, uma vez que os VLE são, em geral,

menos restritivos, face aos indicados no Decreto-Lei n.º 236/98 de 1 de agosto. Os sistemas adotados

configuram-se como um pré-tratamento, com recurso a processos de tratamento biológicos,

complementados quando necessário por processos físico-químicos. Desta forma, verifica-se que

cerca de 46% das ETAL procede à descarga do efluente tratado em coletor municipal para posterior

tratamento em ETAR. Desta fração cerca de 44% recorrem a processos biológicos e 56% aplicam,

além dos últimos, também processos físico-químicos, de forma a garantir os valores limite de

emissão impostos pela autarquia na qual se inserem as ETAL. O processo físico-químico mais

utilizado nos sistemas de tratamento é o processo de coagulação/floculação, adotado em cerca de

89% das ETAL, dos quais 38% utiliza adicionalmente processos físico-químicos como a filtração ou a

oxidação química.

Os sistemas de tratamento compostos apenas por processos biológicos apresentam uma elevada

amplitude para os valores da eficiência de remoção (para os principais parâmetros: CBO5, CQO e

azoto amoniacal), refletindo a dificuldade de aplicação destes processos no tratamento dos lixiviados

78

gerados em aterros sanitários de RSU. Registam-se percentagens de remoção de CBO5 entre os 14% e

os 85%, para a CQO os valores variam entre os 7% e os 77%, por último as percentagens de remoção

do azoto amoniacal balizam-se entre os 11% e os 88%. No entanto, verifica-se que o processo de

tratamento por lamas ativadas é o que permite obter melhores resultados, face às restantes opções.

Os valores observados ficam aquém das percentagens de remoção indicadas pela literatura para

processos de tratamento biológicos, no entanto estes resultados são expectáveis dada a dificuldade

em controlar os parâmetros que afetam diretamente a capacidade de degradação biológica da

matéria orgânica, assim como da impossibilidade das bactérias decomporem os compostos

recalcitrantes, e a presença de substâncias tóxicas que inibem a sua ação.

A adição de processos de tratamento físico-químicos conduz a um aumento das percentagens de

remoção, atingindo valores máximos de 99% para a CBO5 e CQO e de 97% para o azoto amoniacal,

contudo, os valores mínimos situam-se nos 47% no caso da CBO5 e nos 46% para a CQO, isto é,

continua a registar-se uma amplitude elevada. Por falta de dados relativos às percentagens de

remoção de azoto amoniacal, não foi possível concluir se o valor mínimo de remoção de 91% será

realista. Apesar de se observarem percentagens de remoção mais elevadas, os sistemas de

tratamento que recorrem simultaneamente a processos biológicos e processos físico-químicos (onde

se incluem: coagulação/ floculação, oxidação química, carvão ativado, filtração e ultrafiltração), não

conseguem garantir os VLE presentes na legislação em vigor para descarga em linha de água.

Quando o objetivo das entidades gestoras coincide com a descarga do efluente tratado em linha

de água os VLE a respeitar são mais restritivos, facto que conduz a sistemas de tratamento mais

complexos, isto é, que permitem uma remoção quase total dos poluentes presentes nas águas

lixiviantes, sendo comum a conjugação de processos de tratamento biológicos e físico-químicos que

garantam a adequada afinação do efluente final. No panorama nacional 48% das ETAL efetuam a

descarga em linha de água, destas cerca de 94% recorrem a unidades de osmose inversa para atingir

os VLE na legislação, os restantes 6% utilizam sistemas de torres de evaporação (que correspondem

aos aterros sanitários geridos pela Ambilital e pela Tratolixo). No entanto, em todos os sistemas de

tratamento por osmose inversa é executado um pré-tratamento ao lixiviado, sendo que em 75% dos

casos são utilizados apenas processos biológicos, e nos restantes 25% os últimos são

complementados com processos físico-químicos como a coagulação/floculação, a filtração ou a

ultrafiltração.

Os sistemas de tratamento que integram unidades de osmose inversa apresentam percentagens

de remoção muito elevadas para os principais parâmetros que caracterizam o lixiviado, registando-se

percentagens máximas de remoção de 99,7%, 99,9% e 99,8% para a CBO5, CQO e azoto amoniacal,

79

respetivamente. Os valores mínimos de remoção situam-se entre os 92,7% e os 98,7% para os

parâmetros indicados. Através dos valores observados é clara a elevada capacidade que os sistemas

de tratamento que incorporam unidades de osmose inversa têm em reduzir a carga poluente a

valores compatíveis com a descarga em linha de água.

De igual forma, os dois sistemas de tratamento que integram torres de evaporação conseguem

atingir uma redução significativa da carga poluente do lixiviado, cerca de 98,4% para a CQO e de

91,8% para o azoto amoniacal, valores referentes à Ambilital, e, apesar da Tratolixo não ter facultado

os dados relativos à monitorização do lixiviado, garantiu que o efluente final do sistema de

tratamento respeita os VLE presentes na legislação.

80

81

6 CASO DE ESTUDO: ETAL DA MEIA SERRA


O presente capítulo tem como objetivo a coesão dos capítulos antecedentes, através de um caso

de estudo, nomeadamente a ETAL existente no aterro sanitário da Meia Serra, fazendo uma análise

comparativa entre as soluções adotadas para o sistema de tratamento e os elementos teóricos

abordados anteriormente. O interesse em estudar a ETAL da Meia Serra surgiu da conjugação do

acesso a dados de estudos anteriores, relativos a campanhas de monitorização que abrangeram a

caracterização dos lixiviados, e da procura de uma nova abordagem quanto à linha de tratamento.

No entanto, por motivos de confidencialidade não foi possível à entidade gestora facultar dados

relativos às dimensões dos órgãos hidráulicos, caudal de dimensionamento, entre outros elementos

essenciais para uma correta análise. Na ausência dos referidos elementos, optou-se por realizar o

pré-dimensionamento do sistema de tratamento de âmbito académico.

6.2 Caracterização da ETAL da Meia Serra

A ETAL da Meia Serra está inserida na ETRS da Meia Serra (Figura 6.1) que abrange toda a Região

Autónoma da Madeira. Inaugurada em 1991, dispõe de diversas infraestruturas para receber os

resíduos sólidos produzidos, nomeadamente uma estação de incineração de resíduos sólidos

urbanos, uma estação de incineração de resíduos hospitalares e de matadouro, uma instalação de

compostagem de resíduos sólidos urbanos e aterros sanitários. As infraestruturas principais são

Figura 6.1 – ETRS da Meia Serra

82

complementadas por instalações de apoio onde se enquadra a ETAL, um parque de armazenagem,

trituração e acondicionamento de pneus usados, uma plataforma de armazenagem, trituração e

acondicionamento de madeiras e embalagens, um edifício de compactação de metais ferrosos e um

edifício de armazenamento de escórias, além dos edifícios administrativos e socais.

A ERTS integra cerca de 15,9ha de aterro sanitário selado (1ª e 2ª fase) e de 16ha de aterro

sanitário (3ª fase) em exploração desde 2014, pelo que os lixiviados constituem a principal fatia

percentual do volume anual tratado na ETAL. O sistema de tratamento adotado na ETAL encontra-se

representado no Capítulo 5.4.1 na Figura 5.32.

6.3 Dados de base e linha de tratamento adotada

6.3.1 Produção de lixiviado

O conhecimento do caudal de lixiviado a tratar é fundamental no dimensionamento de uma ETAL,

contudo a sua determinação pode ser complexa, conforme explanado no Capítulo 3.2. Num pré-

-dimensionamento pode ser obtida uma estimativa de uma forma expedita com base nos registos da

precipitação média anual, considerando que corresponde entre 15% a 25% da precipitação média

anual [1].

Nesse sentido, selecionaram-se alguns postos udométricos na área circundante à ETRS a uma cota

aproximada (cerca de 1140m) e com períodos de registos que permitissem obter uma caracterização

da precipitação média mensal. O resumo dos valores obtidos está exposto no Quadro 6.1 e no

Quadro 6.2. O valor determinado para a precipitação média anual de 2362,2mm reparte-se ao longo

de um ano hidrológico (em média) de acordo com a última coluna do Quadro 6.2, pelo que o caudal

de lixiviado afluente à ETAL apresentará, aproximadamente, igual distribuição tendo em

consideração que pode ocorrer um delay inerente ao processo de infiltração da água precipitada.

Determinados os valores das precipitações médias mensais extraíram-se os caudais médios de águas

lixiviantes produzidas, considerando que correspondem a 20% das primeiras (Quadro 6.3).

Quadro 6.1 – Postos udométricos selecionados na área circundante à ETRS da Meia Serra

Posto Altitude (m)

Chão das Feiteiras 1170

Poiso – Posto Florestal 1360

Montado do Pereiro 1360

Meia Serra 1120

83

Quadro 6.2 – Precipitações mensais médias (mm) de postos udométricos na área circundante à ETRS da Meia

Serra

Mês Postos udométricos

Média Chão das Feiteiras Poiso – Posto Florestal Montado do Pereiro Meia Serra

Outubro 297,7 292,5 260,9 328,5 294,9

Novembro 352,2 366,9 369 281 342,3

Dezembro 561,5 382,8 300,2 437,4 420,5

Janeiro 293,7 295 324,8 374,5 322,0

Fevereiro 270,0 349,8 237,3 212,7 267,5

Março 247,4 250,8 238,3 303,1 259,9

Abril 134,2 141,2 171,2 84,8 132,9

Maio 141,1 105,2 71,5 148,5 116,6

Junho 46,2 42,1 21,9 50,9 40,3

Julho 20,6 11,6 12 5,8 12,5

Agosto 36,2 36,7 28,5 12,9 28,6

Setembro 191,7 118,6 94,4 93,1 124,5

Quadro 6.3 – Caudais médios mensais e diários de lixiviados

Mês Precipitação mensal

média (mm) Caudal mensal médio de

lixiviados (m3/mês) Caudal diário médio de

lixiviados (m3/dia)

Outubro 294,9 9378 313

Novembro 342,3 10884 363

Dezembro 420,5 13371 446

Janeiro 322,0 10240 341

Fevereiro 267,5 8505 283

Março 259,9 8265 275

Abril 132,9 4225 141

Maio 116,6 3707 124

Junho 40,3 1281 43

Julho 12,5 398 13

Agosto 28,6 909 30

Setembro 124,5 3958 132

Média anual 196,9 6260 209

Do conjunto de valores obtidos verificou-se que, de acordo com a estimativa, o mês com maior

caudal de lixiviados será dezembro, com uma produção de 446m3 diários, correspondendo a um

caudal de ponta (Qp) de 18,6m3/h. O caudal diário médio anual de águas lixiviantes estimou-se em

209m3, que equivale a 8,7m3/h. O caudal de dimensionamento (Qd) adotado foi de 10m3/h.

84

6.3.2 Definição da linha de tratamento

Na escolha do conjunto de processos unitários de tratamento que constituem o sistema de

tratamento a adotar estão envolvidos diversos fatores, contudo o destino final pretendido para as

águas lixiviantes tratadas, em conjugação com os valores limites de emissão definidos na legislação,

condicionam a seleção dos processos de tratamento a implementar. No caso particular da ETAL da

Meia Serra, o destino dos lixiviados tratados é o meio hídrico ou reutilização interna, pelo que a

exigência de tratamento é elevada, impondo um sistema de tratamento mais robusto, capaz de um

elevado grau de descontaminação. No Quadro 6.4 estão dispostos os valores limite de emissão, a ser

respeitados, para os principais parâmetros de caracterização.

Quadro 6.4 – Valores limite de emissão de acordo com o Decreto-Lei n.º 236/98 de 1 de agosto

Parâmetros Unidades VLE

CBO5, 20⁰C mg/l O2 40

CQO mg/l O2 150

SST mg/l 60

Azoto amoniacal mg/l NH4 10

Para efeitos de pré-dimensionamento assumiram-se os valores médios que caracterizam um

lixiviado produzido num aterro sanitário jovem ou em início de exploração (<2 anos), representados

no Quadro 6.5.

Quadro 6.5 – Concentrações típicas dos constituintes de um lixiviado proveniente de um aterro sanitário jovem

Parâmetros Unidades Valores médios

CBO5, 20⁰C mg/l O2 10000

CQO mg/l O2 18000

SST mg/l 500

Azoto orgânico mg/l N 200


TKN mg/l 1350

Fósforo total mg/l P 30

Alcalinidade em CaCO3 mg/l CaCO3 3000

Através dos valores indicados no quadro anterior verificou-se que o lixiviado apresenta elevadas

concentrações de matéria orgânica e de componentes azotados, obrigando a recorrer a mais de uma

etapa para atingir os valores de emissão pretendidos. A aplicação de um processo de tratamento

terciário por osmose inversa afigura ser uma solução vantajosa, na medida em que permite uma

elevada percentagem de remoção dos poluentes, fator essencial para respeitar os VLE. Para

melhorar a capacidade de tratamento da unidade de osmose inversa, assim como aumentar a

85

longevidade das membranas, deve ser realizado o pré-tratamento das águas lixiviantes. O rácio

CBO5/CQO situa-se aproximadamente em 0,6 demonstrando a forte carga orgânica caraterística de

um aterro sanitário jovem, pelo que se optou por um processo de tratamento biológico com recurso

a lagoas arejadas, de modo a reduzir a concentração da matéria orgânica. Uma vez que o lixiviado

será afinado na unidade de osmose inversa, o processo biológico escolhido permite atingir os

objetivos para a fase inicial do tratamento. Sendo um dos principais problemas associados à osmose

inversa a colmatação das suas membranas, é importante existir um processo de decantação

controlado, através do qual seja possível potenciar a agregação das partículas de menor dimensão

que, por si só, não sedimentariam num tanque de decantação convencional. Desta forma, optou-se

pela aplicação de um processo físico-químico por coagulação/floculação, o qual permite uma

decantação assistida, com a possibilidade de controlar as doses de coagulante e de floculante a

adicionar, de modo a aumentar a capacidade de remoção dos sólidos em suspensão no decantador,

proporcionando um efluente de melhor qualidade para posterior tratamento na unidade de osmose

inversa. O efluente desta será posteriormente encaminhado para um reservatório de água tratada.

Dadas as caraterísticas topográficas do terreno, assumiu-se a possibilidade do escoamento ocorrer

graviticamente, sem intervenção de bombas elevatórias.

A produção de lixiviado apresenta uma variação significativa ao longo do ano, tanto em volume

como em composição, assim a montante da linha de tratamento optou-se por instalar um tanque de

regularização. Da mesma forma, definiram-se duas linhas de tratamento paralelas, repartindo o

caudal efluente do tanque de regularização. Esta escolha prevê tanto as situações de manutenção ou

avaria de equipamentos, bem como os períodos em que o caudal afluente é muito inferior ao caudal

de dimensionamento, minimizando os impactes negativos no tratamento. Sabendo que a capacidade

de receção de um aterro sanitário é finita, a ETAL a implementar deve prever a expansão do mesmo,

deixando em aberto a possibilidade de aumentar o número de linhas de tratamento, se necessário.

As lamas produzidas durante o processo de coagulação/floculação e o concentrado, subproduto

do tratamento por osmose inversa, podem ser depositados no aterro sanitário, uma vez que, de

acordo com elementos teóricos, permite uma otimização na capacidade de estabilização do aterro

sanitário. O diagrama linear simplificado do sistema de tratamento adotado na ETAL da Meia Serra

(Figura 6.2) esquematiza a sequência de operações e processos unitários de tratamento do lixiviado,

bem como os circuitos de reagentes e das lamas.

86

Figura 6.2 – Diagrama linear simplificado do sistema de tratamento

6.4 Pré-dimensionamento da ETAL

6.4.1 Tanque de regularização

Para o tanque de regularização, instalado a montante do sistema de tratamento, foi definido um

TRH de um dia para o caudal de dimensionamento de 10m3/h, minimizando os odores intensos e

pestilentos. As caraterísticas geométricas do tanque de regularização estão definidas no Quadro 6.6

e as suas condições de funcionamento no Quadro 6.7.

Tanque de coagulação

Lixiviado afluente

Lagoa arejada

Decantador


Utilização interna ou descarga em linha de água

Tanque de floculação

Lamas

H3PO4

FeCl3 Ca(OH)2

Concentrado

Tanque de regularização

Lagoa arejada

Tanque de coagulação

Tanque de floculação

Decantador


Reservatório de água tratada

Aterro sanitário

87

Quadro 6.6 – Caraterísticas geométricas do tanque de regularização

Nº de tanques 1

Comprimento (m) 12,6

Largura (m) 10,6

Altura (m) 2,9

Espessura das paredes (m) 0,3

Espessura da laje de fundo (m) 0,4

Bordo livre (m) 0,5

Área (m2) 133,6

Volume total efetivo (m3) 240

Quadro 6.7 – Condições de funcionamento do tanque de regularização

dimensionamento ponta

Caudal afluente (m3/h) 10,0 18,6

TRH (h) 24 12,9

6.4.2 Lagoa arejada

O caudal efluente do tanque de regularização é repartido para duas lagoas arejadas, recebendo

cada uma metade do caudal de dimensionamento, ou seja, 5m3/h. O TRH foi definido em 40 dias,

estimando-se uma percentagem de remoção do parâmetro CBO5 de aproximadamente 76%.

Relativamente aos sólidos suspensos espera-se um redução entre 40% a 60%. Embora não seja

objetivo remover o azoto amoniacal, devido ao elevado TRH estima-se que a sua redução possa

atingir entre 30% a 60%. As caraterísticas geométricas e as condições de funcionamento de cada

lagoa estão dispostas no Quadro 6.8 e no Quadro 6.9, respetivamente.

Quadro 6.8 – Caraterísticas geométricas das lagoas

Comprimento do topo (m) 55,0

Largura do topo (m) 35,0

Comprimento da base (m) 49,0

Largura da base (m) 29,0

Profundidade (m) 3,5

Bordo livre (m) 0,5

Área por lagoa (m2) 1925

Volume efetivo por lagoa (m3) 5000

Quadro 6.9 – Condições de funcionamento das lagoas arejadas


Caudal afluente (m3/d) 120 223

TRH (d) 41,7 22,4

88

O oxigénio consumido na degradação da matéria orgânica e na respiração endógena foi estimado

em 611kg/d, devendo cada lagoa estar equipada com arejadores mecânicos de superfície que

garantam o devido fornecimento de oxigénio e mantenham os sólidos em suspensão. Para tal, como

pré-dimensionamento optou-se por dois arejadores de 30KW com um débito de 1,7kgO2/KW.h,

funcionando alternadamente 6,5 horas diárias cada um. Da análise da composição do lixiviado

verificou-se que a razão CBO5/P é inferior a 100:1, registando-se um défice fósforo (P) em cerca de

8,4kg/d, pelo que o mesmo pode ser reposto através da adição de 26,6kg/d de ácido fosfórico

(H3PO4). Uma vez que, o lixiviado apresenta variações na sua composição ao longo do ano, a dose de

ácido fosfórico poderá ser alterada consoante a carência verificada de nutrientes.

6.4.3 Câmara de mistura rápida

O pré-dimensionamento das câmaras de mistura rápida para o processo de coagulação pressupõe

o cálculo do seu volume, da potência dos eletroagitadores e das dose de coagulante a adicionar. De

acordo com elementos teóricos o TRH deve situar-se entre os 5s e os 60s. Para determinar a potência

de rotação de cada eletroagitador admitiu-se um gradiente de velocidade de 1500s-1, conduzindo a

uma potência de 442W. Segundo elementos teóricos a concentração de coagulante a adicionar

apresenta um grande intervalo, nesse sentido como pré-dimensionamento optou-se por adicionar

600mg/l de cloreto férrico, deixando em aberto a possibilidade de efetuar ajustes tanto na dose de

coagulante (consoante a composição do lixiviado) como acrescentar outro tipo de reagente, por

exemplo, polieletrólitos. O emprego de cloreto férrico conduz ao consumo de CaCO3, pelo que,

sempre que necessário, deve ser realizada a correção do pH para valores entre 5,5 e 6,5 através da

adição de cal hidratada. As características geométricas das câmaras de mistura rápida tão dispostas

no Quadro 6.10 e as suas condições de funcionamento no Quadro 6.11. Por razões construtivas

fixou-se um volume interno de 0,125m3, de modo a não comprometer o TRH, dado o reduzido caudal

de dimensionamento.

Quadro 6.10 – Características geométricas das câmaras de mistura rápida


Largura (m) 0,90

Altura (m) 1,20



Bordo livre (m) 0,40

Área (m2) 0,81

Volume total efetivo (m3) 0,125

89

Quadro 6.11 – Condições de funcionamento das câmaras de mistura


Caudal afluente (m3/h) 5,0 9,3

TRH (s) 90 48

6.4.4 Câmara de floculação

O pré-dimensionamento da câmara de floculação, à semelhança do procedimento para as

câmaras de mistura rápida, inclui a definição do volume dos compartimentos onde ocorrerá a

floculação e a potência dos eletroagitadores. O volume de cada compartimento foi determinado com

base no TRH que deve situar-se entre os 30 e os 60 minutos, de modo a propiciar a formação de

flocos. Definiram-se 4 compartimentos de floculação, onde o lixiviado experimenta uma gradual

diminuição da velocidade. No Quadro 6.12 estão dispostas as caraterísticas de cada compartimento,

no Quadro 6.13 encontram-se os gradientes de velocidade para cada compartimento, assim como a

potência do respetivo eletroagitador. No Quadro 6.14 estão representadas as condições de

funcionamento da câmara de floculação.

Quadro 6.12 – Caraterísticas geométricas de cada compartimento


Largura (m) 1,50

Altura (m) 1,80




Volume efetivo por compartimento (m3) 1,33

Área total (m2) 6,75

Volume total efetivo (m3) 5,32

Quadro 6.13 – Gradientes de velocidade e potência dos electroagitadores para cada compartimento

Compartimento 1 2 3 4

G (s-1) 87,5 75 62,5 50

Potência (W) 16 12 9 6

Potência total (W) 41

Quadro 6.14 – Condições de funcionamento das câmaras de floculação


Caudal afluente (m3/d) 5,0 9,3

TRH (min) 63,9 34,3

90

6.4.5 Decantador secundário

No pré-dimensionamento dos decantadores secundário de secção circular fixaram-se alguns dos

parâmetros, nomeadamente o TRH em 4 horas, a carga hidráulica em 18m3/m2.h e o declive do

fundo entre 5⁰ e 8⁰, de modo a definirem-se as caraterísticas geométricas e as condições de

sedimentação, apresentadas no Quadro 6.15 e no Quadro 6.16. As lamas sedimentadas no fundo do

decantador deverão ser devidamente tratadas, por exemplo, com recurso a um espessador de lamas,

com posterior a sua desidratação antes de serem depositadas no aterro sanitário.

Quadro 6.15 – Caraterísticas geométricas dos decantadores

Diâmetro interno superior (m) 3,00

Diâmetro interno inferior (m) 0,35

Profundidade líquida – parte cilíndrica (m) 2,90

Profundidade líquida – parte cónica (m) 0,15


Declive do fundo (⁰) 6,5

Área (m2) 10,18

Volume efetivo (m3) 20,90

Quadro 6.16 – Condições de funcionamento dos decantadores



TRH (h) 4,18 2,25

Carga hidráulica (m3/m2.d) 17 32

6.4.6 Unidade de osmose inversa

A unidade de osmose inversa tem por objetivo a afinação do efluente proveniente do decantador,

através da eliminação dos componentes azotados e dos compostos refratários não eliminados

biologicamente, ou no processo físico-químico de coagulação/floculação. Face às caraterísticas

iniciais do lixiviado, é estima-se que os processos de tratamento a jusante da unidade de osmose

inversa permitam alcançar as eficiências de remoção apresentadas no Quadro 6.17, de acordo com

elementos teóricos e dados recolhidos nas monitorizações do lixiviado noutras linhas de tratamento.

Embora aparentemente a eficiência global seja positiva, os dois processos de tratamento conjugados

não permitem respeitar os exigentes VLE.

O dimensionamento de uma unidade de osmose inversa é um processo complexo, normalmente

desenvolvido por empresas especializadas, as quais apresentam as soluções mais adequadas às

caraterísticas do afluente a tratar.

91

Quadro 6.17 – Estimativa para as remoções e eficiência global de alguns dos principais parâmetros que

caracterizam o lixiviado

Parâmetros Lixiviado

bruto Saída das lagoas

arejadas Saída do

decantador Eficiência

global

CBO5 (mg/l de O2) 10000 2400 1080 89%

CQO (mg/l de O2) 18000 8100 3645 80%

SST (mg/l) 500 230 46 91%

Azoto amoniacal (mg/l de NH4) 800 320 262 67%

6.4.7 Reservatório de água tratada

O efluente da ETAL tem como destino final a reutilização interna e/ou a descarga em linha de

água, nesse sentido definiu-se um TRH de 24 horas, de modo a evitar possíveis condições

anaeróbicas que pudessem comprometer a qualidade do efluente, e considerou-se um caudal

afluente de 9m3/h (arbitrando uma taxa de recuperação na unidade de osmose inversa de 90%). No

Quadro 6.18 e no Quadro 6.19 estão dispostas as caraterísticas geométrica e as condições de

funcionamento do reservatório de água tratada, respetivamente.

Quadro 6.18 – Caraterísticas geométricas do reservatório de água tratada

Nº de tanques 1


Largura (m) 9,6

Altura (m) 2,9



Bordo livre (m) 0,5

Área (m2) 120,96

Volume total efetivo (m3) 216

Quadro 6.19 – Condições de funcionamento do reservatório de água tratada



TRH (h) 24 12,9

92

6.5 Apreciação crítica

O dimensionamento, conceção e operação de uma estação de tratamento de águas lixiviantes é

um processo desafiante, na medida em que a elevada variabilidade existente tanto na composição

do lixiviado como no caudal produzido, obrigado a uma monitorização em tempo real dos principais

parâmetros caracterizantes do lixiviado, facto este que proporciona um desafio diferente das

habituais estações de tratamento de águas residuais ou de uma estação de tratamento de água para

consumo. Desta forma, durante o pré-dimensionamento de uma ETAL deve procurar-se obter uma

solução de tratamento flexível, capaz de lidar com as variações que ocorrem diariamente.

As flutuações de caudal e de qualidade das águas lixiviantes diárias, impõem como boa prática a

instalação de um tanque de regularização a montante da linha de tratamento, o qual permita

salvaguardar os processos de tratamento a jusante, procurando maximizar as eficiências de

tratamento através da descarga de um efluente com caudal constante e equalizado.

As opções para o tratamento das águas lixiviantes são diversas, todas elas visando a obtenção de

um efluente de maior ou menor pureza, consoante o seu destino final. O caso analisado prevê a

descarga em linha de água, pelo que os VLE impõem um etapa terciária no tratamento do lixiviado, o

que condicionou em certa medida as opções a aplicar, uma vez que apenas os processos por

membranas, mais concretamente por osmose inversa, oferecem uma redução real na concentração

dos agentes contaminantes para valores que se enquadrem com a descarga em meio hídrico. Apesar

da eficiência que este processo de tratamento permite alcançar, a sua aplicação per si também não

seria comportável devido às elevadas concentrações de matéria orgânica e de sólidos suspensos.

Nesse sentido, optou-se por um tratamento biológico que permitisse uma redução da fração

biodegradável da matéria orgânica, tendo-se selecionado as lagoas arejadas, pela facilidade e baixo

custo de operação, com a vantagem de poder ser otimizada com a recirculação de biomassa ativa. As

lagoas arejadas são um órgão hidráulico que não permite um controlo eficaz dos sólidos em

suspensão, este facto tem implicações no desempenho da unidade de osmose inversa, pelo que se

impôs a aplicação de um processo de sedimentação. Devido às caraterísticas dos sólidos em

suspensão, partículas de reduzidas dimensões e baixo peso específico, a sua sedimentação num

decantador convencional não apresentaria uma eficiência de remoção compatível com o processo de

osmose inversa. Desta forma, a solução passou pela implementação de uma decantação assistida,

através de um processo de coagulação/floculação que permite um adequado controlo dos sólidos

suspensos.

93

Durante a vida útil de um aterro sanitário podem ocorrer dois cenários que provocam alterações

significativas nas características do lixiviado a tratar: o seu envelhecimento e a sua ampliação. À

medida que um aterro sanitário envelhece, caminhando para a sua selagem, tem o efeito de produzir

um lixiviado com uma reduzida fração orgânica (CBO5/CQO < 0,2), assim como um menor volume de

águas lixiviantes. A ETAL deve prever esta condicionante através da instalação de duas linhas de

tratamento paralelas, comportando benefícios para a sua operação, no sentido de permitir manter

sempre a ETAL em funcionamento dentro dos parâmetros de dimensionamento, nas situações de

manutenção e avaria, assim como lidar com a redução no caudal de lixiviado que ocorre anualmente

pela variação de precipitação, e devida à selagem contínua das células em exploração. Desta forma,

quando o volume de caudal decresce para valores que possam comprometer a capacidade de

tratamento dos órgãos hidráulicos, existe a possibilidade de operar apenas uma linha de tratamento.

A opção de instalar duas linhas de tratamento traz ainda uma vantagem associada à dificuldade em

estimar o caudal que irá afluir à ETAL, podendo os órgãos hidráulicos da ETAL serem sobre ou

subdimensionados, o que produzirá efeitos negativos na qualidade do efluente.

Em muitos casos, na conceção dos aterros sanitários está prevista a sua ampliação a longo prazo,

este facto conduz a um aumento do volume de lixiviados, o qual pode não ser compensado pela

redução do volume que eflui das áreas de aterro seladas. Na situação em que ocorre o aumento do

volume de águas lixiviantes, deve estar prevista a ampliação da ETAL, de modo a comportar mais

uma ou duas linha de tratamento, optando por um faseamento construtivo consoante a projeção

realizada para a expansão do aterro sanitário. No caso em estudo, o aterro sanitário foi

intervencionado resultando na sua ampliação a longo prazo para uma área de, aproximadamente,

32ha. A expansão do aterro sanitário para o dobro da sua área conduzirá a um aumento na produção

do volume anual de lixiviado, facto este que pode comprometer a qualidade do efluente da ETAL,

impondo a realização de estudos sobre a capacidade de tratamento da mesma a longo prazo.

94

95

7 CONCLUSÕES

A história mostra uma clara evolução na nossa capacidade de lidar com os RSU, através da

implementação de soluções integradas que permitem uma gestão mais eficiente e eficaz dos RSU,

distribuindo-os pelas várias infraestruturas de valorização. Contudo, a utilização do aterro sanitário

com destino final dos RSU mantém-se a opção mais aplicada mundialmente, razão pela continua a

ser pertinente o desenvolvimento estudos direcionados a todos os vetores ambientais afetados por

este processo de tratamento. Em Portugal, apenas nas últimas duas décadas se abandonaram as

lixeiras como solução para o destino final para os RSU, tendo sido substituídas gradualmente pelos

aterros sanitários e, como tal, o tratamento dos lixiviados é um tema que requer especial atenção

pela potencial contaminação das linhas de água, solo e aquíferos.

Os processos de tratamento existentes na atualidade oferecem uma capacidade de tratamento

compatível com o destino final pretendido para as águas lixiviantes. Apesar de se mostrar eficaz no

tratamento de águas residuais domésticas, os processos de tratamento biológicos quando aplicados

aos lixiviados devem ser entendidos apenas como um pré-tratamento, uma vez que a maioria dos

aterros sanitário produz águas lixiviantes com uma relação CBO5/CQO muito reduzida, indicando a

presença de baixas concentrações de compostos biodegradáveis. No entanto, quando o destino final

do lixiviado é o coletor municipal exigência de tratamento é compatível com um pré-tratamento com

recurso a processos biológicos, e quando necessário, assistidos por processos físico-químicos

simples, como por exemplo a coagulação/floculação. A realidade nacional assim o demonstra, uma

vez que, todas as ETAL que descarregam o lixiviado no coletor municipal aplicam processos de

tratamento biológicos, e cerca de 56% aplicam adicionalmente processos de tratamento físico-

-químicos, como processos por coagulação/floculação, filtração, oxidação química ou carvão ativado.

Quando se impõe a descarga em linha de água, ou se pretende reaproveitar o lixiviado tratado para

reutilização interna, os processos de tratamento biológicos, mesmo quando complementados por

processos físico-químico enunciados, não conseguem garantir um grau de pureza compatível com as

exigências do meio recetor. Os dados analisados permitiram concluir que apenas o processo por

osmose inversa, a par com os processos por evaporação múltipla, conseguem garantir um efluente

de qualidade superior, pelo que todas as ETAL que descarregam o lixiviado tratado nas linhas de água

(ou o reutiliza internamente) recorrem aos processos indicados, com maior incidência no primeiro,

cerca de 94%, sendo que apenas duas optaram pelo segundo processo. Contudo, ocorre sempre o

pré-tratamento do lixiviado a montante, com menor ou maior grau de complexidade consoante a

composição do lixiviado.

96

O problema transversal a todos os processos de tratamento está no facto da componente

poluente que o lixiviado transporta não ser realmente eliminada, ocorrendo apenas a transferência

da fase líquida para a fase sólida. Este facto é mais preocupante no caso do processo de tratamento

por osmose inversa, dado ser o único que remove quase a 100% todos os componentes poluentes

que, ao serem transferidos de fase, geram um concentrado altamente tóxico. Os restantes processos

de tratamento que não permitem uma remoção tão elevada da carga poluente ocultam esta

problemática, uma vez que, não transferindo os contaminantes para a fase sólida, mantêm-nos em

fase líquida no lixiviado, passando posteriormente o problema para a ETAR quando são

descarregados no coletor municipal. Desta forma, torna-se pertinente o continuo desenvolvimento

de outros processos de tratamento que possibilitem a estabilização dos compostos presentes no

lixiviado, não os transferindo de fase, mas sim neutralizando a sua capacidade de reagir com o meio

ambiente.

A recolha de todos os dados que permitiram a definição dos sistemas de tratamento adotados nas

ETAL de aterros sanitários portugueses, a elaboração do Quadro 5.31 onde estão dispostos o

intervalo de valores e os valores médios das concentrações para os parâmetros que caracterizam um

lixiviado proveniente de aterros sanitários antigos, assim como os dados de monitorização que

possibilitaram a determinação das eficiência de remoção médias dos principais parâmetros que

caracterizam as águas lixiviantes, representou um processo moroso e complexo, devido à dificuldade

em conseguir obter as informações solicitadas junto das 29 entidades gestoras.

No Capítulo 6 – Caso de Estudo: ETAL da Meia Serra, o objetivo inicialmente definido foi realizar

uma análise comparativa entre o sistema de tratamento adotado e os elementos teóricos abordados

nos capítulos anteriores, para tal seria necessário obter junto da entidade gestora dados como o

caudal de dimensionamento, dimensões dos órgãos hidráulicos que constituem a ETAL e dados de

monitorizações recentes ao lixiviado bruto e após cada etapa de tratamento. No entanto, por

motivos de confidencialidade a entidade gestora não facultou dados recentes que permitissem fazer

a análise de âmbito académico. Não obstante, optou-se por realizar um pré-dimensionamento de

raiz de uma ETAL genérica, partindo de dados meteorológicos obtidos de postos udométricos na área

circundante à ETRS da Meia Serra, e uma caraterização média para o lixiviado a tratar.

Quanto aos processos de tratamento aplicados, os mesmos encontram-se de acordo com o

objetivo pretendido para o destino final do lixiviado tratado, ou seja, o tratamento terciário por

osmose inversa, procedendo a montante a um pré-tratamento biológico com recurso a uma lagoa

arejada e a um processo de tratamento por coagulação/floculação, possibilita a obtenção de um

efluente de elevada pureza, compatível com a descarga em linha de água ou com a reutilização

97

interna, assim o demonstram os dados recolhidos das monitorizações realizadas em 2006. Contudo,

a opção de instalar apenas uma linha de tratamento, em detrimento de repartir o caudal de

dimensionamento por duas linhas de tratamento paralelas, pode comprometer a eficiência do

sistema de tratamento quando o caudal a tratar for muito inferior ao caudal de dimensionamento. A

inexistência de um tanque de regularização a montante da linha de tratamento pode, de igual modo,

ser prejudicial para as operações de tratamento, dado que se afluir um volume de lixiviado muito

superior ao dimensionado conduz a uma redução no TRH que pode dificultar a degradação dos

compostos orgânicos pelas bactérias, comprometendo os restantes processos de tratamento a

jusante. A ampliação do aterro sanitário para, aproximadamente, o dobro da sua atual capacidade

conduz, a médio/longo prazo, a um aumento significativo no volume de lixiviado produzido, pelo que

deve estar contemplada a possibilidade de ampliar a ETAL existente, de modo a encaixar o volume de

águas lixiviantes em excesso. De modo a compreender os impactes que advêm do aumento da

capacidade do aterro sanitário, é recomendável a realização de um estudo à ETAL atualmente em

funcionamento.

98

99

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103

ANEXOS

104

105

Anexo A

Quadro A.1 – Controlo dos lixiviados produzidos em aterros sanitários em exploração, de acordo com o

Decreto-Lei n.º 183/2009 de 10 de agosto

Parâmetros Frequência das determinações

Quinzenais Mensais Trimestrais Semestrais

Controlo do nível dos lixiviados X

Monitorização do volume dos lixiviados

X

pH

X

Condutividade

X

CQO

X

COT

X

Carbonatos/bicarbonatos

X

Cianetos

X

Cloretos

X

Fluoretos

X

Amónio

X

Nitratos

X

Nitritos

X

Sulfatos

X

Sulfuretos

X

Alumínio

X

Bário

X

Boro

X

Cobre

X

Ferro

X

Manganésio

X

Zinco

X

Antimónio

X

Arsénio

X

Cádmio

X

Crómio total

X

Crómio VI, se aplicável

X

Mercúrio

X

Níquel

X

Chumbo

X

Selénio

X

Cálcio

X

Magnésio

X

Potássio

X

Sódio

X

Índice de fenóis

X

AOX22

X

Hidrocarbonetos totais

X

22

Se a concentração de AOX for superior a 10mg/l deve ser apurada a presença de compostos orgânicos clorados definidos pela entidade licenciadora.

106

Quadro A.2 – Controlo das águas subterrâneas, de acordo com o Decreto-Lei n.º 183/2009 de 10 de agosto

Parâmetros Frequência das determinações

Antes do início de exploração Mensais Semestrais Anuais

Medição do nível X X 23

pH X X

Condutividade X X

COT 24 X X

Carbonatos/ bicarbonatos X X

Cianetos X X

Cloretos X X

Fluoretos X X

Amónio X X

Nitratos X X

Nitritos X X

Sulfatos X X

Sulfuretos X X

Alumínio X X

Bário X X

Boro X X

Cobre X X

Ferro X X

Manganésio X X

Zinco X X

Antimónio X X

Arsénio X X

Cádmio X X

Crómio total X X

Crómio VI, se aplicável X X

Mercúrio X X

Níquel X X

Chumbo X X

Selénio X X

Cálcio X X

Magnésio X X

Potássio X X

Sódio X X

Índice de fenóis X X

AOX X X

23

Quando os níveis freáticos são variáveis, esta frequência deve ser aumentada, devendo ser efetuadas medições sempre que se justifique. 24

Se a concentração de COT for superior a 15mgl/ deve ser apurada a presença de hidrocarbonetos.

107

Quadro A.3 – Valores limite de emissão na descarga de água residuais, de acordo com o Decreto-Lei n.º 236/98 de 1 de agosto

Parâmetros Expressão dos

resultados VLE 25

pH Escala de Sorensen 6,0 – 9,0 26

Temperatura ⁰C Aumento de 3⁰C 27

CBO5, 20⁰C mg/l O2 40

CQO mg/l O2 150

SST mg/l 60

Alumínio mg/l Al 10

Ferro total mg/l Fe 2,0

Manganês total mg/l Mn 2,0

Cheiro

Não detetável na diluição 1:20

Cor

Não detetável na diluição 1:20

Cloro residual disponível

Livre mg/l Cl2 0,5

Total mg/l Cl2 1,0

Fenóis mg/l C6H5OH 0,5

Óleos e gorduras mg/l 15

Sulfuretos mg/l S 1,0

Sulfitos mg/l SO3 1,0

Sulfatos mg/l SO4 2000

Fósforo total mg/l P

10

3 (em águas que alimentem lagoas ou albufeiras)

0,5 (em lagoas ou albufeiras)


Azoto total28 mg/l N 15

Nitratos mg/l NO3 50

Aldeídos mg/l 1,0

Arsénio total mg/l As 1,0

Chumbo total mg/l Pb 1,0

Cádmio total mg/l Cd 0,2

Crómio total mg/l Cr 2,0

Crómio hexavalente mg/l Cr (VI) 0,1

Cobre total mg/l Cu 1,0

Mercúrio total mg/l Hg 0,05

Níquel total mg/l Ni 2,0

Cianetos totais mg/l CN 0,5

Óleos minerais mg/l 15

Detergentes (sulfato de lauril e sódio) mg/l 2,0 29

30

25

Valor limite de emissão, entendido como média mensal, definida como média aritmética das médias diárias referentes aos dias de laboração de um mês, que não deve ser excedido. O valor diário, determinado com base numa amostra representativa da água resi dual descarregada durante um período de vinte e quatro horas, não poderá exceder o dobro do valor médio mensal (a amostra num período de vinte e quatro horas deverá ser composta tendo em atenção o regime de descarga das águas residuais produzidas). 26

O valor médio diário poderá, no máximo, estar compreendido no intervalo 5,0 - 10,0. 27

Temperatura do meio recetor após a descarga de água residual, medida a 30m a jusante do ponto de descarga, podendo o valor médio exceder o valor médio mensal do 2º. 28

Soma do teor de azoto orgânico e amoniacal (obtido pelo método de Kjeldahl) com o teor de azoto contido nos nitratos e nitritos 29

O valor médio diário não poderá exceder o dobro do valor médio mensal. 30

Valor relativo à descarga da unidade industrial para a produção de HCH extração de lindano ou, simultaneamente, produção de HCH e extração de lindano.

108

109

Anexo B

Quadro B.4 – Dados para a elaboração do Quadro 5.31

Parâmetros

ALGAR – BARLAVENTO

ALGAR – SOTAVENTO

pH

8,6 8,5 8,4 8,1 8,1 8,1 7,9 8,0

7,9 7,9 8,1 7,9 7,9 7,9 8,1 7,9 8,1 8,0 8,0 7,9

CQO (mg/l O2)

20900 16700 13000 12200 12800 14500 13100 11100

9000 9700 7000 7500 11900 12000 12200 11800 9600 7700 6400 5800

CBO5 (mg/l O2)

1600 1100 1000 1050 2000 2000 2100 1900

1100 1100 1150 1200 1200 1200 1200 1200 1300 1000 1100 1300

COT (mg/l C)

3600 3500 3260 3300

208 1160 3300 1500

AOX

1,70 1,00

1,41 1,60 1,00

Azoto total (mg/l N)

13000 3200 4000 4000 4000

13000 3000 4400 2000

Azoto amoniacal (mg/l NH4)

18200 16400 720 5100 3600 4900 5500 4100

17200 16800 2800 780 800 4400 4900 5400 4600 3600 2300 3100

SST (mg/l)

2490 2370 1595 933 600 671

976 681 1427 751 1243 1267 996 895 397 460 460 324

Nitritos (mg/l NO2)

1,90 0,54

0,88 0,97

Nitratos (mg/l NO3)

724

373

Sulfatos (mg/l SO4)

3000 2100

5000 682

Cloretos (mg/l Cl)

9800 8800 10800 6800 7700 8400 7400 7600

6900 7200 9100 7000 8700 10100 8300 8000 7300 6200 4700 5800

Sódio (mg/l Na)

6400 4200

2500

Potássio (mg/l K)

5700 11300 3600 3400

3100 3200 1600

Magnésio (mg/l Mg)

150 122

95

Cálcio (mg/l Ca)

83 115

86

Fósforo total (mg/l P)

34 19 31 51 30

36 29 28

Crómio (mg/l Cr)

2,50 3,50 0,60 0,80

1,60 0,90 0,61

Ferro (mg/l Fe)

11,40 5,70

24 10

Níquel (mg/l Ni)

0,68 0,43

0,69 0,67 0,59 0,27

Cobre (mg/l Cu)

0,05 0,10

0,09 0,05

Zinco (mg/l Zn)

0,12 0,38

0,48 0,07 0,44 0,30

Arsénio (mg/l As)

0,77 0,10 1,25 0,40

0,50 1,25 0,25

Chumbo (mg/l Pb)

0,00 0,00 0,01 0,01

0,00 0,00 0,01 0,08

Mercúrio (mg/l Hg)

0,02 0,01 0,08 0,02

0,02 0,02 0,02 0,02

Fenóis (mg/l C6H5OH)

0,06 0,26 0,20 0,35

0,07 0,15 0,03 0,12

Alumínio (mg/l Al)

1,10 5,30

3,43

110

Quadro B.5 – Dados para a elaboração do Quadro 5.31 (continuação)

Parâmetros

BRAVAL

RESULIMA

pH

7,9 7,9 7,6 7,8 8,1 8,0 8,2 8,2 8,2 7,8 8,2 8,0

8,3 8,2 8,1 8,2 8,1 8,3 8,1 8,4 8,8 8,4 8,4 8,2

CQO (mg/l O2)

7760 8070 811 8360 3970 8150 5933 9518 8360 4510 2660 3880

5300 6275 4800 4600 6500 4900 5900 4000 6400 3300 6800 5500

CBO5 (mg/l O2)

COT (mg/l C)

1600 945

1420 1380

AOX

2,60 0,75

1,11 0,96



2206 3619 527 3660 1563 3647 2323 3839 3819 1117 1110 412

3400 3800 1900 3900 3800 3600 3200 1400 1700 550 1500 3400

SST (mg/l)

Nitritos (mg/l NO2)

0,02 0,05

0,02 0,20

Nitratos (mg/l NO3)

32 25

130 230

Sulfatos (mg/l SO4)

10 121

150 100

Cloretos (mg/l Cl)

2289 2488 527 2589 1513 3008 2033 3206 3357 993 683 680

4190 4300 4000 3911 7154 3404 3309 3646 3149 4640 1707 4103

Sódio (mg/l Na)

910 613

570 3000

Potássio (mg/l K)

360 2200 1900 565

1500 2800 2600 2000

Magnésio (mg/l Mg)

5 48

45 61

Cálcio (mg/l Ca)

31 184

140 58


Crómio (mg/l Cr)

0,25 2,35 2,34 0,37

1,20 1,30 2,00 0,60

Ferro (mg/l Fe)

7,22 4,56

4 6

Níquel (mg/l Ni)

0,20 0,15

0,50 0,70

Cobre (mg/l Cu)

2,19 0,12

0,30 0,30

Zinco (mg/l Zn)

2,45 0,78

0,62 0,65

Arsénio (mg/l As)

0,06 0,24 2,86 0,01

0,13 0,02 0,26 0,02

Chumbo (mg/l Pb)

0,02 0,02 0,05 0,05

1,00 1,00 1,00 1,00

Mercúrio (mg/l Hg)

0,00 0,00 0,00 0,01

0,00 0,00 0,00 0,00


0,16 0,14 0,97

0,01 0,01 0,01 0,01

Alumínio (mg/l Al)

8,02 1,78

5 5

111


Parâmetros VALNOR

VALORLIS

Abrantes Avis Castelo Branco

pH

8,3 8,2 8,1

8,0 8,1 7,9 8,1 8,2 8,1 8,3 8,2 8,3 8,2 8,1 8,2

CQO (mg/l O2)

1500 3700 6600

6800 5900 4500 8300 7500 8700 9100 10000 9400 8500 12000

CBO5 (mg/l O2)

COT (mg/l C)

646 1270 1700

2600 980

AOX

1,04 1,29 1,31

0,28 0,05



340 2100 4000

2800 2700 970 2600 6100 3500 3200 3700 8200 2100 2700 1800

SST (mg/l)

Nitritos (mg/l NO2)

0,04 0,04 0,74

0,15 0,02

Nitratos (mg/l NO3)

4 12 4

4 4

Sulfatos (mg/l SO4)

12 13 12

640 270

Cloretos (mg/l Cl)

750 5100 2400

2900 5100 2300 3200 2900 5200 1900 4000 4100 2700 1900 3100

Sódio (mg/l Na)

623 2080 2600

1800 3400

Potássio (mg/l K)

477 1410 2120

1800 2200 1800 2400

Magnésio (mg/l Mg)

23 83 48

120 110

Cálcio (mg/l Ca)

42 93 48

150 63


Crómio (mg/l Cr)

0,35 0,73 1,55

0,77 1,00 1,50 1,40

Ferro (mg/l Fe)

6 11 17

21 7

Níquel (mg/l Ni)

0,09 0,33

0,24 0,56

Cobre (mg/l Cu)

0,81 0,14 0,11

0,10 0,10

Zinco (mg/l Zn)

0,21 0,65 0,96

0,65 0,85

Arsénio (mg/l As)

0,04 0,29 0,24

0,12 0,14 0,16 0,18

Chumbo (mg/l Pb)

0,05 0,03 0,05

0,10 0,10 0,10 0,10

Mercúrio (mg/l Hg)

0,01 0,01 0,01

0,00 0,00 0,00 0,00


0,02 0,03 0,37

2,40 0,67 0,90 3,70

Alumínio (mg/l Al)

2,79 1,07 4,49

4,90 2,60

112


Parâmetros

VALORMINHO

Ambilital

pH

7,0 7,4 7,6 7,4 7,6 7,6 7,7 7,6 7,7 7,7 7,5

7,3 7,8 8,1 8,1 8,4 5,5 8,2 8,3 8,1 8 8,1 8,8

CQO (mg/l O2)

937 946 1507 1382 951 1488 979 1583 1880 1945 1933

450 940 1190 1900 2400 9800 8200 14000 4000 740 3600

CBO5 (mg/l O2)

273 276 439 403 277 434 286 462 548 567 564

COT (mg/l C)

25800

AOX

0,03

1,19



462 1141 1839 1387 1659 1774 1144 2072 1781 1660 1131

270 870 930 1700 1600 2000 1200 920 1500 270 2551 690

SST (mg/l)

120 268 326 140 58 102 140 94 190 245 160

Nitritos (mg/l NO2)

0,01

Nitratos (mg/l NO3)

5

1600

Sulfatos (mg/l SO4)

19

1100

Cloretos (mg/l Cl)

397 980 1370 1129 1505 1702 1127 1838 1647 1720 1095

360 1000 1210 2800 3000 4700 4700 4800 4300 850 4700 6400

Sódio (mg/l Na)

1193

Potássio (mg/l K)

978 844 1841

680 1900 3000

Magnésio (mg/l Mg)

82

Cálcio (mg/l Ca)

101


Crómio (mg/l Cr)

0,20 0,20 0,20

0,20 0,20 0,70

Ferro (mg/l Fe)

14

0,60

Níquel (mg/l Ni)

0,20

Cobre (mg/l Cu)

0,20

Zinco (mg/l Zn)

0,10

Arsénio (mg/l As)

0,06 0,10 0,09

0,07 1,00 0,15

Chumbo (mg/l Pb)

0,02 0,01 0,04

1,00 1,00 1,00

Mercúrio (mg/l Hg)

0,00 0,00 0,00

0,00 0,00 0,00


0,01 0,01 0,01

0,01 0,01 0,01

Alumínio (mg/l Al)

0,27

5

113


Parâmetros

Amcal

Ecobeirão

pH

8,6 8,6 8,6 8,2 8,8 6,9 8,6 8,6 8,5 8,4 8,4 8,6

8,1 8,2 8,1 8 8,3 8,3 8,4 8,6 8,2 8,4 8,3 8,5

CQO (mg/l O2)

2500 3900 1700 2800 3100 3600 5000 3400 4500

11000 16000 3400 10000 12000 24000 18000 17000 18000 11000 14000 5400

CBO5 (mg/l O2)

1100 1300 690 1400 1200 1400 1700 2100 1400 1000

COT (mg/l C)

1100 1400 460 180

6900 1200

AOX

0,52

3,54 1,44


710 1000 500 1000 1100 1400 1300 1300 1200 920 2200 940


800 900 520 1200

1200 1100 600 490 1100 1000

4100 5100 1300 3100 4800 8900 6400 5300 8000 5400 6700 4900

SST (mg/l)

69 1100 520 180 260 210 250 630 1000 320

Nitritos (mg/l NO2)

0,05 0,05 0,05 1

0,30 0,54

Nitratos (mg/l NO3)

1,00 1,00 1,00 1,00 1,90 1,00 28 28 1,00

1,00 12

Sulfatos (mg/l SO4)

430 390

5000 240

Cloretos (mg/l Cl)

2100 2700 1500 2700 2700 3000 3800 3100

2250 4530 1250 3400 5160 2480 4320 4880 3150 4810 4240 4900

Sódio (mg/l Na)

1400

5300 1500

Potássio (mg/l K)

2600 2700

740 5300 5700 1400

Magnésio (mg/l Mg)

120

110 23

Cálcio (mg/l Ca)

94 84

54 27


17 13 19 14 12 12 11 11 14 11

Crómio (mg/l Cr)

0,30 0,20 0,40 0,40

0,43 4,10 4,90 1,10

Ferro (mg/l Fe)

4,8 41 27 13 24 19 13 15 14 6 10 12

15 7

Níquel (mg/l Ni)

0,30 0,30 0,40 0,50

0,88 0,22

Cobre (mg/l Cu)

0,20 0,40 0,30

0,19 0,10

Zinco (mg/l Zn)

0,30 0,30 0,40 0,29

0,83 0,19

Arsénio (mg/l As)

0,01 0,01 0,06 0,05

0,10 1,30 1,40 0,18

Chumbo (mg/l Pb)

0,30 0,30 0,30 1,00

0,05 0,05 0,05 0,05

Mercúrio (mg/l Hg)

0,00 0,01 0,00 0,01

0,00 0,00 0,00 0,00


0,25 0,30

0,30 0,31 0,30 0,29 0,33 0,28 0,29

0,17 1,50 0,70

Alumínio (mg/l Al)

0,86 1 5

3,90 1,70

114


Parâmetros

Ecolezíria

Gesamb

pH

8,3 8,1 8 8,6 8,6 7,8 8 8,9 8,2 8,6 8,2 8,1

8,2 8,3 7,9 8,3 8,3 8,3 8,1 8,5 8,4 8,3 8,6 8,5

CQO (mg/l O2)

8500 11000 18000 8100 4700 4600 10000 15000 11000 8400 18000 11000

2611 4250 4380 1817 6527 8534 7539 8653 6950 5212

680

CBO5 (mg/l O2)

1863

719 2196 4000 3623 3324 2407 2529 300 350

COT (mg/l C)

2280 4420

681 3612

AOX

1,79 1,00

2,16 2,07



3400 4200 3000 3100 1900 2900 3300 1800 3200 2400 4200 5300

1382

1356 1098

1679 2777 2516 514 1394 481 1600

SST (mg/l)

52 27 79 80 76 260 220 139 151 271 140 240

Nitritos (mg/l NO2)

0,20 1,70

2,50 3,90

Nitratos (mg/l NO3)

170 10

Sulfatos (mg/l SO4)

1800 50

312 419

Cloretos (mg/l Cl)

4600 4300 2900 2600 1900 4700 5700 5800 6100 4700 9500 5700

2587 3743 2874 1837 6192 8700 5500 9500 6900 4800 400 5400

Sódio (mg/l Na)

3600 3300

1350 2444

Potássio (mg/l K)

3800 5400 6500 5200

1125 755 1980 208

Magnésio (mg/l Mg)

56 23

56 91

Cálcio (mg/l Ca)

56 26

46 48


Crómio (mg/l Cr)

1,10 0,80 2,00 1,30

0,20 0,30 0,70

Ferro (mg/l Fe)

9 7

2,90 5,60

Níquel (mg/l Ni)

0,32 0,24

0,50

Cobre (mg/l Cu)

0,05 0,05

0,08

Zinco (mg/l Zn)

0,85 0,80

0,20 0,50

Arsénio (mg/l As)

0,01 0,01 0,01 0,01

0,02 0,02 0,02

Chumbo (mg/l Pb)

0,05 0,05 0,08 0,05

Mercúrio (mg/l Hg)

0,01 0,01 0,01 0,01


15 7 10 10

1,10 1,20 1,00 1,20

Alumínio (mg/l Al)

0,63 1,90

1,10 1,70

115


Parâmetros

Resíduos do Nordeste

Resitejo

pH

8,3 8,1 8,0 8,1 8,3 8,2 8,2 8,3 8,2 8,2 8,3 8,4

8,3 8,4 8,4 7,8 8,1 8,3 8,6 8 8,3 8,3 8,5 8,7

CQO (mg/l O2)

12800 16200 11800 9600 9590 12000 14000 9310 9230 9530 11900 8900

7000 5200 7500 5100 7300 8000 9000 9700 8200 9000 6400 9800

CBO5 (mg/l O2)

COT (mg/l C)

3010 2310

1800 1900 2300 2400

AOX

3,16 1,59

1,93 1,88



3460 4190 3380 3870 3840 5130 4420 3460 4130 2830 4720 3780

1600 2800 1300 770 1300 1300 1300 1100 1100 1100 1700 630

SST (mg/l)

Nitritos (mg/l NO2)

0,01 0,01

0,30 0,30

Nitratos (mg/l NO3)

1180 73

1,00 1,00

Sulfatos (mg/l SO4)

287 209

670 1400

Cloretos (mg/l Cl)

5140 6210 55300 5930 5780 8390 7580 5170 7840 4760 6890 5500

4620 3290 3350 3180 4600 4760 5110 5940 5840 4270 4270 4390

Sódio (mg/l Na)

1160 5350

2600 2600

Potássio (mg/l K)

42,4 183 22,8 396

2400

2200 2400

Magnésio (mg/l Mg)

3,97 30

64 66

Cálcio (mg/l Ca)

52 31

76 110


Crómio (mg/l Cr)

2,50 3,00 3,70 2,50

1,10 0,05 1,00 1,10

Ferro (mg/l Fe)

9 56,1

18 24

Níquel (mg/l Ni)

0,62 0,50

0,46 0,43

Cobre (mg/l Cu)

0,25 0,25

1,60 1,20

Zinco (mg/l Zn)

1,03 0,49

5 6

Arsénio (mg/l As)

1,08 1,93 1,61 1,03

0,14 0,05 0,07 0,14

Chumbo (mg/l Pb)

0,50 0,50 0,50 0,50

0,74 0,05 0,54 0,34

Mercúrio (mg/l Hg)

0,00 0,00 0,00 0,00

0,00 0,00 0,00 0,00


1,38 0,67 0,39 0,08

0,60 0,10 0,31 0,10

Alumínio (mg/l Al)

5,06 3,19

3 5

116


Parâmetros

Teramb

pH

8,2 7,9 8,1 8,2 8,1 7,9 8,2 8,2 8,1 7,9 8,2 8,2

CQO (mg/l O2)

887 993 1223 1068 897 1152 1449 1566 2014 848 1233 1440

CBO5 (mg/l O2)

COT (mg/l C)

410 510

AOX



930 814 590 1051 1091 1516 1356 1703 2481 415 1059 1156

SST (mg/l)

Nitritos (mg/l NO2)

1 36

Nitratos (mg/l NO3)

104 30

Sulfatos (mg/l SO4)

10 51

Cloretos (mg/l Cl)

570 493 470 764 609 830 1100 1400 1400 402 652 647

Sódio (mg/l Na)

550 657

Potássio (mg/l K)

217 192 740 330

Magnésio (mg/l Mg)

49 35

Cálcio (mg/l Ca)

74 93


Crómio (mg/l Cr)

0,10 0,10 0,28 0,11

Ferro (mg/l Fe)

8 7

Níquel (mg/l Ni)

0,05 0,07

Cobre (mg/l Cu)

0,05 0,09

Zinco (mg/l Zn)

0,10 0,39

Arsénio (mg/l As)

0,01 0,00 0,00 0,00

Chumbo (mg/l Pb)

0,00 0,00 0,01 0,03

Mercúrio (mg/l Hg)

0,00 0,00 0,00 0,00


0,31 0,03 0,07 0,07

Alumínio (mg/l Al)

0,53 2,10

117

Anexo C

Tanque de regularização

O volume de tanque de regularização foi pré-dimensionado para um TRH de 24 horas e para um

caudal de dimensionamento (Qd) de 10m3/h:

𝑉 = 𝑄𝑑 × 𝑇𝑅𝐻 = 10 × 24 = 240𝑚3

Lagoa arejada

O objetivo das lagoas arejadas é a redução da carga orgânica, nesse sentido para pré-dimensionar

as lagoas arejadas definiu-se inicialmente uma percentagem de remoção de CBO5 pretendida para

esta fase de tratamento, de cerca de 75%, o que conduziu ao seguinte TRH:

𝑆 =𝑆0

1 + 𝑘 × 𝑇𝑅𝐻⇔ 𝑇𝑅𝐻 =

𝑆0 − 𝑆

𝑘 × 𝑆=

10000 − 2500

0,075 × 2500≅ 40𝑑

O caudal efluente do tanque de regularização é divido igualmente pela duas linhas de tratamento

paralelas, assim partindo do TRH e do Qd determinou-se o volume de cada lagoa arejada:

𝑉 =𝑄𝑑

2× 𝑇𝑅𝐻 =

240

2× 40 = 4800𝑚3

Após se definirem as características geométricas de cada lagoa, o seu volume foi corrigido para

5000m3, o que provocou um aumento do TRH para:

𝑇𝑅𝐻 =𝑉

𝑄𝑑2⁄

=5000

2402⁄

≅ 41,7𝑑

Na estimativa do consumo de oxigénio durante a degradação da matéria orgânica utilizaram-se o

coeficientes cinéticos presentes no Quadro C.12.

Quadro C.12 – Valores dos coeficiente cinéticos

Parâmetro base Y kd (d-1) K (d-1) Ks (g/m3)

CBO5 0,332 0,0025 0,75 21,4

Para estimar a quantidade de oxigénio (RO) a fornecer estimou-se a concentração de biomassa (X),

a concentração teórica de CBO5 no efluente (S) e a produção de biomassa PX:

𝑆 =𝑆0

1 + 𝑘 × 𝑇𝑅𝐻=

10000

1 + 0,075 × 41,7≅ 2424𝑔/𝑚3

118

𝑋 =𝑌 × (𝑆0 − 𝑆)

1 + (𝑌 + 𝑘𝑑 × 𝑇𝑅𝐻)=

0,332 × (10000 − 2424)

1 + (0,332 + 0,0025 × 41,7)≅ 1751𝑔/𝑚3

𝑃𝑥 = 𝑋 ×𝑄𝑑

2× 10−3 = 1751 ×

240

2× 10−3 ≅ 210𝑘𝑔/𝑑

𝑅𝑂 = 𝑄 × (𝑆0 − 𝑆) − 1,42 × 𝑃𝑋 = 120 × (10000 − 2424) × 10−3 − 1,42 × 210 ≅ 611𝑘𝑔/𝑑

Para fornecer a quantidade de oxigénio estimada, optou-se por instalar 2 arejadores de superfície

de 30KW por cada lagoa, com um débito de 1,7kg O2/KW.h, trabalhando durante 6,5h cada um

fornecem a seguinte quantidade de oxigénio:

2 × (30 × 1,7 × 6,5) ≅ 663𝑘𝑔 𝑂2/𝑑

A razão entre o oxigénio consumido e a redução da concentração de CBO5 foi estimada em:

𝑂2𝐶𝐵𝑂5

⁄ =𝑅𝑂

𝑄𝑑

2 × (𝑆0 − 𝑆)=

611

2402 × (10000 − 2424) × 10−3

≅ 0,67𝑘𝑔 𝑂2/𝑘𝑔 𝐶𝐵𝑂5

A carga orgânica estimada para a concentração inicial de CBO5 foi de:

𝑄𝑑2⁄ × 𝑆0

𝑉=

2402⁄ × 10000

5000× 10−3 ≅ 0,24𝑘𝑔 𝐶𝐵𝑂5/𝑚3. 𝑑

O rácio F:M foi estimado em:

𝐹: 𝑀 =

𝑄𝑑2⁄ × 𝑆0

𝑋 × 𝑉=

2402⁄ × 10000

1751 × 5000≅ 0,14𝑔 𝐶𝐵𝑂5/𝑔 𝑀𝐿𝑉𝑆𝑆. 𝑑

Câmara de mistura rápida

Para o pré-dimensionamento das câmaras de mistura rápida, fixou-se inicialmente um TRH de

30s, o que conduziu ao seguinte volume:

𝑉 =𝑄𝑑

2⁄ × 𝑇𝑅𝐻 =10

2 × 3600× 30 ≅ 0,042𝑚3 = 42𝐿

Por razões construtivas não é possível adotar uma câmara com apenas 42L, nesse sentido

definiram-se as características geométricas de modo a atingir um volume mínimo de 0,125m3,

corrigindo-se o TRH para:

𝑇𝑅𝐻 =𝑉

𝑄𝑑2⁄

=0,125

102 × 3600

= 90𝑠

119

Para estimar a potência do eletroagitador definiu-se um gradiente de velocidade de 1500s-1,

obtendo-se a seguinte potência:

𝑃𝑒 = 𝐺2 × 𝜇 × 𝑉 = 15002 × 0,00157 × 0,125 ≅ 442𝑊

Câmara de floculação

No pré-dimensionamento das câmaras de floculação definiu-se inicialmente um TRH de 60

minutos, estimando-se o volume total de:

𝑉 =𝑄𝑑

2× 𝑇𝑅𝐻 =

10

2 × 60× 60 = 5𝑚3

De modo a proporcionar uma desaceleração gradual das partículas em suspensão, consideraram-

se 4 compartimentos de volume idêntico, pelo que após definidas as características geométricas o

volume obtido foi de 5,32m3, alterando o TRH para:

𝑇𝑅𝐻 =𝑉

𝑄𝑑2⁄

=5,32

102 × 60

≅ 63,9 𝑚𝑖𝑛𝑢𝑡𝑜𝑠

Para estimar a potência do eletroagitador definiram-se os seguintes gradientes de velocidade de

87,5s-1, 75s-1, 62,5s-1 e 50s-1, obtendo-se as seguintes potências para compartimento 1, 2, 3 e 4,

respetivamente:

𝑃𝑒 = 𝐺2 × 𝜇 × 𝑉 = 87,52 × 0,00157 ×5,32

4≅ 16𝑊

𝑃𝑒 = 𝐺2 × 𝜇 × 𝑉 = 752 × 0,00157 ×5,32

4≅ 12𝑊

𝑃𝑒 = 𝐺2 × 𝜇 × 𝑉 = 62,52 × 0,00157 ×5,32

4≅ 9𝑊

𝑃𝑒 = 𝐺2 × 𝜇 × 𝑉 = 502 × 0,00157 ×5,32

4≅ 6𝑊

Decantador secundário

No pré-dimensionamento dos decantadores secundários de secção circular considerou-se

inicialmente um TRH de 4 horas e uma carga hidráulica de 0,75m3/m2.h, o que conduziu ao seguinte

volume total:

𝑉 =𝑄𝑑

2× 𝑇𝑅𝐻 =

10

2× 4 = 20𝑚3

120

As características geométricas foram determinadas com o objetivo de permitir que o fundo dos

decantadores tivesse entre 5⁰ e 8⁰. Desta forma, as dimensões obtidas conduziram a um volume

total de 20,90m3 e uma carga hidráulica de 0,72m3/m2.h, o que implicou um ligeiro aumento do TRH

para:

𝑇𝑅𝐻 =𝑉

𝑄𝑑2

⁄=

20,90

102⁄

≅ 4,18ℎ

Reservatório de água tratada

O reservatório de águas tratada foi pré-dimensionado para permitir um TRH de 24h. Arbitrando

que a unidade de osmose inversa tem uma taxa de recuperação de 90%, o caudal de

dimensionamento passa para 9m3/h, pelo que o volume obtido foi o seguinte:

𝑉 = 𝑄𝑑 × 𝑇𝑅𝐻 = 9 × 24 = 216𝑚3

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