COMPOSTAGEM: FUNDAMENTOS, TECNOLOGIAS, IMPACTOS E APLICAÇÕES

F.J. Antunes PereiraProfessor Catedrático, Universidade de Aveiro

Índice

1.INTRODUÇÃO

2.FUNDAMENTOS2.1-Descrição fenomenológica

2.2-Factores ambientais*Razão C/N*Arejamento*Humidade*Granulometria*Inoculação (“seeding”)*Agitação

3.EQUIPAMENTOS; TECNOLOGIAS

3.1-Pilha estática com arejamento natural (“windrow”) [com ou sem revolvimento]

3.2-Pilha estática com arejamento forçado

3.3-Reactores fechados*Verticais (silo)*Horizontais (caixa)*Tambor rotativo (túnel)

4.IMPACTOS4.1-Qualidade do composto (Contaminações)

4.2-Odores

5.AVALIAÇÃO DE CICLO DE VIDA

6.APLICAÇÕES BIBLIOGRAFIA

1-INTRODUÇÃO

Não há uma definição universalmente aceite para compostagem. Contudo, para efeitos práticos pode-se considerar a compostagem como uma operação em que decorre a decomposição biológica e a estabilização de substratos orgânicos, em condições que favorecem a geração de temperaturas termófilas como resultado de produção térmica biológica. Deste processo resulta um produto final que é estável, isento de agentes patogénicos e de sementes de plantas, o qual tem efeitos benéficos quando aplicado no solo.

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O produto final assim obtido é designado por composto. Também para este não existe uma definição universalmente aceite. Em termos práticos, contudo, considerar-se-á o composto como um condicionante orgânico de solos que foi estabilizado na forma húmica. O composto não atrai insectos e outros vectores de doenças infecciosas, e pode ser armazenado e manipulado sem inconvenientes, sendo benéfico ao crescimento de espécies vegetais importantes.

A compostagem é assim uma forma de estabilização de resíduos sólidos orgânicos, que exige condições processuais muito específicas e controladas de humidade, temperatura e arejamento. É essencial atingirem-se temperaturas termófilas (acima de 45 ºC) para garantir a completa pasteurização, a inactivação de agentes patogénicos e a destruição de sementes daninhas.

A compostagem é um processo que ocorre permanentemente na Natureza e sem a intervenção humana. A intervenção humana pretende emular o processo natural, realizando-o duma forma controlada com o objectivo de obedecer a requisitos tecnológicos e económicos. Neste contexto as condições processuais que mais influenciam o sucesso da operação são: humidade, temperatura, pH, razão ponderal Carbono/Azoto (C/N), e taxa de arejamento. Parte-se naturalmente do princípio que estão garantidas à partida as condições básicas de existência de macro e micronutrientes no meio de fermentação. Em rigor deve ter-se em atenção que estas condições processuais não são independentes umas das outras; por exemplo a taxa de arejamento influencia a temperatura, esta pode afectar a humidade, e assim sucessivamente; na prática procura-se um compromisso entre estes vários factores.

A estabilização biológica da matéria orgânica (oxidação por acção de microorganismos) na forma duma substância tipo húmus é levada a cabo através da criação e da manutenção dum ambiente adequado. Este pode ser ao ar livre (compostagem em pilha estática, ou "windrow") ou em espaço confinado (compostagem mecanizada, ou acelerada).

O processo não controlado ocorreu sempre na Natureza, e é através dele que esta recicla os resíduos agrícolas, e pode durar até um ano; com arejamento forçado, este tempo pode ser reduzido a uma semana ou menos.

A compostagem como processo aeróbio tem vantagens sobre a digestão anaeróbia devido a quatro importantes razões:

· O processo aeróbio não acarreta tão mau cheiro como o anaeróbio.· A elevada temperatura geralmente atingida nas pilhas aeróbias é eficiente na eliminação da maioria das plantas e animais patogénicos e parasitas.· A compostagem é um processo relativamente rápido.· Como o processo de compostagem cada vez é mais aplicado em operações de larga escala, o espaço disponível torna-se um factor limitante, favorecendo assim o processo aeróbio em detrimento do anaeróbio.

Embora uma instalação comercial de compostagem faça geralmente o tratamento de RSU (Resíduos Sólidos Urbanos), no entanto ela apenas processa de facto a fracção orgânica putrescível desses mesmos resíduos. Todos os outros componentes (não

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orgânicos) têm de ser previamente segregados em instalações próprias de separação, usando equipamento eletromecânico algo complexo, e posteriormente reciclados, incinerados ou aterrados. Este pré-tratamento mecânico pode ser feito em instalações separadas, ou, como é mais frequente, dentro da própria instalação de compostagem. Esta característica aplica-se, na realidade, e como é evidente, a qualquer instalação de tratamento biológico, incluindo portanto a de digestão anaeróbia. O tamanho e complexidade duma instalação de tratamento biológico dependem portanto da natureza dos resíduos a tratar, ou, em última análise, da sua proveniência. Neste aspecto interessa aqui distinguir essencialmente dois tipos:

· RSU (Resíduos Sólidos Urbanos): contêm aquilo a que se chama os componentes húmidos e os componentes secos. Os primeiros são constituídos essencialmente por restos de alimentação e são putrescíveis (biodegradáveis); os segundos não são biodegradáveis (com exceção do papel), e são geralmente separáveis para reciclagem: plásticos, metais, vidros, têxteis.

· Bioresíduos (biowaste): são constituídos essencialmente por componentes húmidos e de natureza orgânica putrescível, incluindo: resíduos de alimentação (fracção orgânica dos RSU), resíduos de jardinagem (relva, pode de árvores, etc), resíduos florestais, lamas de ETAR, etc.

É fácil de compreender que uma instalação de tratamento biológico processando RSU tenha de ser portanto de maior complexidade do que uma processando apenas bioresíduos. Devido aos problemas de contaminação do composto final com diversos produtos tóxicos (metais pesados provenientes das pilhas, baterias, plásticos, eletrodomésticos, e de orgânicos xenobióticos provenientes do uso de pesticidas, produtos farmacêuticos, produtos fitosanitários, etc), os quais representam um risco para a saúde pública e para o ambiente (através da cadeia alimentar), as modernas instalações de tratamento biológico restringem cada vez mais os materiais a processar somente a bioresíduos. Este facto tem incrementado significativamente a recolha selectiva na origem (recolha diferenciada) deste tipo de resíduos. Nestas condições, para além de se minimizarem os ricos de contaminação consegue-se também reduzir substancialmente o tamanho e complexidade das instalações. A recente Directiva 1999/31/CE relativa a aterros sanitários limita a quantidade de matéria orgânica dos resíduos sólidos a depositar no solo em sucessivas etapas; assim, e tomando como referência o ano de 1995, essas quantidades deverão ser reduzidas em 75% até 2006, em 50% até 2009, e em 35% até 2016.

Esta directiva foi transposta para o direito português através do Decreto-Lei nº 152/2002, de 23 de Maio de 2002 e, consequentemente, elaborada a "Estratégia biodegradáveis. Na Figura 1 esquematiza-se a evolução destas quantidades para os próximos anos.

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Figura 1-Evolução temporal prevista para as quantidades de RSU permitidas enviar para aterro sanitário (dados do Instituto Nacional de resíduos INR)

Como consequência, destinos alternativos terão de ser encontrados para essa matéria orgânica (bioresíduos), sendo os mais evidentes os tratamentos térmico (incineração, gasificação, pirólise) e biológico (compostagem, biometanização ou digestão anaeróbia). De entre eles, os térmicos não são, por um lado nem economicamente nem tecnicamente atractivos (devido ao elevado teor em humidade dos bioresíduos, que faz baixar o seu poder calorífico), e por outro têm cada vez menos aceitação pública. A alternativa do tratamento biológico assume, assim, um papel de relevo nos futuros sistemas integrados de gesto de resíduos. Esse papel torna-se tanto mais crítico quanto o seu impacto ambiental será muito em breve objecto de regulamentação (em discussão para aprovação na DGXI/EU) mais restritiva que a actual, como se verá mais adiante.

2-FUNDAMENTOS DO PROCESSO

2.1-DESCRIÇÃO FENOMENOLÓGICA

A compostagem aplica-se a matéria orgânica não tóxica, desde que em condições mínimas de porosidade e humidade: controlando a temperatura e a humidade consegue-se manter o processo aeróbio. O processo é auto-térmico, produzindo por si próprio o calor necessário (através da oxidação microbiológica da matéria orgânica)

à manutenção das temperaturas óptimas de reacção (30-70o C).

A reacção global pode sintetizar-se na seguinte reacção química:

Sólidos Voláteis gases biológicos (*) + biomassa celular(**) + composto humificado + calor

(*)CO2, H2O, H2S, COVs

(**)C5 H7 O2 N

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Um dos aspectos críticos desta reacção é o facto de ser exotérmica, resultando num aquecimento da massa em fermentação. Este aquecimento (entre 40-60 ºC) é benéfico para: (a) acelerar a velocidade do processo e (b) pasteurizar o produto. Contudo um aquecimento exagerado (acima de 70º C) é prejudicial pois conduz a inactivação por temperatura (devido à diminuição da diversidade microbiológica) e formação de esporos (esporulação), o que retarda o processo. O controle de temperatura faz-se em geral por remeximento mecânico ou por insuflação de ar ambiente. Para a maioria dos biosólidos a temperatura óptima de compostagem situa-se na gama de 40-50ºC.

No caso de bioresíduos os produtos duma instalação de tratamento biológico são basicamente os gases biológicos e o composto, como se viu na reacção química atrás. No caso de se processarem RSU, de recolha indiferenciada, no balanço mássico da instalação entram também os inertes (componentes secos, ou recicláveis). Nestas circunstâncias os produtos típicos duma compostagem são indicados na Tabela 1.

Tabela 1-Balanço mássico global típico duma instalação de compostagem de RSU não diferenciados.

Base: 1 ton RSUGases biológicos Composto Recicláveis Resíduo

(para aterro)260 Kg

( 460 m3)420 Kg 240 Kg 80 Kg

O composto obtido é uma substância rica em carbono orgânico, castanho-escura, cheiro a terra húmida e ausência de odores. É usado como condicionador de solos pobres, e tem um valor nutriente relativamente baixo (0,4 - 1,6% N; 0,1 - 0,4% P; 0,2 - 0,6% K).

Comparada com o processo de lamas activadas, para obter o mesmo grau de estabilização, a compostagem acelerada requer apenas uma pequena fracção da energia necessária para o arejamento, e corresponde a uma absorção de oxigénio cerca de 100 vezes superior.

A degradação aeróbia (compostagem) da matéria orgânica é levada a cabo pelas acções mecânica, química e biológica dum enorme variedade de organismos no contexto da cadeia trófica. Em compostagem a cadeia trófica envolve consumidores de primários, secundários e terciários. Na pirâmide da cadeia os materiais servem de alimentação a pequenos invertebrados (caracóis, diplópodes, quilópodes, etc) e que têm uma dupla acção:

(a) ao triturarem os resíduos criam uma maior área superficial pra a subsequente actuação de bactérias e fungos, os quais são por sua vez fonte de alimentação de outros invertebrados como ácaros e colêmbolos

(b) os nemátodos e anelídeos excretam produtos orgânicos que enriquecem o composto e servem de alimento às bactérias e fungos.

Gera-se assim um equilíbrio de consumos alimentares e fecham-se ciclos nutricionais. Por sua vez, à medida que cada decompositor morre, mais alimento é gerado para os outros decompositores.

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Em resumo, os resíduos sólidos orgânicos variam desde material altamente heterogéneo, presente nos resíduos municipais/lamas de tratamento de esgotos, a resíduos homogéneos provenientes de indústria alimentar. Contudo todos estes resíduos são misturas de açúcares, proteínas, gorduras, hemicelulose, celulose e lenhina, numa larga gama de concentrações. Os vários constituintes dos resíduos sólidos são selectivamente atacados pelas várias espécies microbiológicas da extraordinária complexidade de espécies de microorganismos presentes nos resíduos (p. ex. bactérias a açúcares solúveis, fungos a celulose, etc.). O calor resultante das várias actividades assimilatórias e dissimilatórias origina uma segregação de populações, cada uma predominando a uma dada zona de temperaturas.

Assim, no processo natural, podem distinguir-se três fases no processo (Fig. 2)

Figura 2 – Variação da temperatura e do pH ao longo do tempo durante a compostagemA: fase mesófila B: fase termófila C: fase de arrefecimento D: fase de maturação

1-Fase mesófila. Nos resíduos existem normalmente as bactérias mesófilas,

produtoras de ácido, que nesta fase elevam a temperatura até cerca de 40oC em pH ácido. A fase mesófila compreende o período de latência e o período de crescimento. O período de latência corresponde ao tempo necessário para os microorganismos colonizarem o meio e coincide com o período de trabalho microbiológico mais intenso; as moléculas complexas de matérias orgânicas biodegradáveis são atacadas tornando-se os alimentos microbiológicos assimiláveis, servindo para o período seguinte. No período de crescimento a multiplicação dos microorganismos está ao nível mais alto e devido à abundância de alimento, a reprodução das bactérias segue uma progressão geométrica. O período de crescimento é acompanhado de uma grande libertação de energia que eleva a temperatura do meio, permitindo a proliferação das primeiras espécies características de fase seguinte.

2-Fase termófila. À medida que a temperatura sobe, a população mesófila morre e dá

lugar às bactérias termófilas, a fungos e actinomicetos que são activos até 70oC, em pH básico.

Os diferentes tipos de bactérias termófilas habitam uniformemente todos os resíduos e são as únicas responsáveis da intensa actividade característica dos poucos dias em que

a temperatura atinge os 60 - 70oC e ocorrem as maiores mudanças no composto. Elas

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continuam a predominar ao longo do processo no interior da pilha onde as temperaturas são inibidoras dos actinomicetos e fungos.

Os fungos termófilos são um grupo bem definido que está confinado às camadas exteriores (5 - 15 cm) dos resíduos e se tornam activos 5 a 10 dias depois do início da fase; os actinomicetos surgem na fase final. Os fungos e actinomicetos desempenham um papel importante na decomposição da celulose, lenhina e materiais mais resistentes (na fracção papel e restos vegetais dos RSU, bem como chitina, proteína, etc, através da produção de enzimas extracelulares), resultando formas coloidais precursoras do húmus, de detritos diversos não fermentáveis e de uma grande quantidade de corpos microbiológicos e de substâncias produzidas pelos agentes biológicos, muitas vezes complexos organo-metálicos, assim como antibióticos. Os fungos atacam preferencialmente a celulose, enquanto os actinomicetos utilizam preferencialmente a hemicelulose e a lenhina. Os actinomicetos são capazes de crescer a temperaturas mais elevadas do que os fungos termófilos, tornando-se mais abundantes e até dominantes às elevadas temperaturas atingidas no composto, e são responsáveis pelo característico cheiro a terra húmida e fresca duma pilha em

compostagem. Se a temperatura for demasiadamente elevada, isto é superior a 70oC, os fungos, actinomicetos e a maioria das bactérias são inactivados e só subsistem bactérias formadoras de esporos (esporulação) que param o processo de degradação orgânica.

3-Fases de arrefecimento e maturação. Com o retardamento da decomposição a temperatura desce, e o meio é de novo invadido, desta vez em sequência inversa, pela população microbiológica activa (termófilas, mesófilas), completando-se as reacções. Nos processos naturais, o período de reacção intensa dura 2 - 5 semanas, comparadas com 2 - 5 dias numa instalação mecanizada.

O processo está completo quando a temperatura estabilizou e o material adquiriu uma cor castanho-escura. Um indício aproximado é o teor em amido se anular por ser o mais facilmente convertido, e dando uma indicação de quando o processo entrou na fase final. Em alternativa podem seguir-se o teor em CO2 e o COD.

A Tabela 2 dá uma ideia das espécies microbiológicas predominando durante a compostagem. Durante a compostagem as bactérias predominam sobre os fungos: a sua densidade populacional é cerca de 2 ordens de grandeza superiores (Fig. 3).

Tabela 2 – Géneros representativos dos micro organismos presentes no composto_____________________________________________________________________

Fungos Actinomicetos BactériasAbsidia Mucot Micromonospora Aerobacter Micrococcus

Aspergillus Nigrospora Nocardia Bacillus MyxococcusBotrytis Oospora Streptomyces Cellumonas Proteus

Byssochlamys Penicillum Thermoactinomyces Chondrococcus PseudomonasCephalosporium Rhizopus Clostridium Sarcina

Chaetomium Sporotrichum Diplococcus StreptococcusCoprinus Stibella Escherichia ThiobacillusFusarium Thermoascus

Geotrichum TorulaHumicola Trichoderma

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Figura 3- Densidade populacional das várias espécies microbiológicas durante a compostagem.

A descrição anterior é bastante simplificada; nela apenas se focaram dois parâmetros (pH e temperatura), mas outros há que são determinantes do decorrer das reacções de decomposição, como se verá mais adiante.

Em resumo, e com excepção dos sistemas com agitação mecânica, num processo de compostagem típico em pilhas estáticas, ou medas (“windrow”) estas são geralmente bastante heterogéneas em termos dos gradientes de temperatura e de concentração de oxigénio que se verificam no seu interior.

A Figura 4 mostra que numa pilha, o núcleo central (miolo) está mais quente que a periferia, sendo habitado essencialmente por microrganismos termófilos (>45 ºC). Este gradiente de temperatura origina correntes de convexão natural de ar quente (Fig.5), mas que não são suficientes para garantir a oxigenação adequada do núcleo visto que rapidamente se esgota a concentração local de oxigénio, podendo conduzir à paragem (ou retardamento) das reacções microbiológicas (inactivação por temperatura). Para o evitar, torna-se então necessário uniformizar a pilha ou por revolvimento ou por ventilação forçada de ar através dela. A homogeneização da pilha por qualquer destes processos origina menores gradientes de temperatura e de concentração de oxigénio, acelerando subsequentemente o processo global (ver Fig.s 6 e 7).

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Figura 4-Zonas de temperatura no interior duma pilha estática com arejamento natural, em fermentação

Figura 5-Correntes de convexão natural do ar, no interior duma pilha estática com arejamento natural, em fermentação

Figura 6-Perfil vertical de concentração de oxigénio no interior duma pilha estática com arejamento natural, em fermentação. (A) Três dias após revolvimento, (B)Variações no centro,

após sucessivos revolvimentos na fase inicial de compostagem

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Figura 7-Perfis de temperatura no interior duma pilha estática em fermentação. (A) com arejamento forçado, (B )com arejamento natural

2.2-FACTORES AMBIENTAIS

Os parâmetros que mais influem no processo são: razão C/N, taxa de arejamento, humidade, granulometria, inóculo, e agitação.

Razão C/NDevido à actividade microbiana, é necessário um fornecimento substancial de nutrientes (N e P), mas de N em especial. Se as reacções fossem lentas o azoto poderia ser reciclado, mas dado que há vários processos concomitantes, torna-se necessária a adição de N, a qual se pode caracterizar pela razão ponderal C/N.

Aparentemente, para C/N = 20, o azoto não limita a velocidade do processo; mas acima de C/N = 80 a degradação termófila é impedida pela deficiência em azoto. A maior parte dos sistemas opera entre estes 2 limites.

Para C/N < 30, parte do azoto é perdido para atmosfera na forma gasosa (NH3).

Algum do carbono, contudo, ainda está na forma "ligada" em compostos mais dificilmente biodegradáveis (celulose, lenhina) enquanto que o azoto está facilmente disponível para os microorganismos. Daí que a proporção mais adequada para evitar perdas de azoto estar, na pratica, situada na zona de 35 - 40. Como os resíduos municipais têm uma razão C/N da ordem de 35 - 80, é geralmente necessária a adição de azoto contido noutros materiais (Tabela 3).

Tabela 3-Valores da razão ponderal C/N para vários materiais compostáveis

MATERIAL RAZÃO C/Nlamas de esgoto 6,3 - 15,7resíduos de alimentação 14 - 15erva 20resíduos vegetais 40 - 80

Os componentes dos RSU com elevados C/N e que justificam a necessidade desta adição são, entre outros: papel (C/N = 173) e resíduos de madeira (C/N = 500 - 700).

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O valor de pH afecta também a perda de azoto, visto que acima de pH~7 dá-se a libertação de NH3 de soluções de amónia aquosa. Desta forma, para uma operação de

compostagem que necessita de pH ~8, não será possível reter azoto se C/N > 35.

Figura 8-Variação típica do pH num processo de compostagem (NOTA: Acima de ph~8,5 liberta-se NH3 e um conjunto de odores desagradáveis, com perda do valor agronómico

nutricional do composto obtido)

Se na fase inicial (Fig. 8) do processo for limitado o acesso de oxigénio (o processo torna-se anaeróbio), o pH continuará a descer; há contudo, no próprio composto, um efeito tamponizante natural que permite o pH estabilizar na zona alcalina desde que o processo permaneça aeróbio (manter-se o arejamento).

A zona de C/N mais conveniente para o composto final é da ordem de 12 - 20; valores demasiado elevados traduzem-se no facto de o composto "roubar" azoto do solo após aplicação.

O P não é geralmente limitante, já que os microorganismos consomem este elemento numa proporção mais baixa que N (cerca de C/P~5000).

Tal como na digestão anaeróbia, o excesso de ácidos voláteis, pode inibir a reacção. Contudo, a compostagem é menos sensível a este parâmetro, admitindo até 5000 - 10 000 ppm de ácidos, contra 2000 no caso do processo anaeróbio.

ArejamentoA oxidação microbiológica da matéria orgânica conduz, no caso geral, a 3 tipos de materiais: gases e vapores (CO2, H2O, H2S, NH3, COVs, etc), biomassa celular e composto final.

É possível calcular a quantidade de ar necessária ao processo, com base nas seguintes que traduzem a estequiometria das reacções, como se indica a seguir.

Oxidação incompleta. É a situação mais frequente, e traduz-se pela equação:

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CaHbOcNd + aO2 = nCwHxOyNz + sCO2 + rH2O + bNH3 ....(1)

A fórmula CwHxOyNz pretende traduzir a composição empírica do composto obtido.

Oxidação completa. Na eq. (1) é n=0, logo fica reduzida a:

CaHbOcNd + a O2 = aCO2 + rH20 + dNH3 ...(2)

sendo os novos coeficientes:

(OBS: Se o NH3 também for oxidado então pode verificar-se adicionalmente: NH3 +

2O2 = HNO3 + H2O)

O arejamento envolve implicitamente a conjugação de dois parâmetros indissociáveis, e que são críticos em compostagem: a concentração de O2 e a temperatura. Ambos variam durante o processo como resultado da actividade microbiológica, a qual consome O2 e liberta calor; se este último não for removido (por convexão natural ou forçada) o processo pára devido a inactivação (por causa da redução da biodiversidade microbiológica). Nestas condições o arejamento é das operações mais críticas na compostagem, visto que ele controla aqueles dois parâmetros, como se verá a seguir.

Oxigénio: um arejamento insuficiente (falta de O2) leva a fermentações aneróbias indesejáveis. Mas mesmo em condições de arejamento adequado, a própria natureza heterogénea dos resíduos origina sempre a criação de pequenas bolsas anóxicas, conduzindo à libertação de NH3 e H2S.

Temperatura: o calor é um dos produtos da oxidação microbiológica, e deve ser naturalmente aproveitado para elevar a temperatura do substrato ao valor óptimo para reacção química, poupando-se assim a importação de energia de fontes externas. Cada substrato tem uma gama de temperatura óptima de fermentação, abaixo da qual a reacção é demasiado lenta e acima da qual há esporulação e perda de diversividade

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microbiológica, temperaturas excessivamente altas também provocam libertação desnecessária de odores indesejáveis. Essa gama de temperatura para a maior parte dos substratos orgânicos situa-se entre 50-60ºC. O nível de temperatura é importante não só por uma questão de velocidade de reacção química, mas também porque em compostagem ele permite uma pasteurização da massa em fermentação, obtendo-se um produto final (composto) isento de risco para a saúde pública. Durante a pasteurização as populações microbianas patogénicas inicialmente presentes nos resíduos são progressivamente substituídas por bactérias e fungos não infecciosos. Os tempos e temperaturas de exposição mais adequados à pasteurização serão comentados mais adiante, aquando da descrição dos impactos ambientais, mas considera-se que 48 h a 50ºC são condições geralmente adequadas.

Em resumo, verifica-se que a correcta operação de compostagem exige um compromisso entre velocidade de reacção, redução de patogénicos, e produção de odores. Este compromisso consegue-se, para a grande maioria dos substratos, mantendo a temperatura na gama de 50-60ºC. Para conseguir estabilizar a temperatura nesta gama o calor produzido por oxidação microbiológica tem que ser parcialmente removido, o que se consegue essencialmente por arejamento controlado; este remove o calor em excesso não só pelas convexões forçada e natural mas também por arrefecimento provocado pela evaporação da humidade do resíduo (Fig. 9).

Figura 9-Controle do processo de compostagem: interacção temperatura e arejamento numa pilha estática. (a)Perfil óptimo de evolução, (b)Elementos do sistema de controle por retroacção.

Verifica-se tanto teoricamente como empiricamente que durante o período de maior actividade biológica (termófilo) o caudal de ar necessário para o controlo de temperatura (arrefecimento) é muito superior ao necessário para a oxidação microbológica; assim, desde que esteja assegurado o controlo de temperatura está também assegurado automaticamente o fornecimento de O2 à respiração

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microbiológica (estequiometria da reacções 1 e 2 vistas atrás). Geralmente o caudal de ar necessário na fase termófila pode ser estimado pela relação:

0,11 (1,066)T

expresso em [mg. (O2)/h - g (matéria volátil inicial)], com T(ºC).

O arejamento fornece o oxigénio necessário à oxidação e remove o calor e o vapor de água formados. O caudal de ar tem de ser tal que a concentração de oxigénio não baixe além do 14 - 17% (vol), i.e., quando cerca de 1/3 do oxigénio inicial foi consumido; abaixo de 10% de oxigénio o processo decorre por mecanismo diferente. Como o oxigénio é convertido num volume equivalente de CO2, a concentração deste

nos gases é também um bom índice, não devendo exceder 3 - 6% (vol). Estes valores são particularmente importantes na fase termófila.

Os gases de escape saem saturados em vapor, à temperatura da massa. A 60oC

verifica-se tipicamente que partindo de 1 m3 de ar:

· se libertam 23,5 KJ de energia· se libertam 130 g de vapor· se consomem 25 g de C do composto (a 10% CO2).

Durante a compostagem, cerca de 50% do carbono inicial é libertado sob a forma de CO2. Nestas condições, sabida a composição dos resíduos iniciais, pode calcular-se

também, independentemente, a quantidade de ar para a estabilização. Como os valores anteriores se referem somente à fase termófila, de maior intensidade, eles são conservadores (por defeito).

HumidadeEm teoria seria desejável conduzir o processo como no caso de lamas activadas, fazendo o arejamento forçado duma suspensão orgânica contendo cerca de 100% de água. Dados os elevados volumes de efluente a tratar que daí resultariam esta técnica seria praticamente irrealizável, preferindo usar-se o material simplesmente húmido, com cerca de 55% de água; teores superiores a este conduzem à colmatação dos poros dificultando o acesso de oxigénio, já que o coeficiente de difusão do O2 na água é cerca de 10000 vezes inferior comparativamente ao do mesmo coeficiente no ar.

GranulometriaO material deve ser moído até 2-7 cm de tamanho para assegurar uma boa transferência de massa (oxigénio) e de calor (uniformidade de temperatura). Se o material a compostar for lamas de ETAR, ou análogo, será necessário juntar um agente de porosidade ("bulking"), que é um material orgânico ou inorgânico de dimensões suficientes para fornecer um suporte estrutural e conferir uma certa porosidade quando adicionado. O agente de "bulking" mais usado é constituído por cavacos de madeira, ou estilha de madeira, mas também se usam pneus triturados, cascas de amendoim, aparas de árvores, etc. Por vezes é necessária a separação e reutilização do agente bulking devido aos grandes volumes vulgarmente usados e aos elevados custos dos materiais, tais como os cavacos.

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Inóculo ou Sementeira (“seeding”)Para acelerar o processo usa-se por vezes um inóculo específico. Em vez disso pode também reciclar-se 1-5% do material em decomposição dentro do reactor. No caso de introdução de lamas provenientes do tratamento de esgotos o objectivo, mais do que "seeding" é fornecer a água necessária aos resíduos sólidos e alguns nutrientes (especialmente azoto). A inoculação não altera a velocidade nem o rendimento global de compostagem, mas abrevia (apenas ligeiramente) a sua duração total por reduzir o período de atraso (“lagging”) inicial; contudo comparado com o tempo total do processo este encurtamento não é significativo.

AgitaçãoEm sistemas de “windrow” é importante garantir a transferência de massa e de calor, tal como era exigido também no caso da granulometria; para isso a pilha necessita de uma agitação periódica o que se consegue por remeximento, ou revolvimento. A agitação tem ainda o efeito de evitar a colmatação dos poros por condensação de vapor de água nas zonas mais frias, e evitar a aglomeração do sólido (por efeito de secagem exagerada em zonas preferenciais) com o consequente escoamento preferencial do ar ("channelling"). Em sistemas estáticos o efeito de arejamento é conseguido à custa da introdução de um agente de porosidade, já que aqui a transferência de massa e de calor se fazem exclusivamente por convexão natural.

Em resumo, o processo de compostagem (em especial no caso da compostagem acelerada) para atingir elevadas eficiências, deve ser controlado nos seguintes limites de parâmetros operacionais:

· granulometria: 3 - 13 mm· C/N entre 20 e 40, e conter o mínimo de outros nutrientes indispensáveis· humidade: 45 - 65% (55% óptimo para a maioria dos materiais)· temperatura: 45 – 65ºC· pH: 5,5 - 9· agitação suave ou lenta, para homogeneização· caudal de ar tal que a concentração de oxigénio não desça dos 5% (no mínimo)

3. EQUIPAMENTO E TECNOLOGIAS

A tecnologia de compostagem de RSU é descrita com profundidade em vários livros, hoje considerados como obras de referência (AGTHM, 1985; Gotaas, 1956; Haug, 1993; Martin, 1991; Mustin, 1987; Satriana, 1974; Tchobanouglous et al., 1993).

Conceptualmente, a compostagem desenrola-se em três fases, que são comuns à maioria dos processos, e que são:

1-Preparação dos resíduos. O pré-tratamento dos resíduos antes da compostagem inclui a trituração até 7 cm de diâmetro (moinhos de martelos) e separação de materiais não compostáveis: inorgânicos (metal, vidro) e orgânicos (plásticos); esta separação é feita em crivos rotativos (trommel) ou por elutriação com ar, ou em separadores balísticos e magnéticos.

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2-Digestão. Pode ser feita ao ar livre (processo natural, em "windrows"), ou confinada (processo mecânico, acelerado). Os vários tipos de equipamento serão discutidos mais adiante.

3-Purificação e estabilização. A estabilização final da matéria orgânica (maturação) não ocorre no reactor durante a compostagem convencional; esta impraticabilidade deve-se ao excessivo tempo que seria necessário. No entanto é muito importante saber quando é que um composto atinge o grau suficiente de maturidade, por várias razões, tais como: (1) saber quando é que um composto está em condições de ser usado na produção agrícola, pois um grau de compostagem insuficiente pode ser prejudicial às culturas (por apresentar fitotoxicidade); (2) saber quando é que o material está livre de patogénicos, maus cheiros e outros factores maléficos. À saída da digestão o material pode ainda sofrer nova operação de moagem e separação para melhorar o aspecto (textura uniforme) e para remoção de componentes inaceitáveis (vidros, plásticos) antes de ser finalmente ensacado.

A Fig. 10 mostra o flow-sheet geral duma instalação de compostagem.

Figura 10 - Fluxograma para a compostagem de lixo urbano (RSU)

Existe hoje em dia uma grande diversividade de equipamento para compostagem, que seria difícil de descrever na totalidade em pormenor. Contudo verifica-se que praticamente todo o equipamento se resume a dois tipos conceptuais (Tabela 4):

Tabela 4-Tipos gerais de sistemas de compostagem

SISTEMAS ABERTOS(pilhas, medas)

SISTEMAS CONFINADOS(reactores)

·Com arejamento natural e remeximento (“windrow”)

·Verticais·Horizontais

·Tambor rotativo·Com arejamento forçado e estático

Na Fig. 11 estão representados esquematicamente estes conceitos.

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Figura 11 - Tipos conceptuais de equipamento de compostagem

Vejamos alguns destes reactores mais em pormenor.

3.1-PILHAS DO TIPO “WINDROW”

Uma vez construídas estas pilhas não são mecanicamente agitadas. A ventilação faz-se por difusão molecular do O2 e por convexão natural do ar: o núcleo interior (“miolo”) está quente (devido ao calor de reacção), pelo que o ar mais quente tende a subir, sendo compensado por entrada de ar fresco por baixo (convexão natural – ver Figuras 5 e 11A). Uma vez que não há agitação mecânica (como nos sistemas confinados) há tendência para surgirem dois tipos de problemas:

·haver compactações locais, visto que o material ao fermentar diminui de volume (gasificação do sólido), criando-se zonas anóxicas e, entre elas, zonas ou canais de escoamento preferencial (“channeling”),

·a parte exterior da pilha, em contacto com o ar ambiente, permanece sistematicamente mais fria e seca, impedindo a evolução normal do processo

Para obviar estes inconvenientes as pilhas são reviradas ou revolvidas periodicamente (1 a 2 semanas), para garantir a manutenção duma adequada porosidade. Esta é a principal função do revolvimento, embora outra vantagem seja a re-oxigenação do interior; contudo este é de curta duração pois rapidamente se esgota o O2 nos poros. No caso de materiais mais finos (lamas de esgoto, por ex.), além do revolvimento faz-

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se a adição de agente de porosidade (cavacos ou estilha de madeira, casca de pinheiro, etc) o qual não sendo degradável é mecanicamente separado no final do processo para posterior reciclagem nas novas pilhas. Quanto ao equipamento usado no revolvimento, para pequena escala de operação, um simples trator com pá frontal é suficiente (Fig. 12), mas para uma escala maior usam-se máquinas especialmente concebidas ou dedicadas, umas acopláveis a um tractor que fornece simultaneamente a mobilidade e a potência para o remeximento, outras auto-suficientes em energia mecânica. A operação mecânica está ilustrada na Fig. 13.

Figura 12-Tipos de equipamento para revolvimento de pilhas de compostagem (pá de tractor)

Figura 13-Tipos de equipamento para revolvimento de pilhas de compostagem (tractor auto-suficiente)

3.2-PILHA ESTÁTICA COM AREJAMENTO FORÇADO

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A configuração é a mesma de “windrow” (incluindo a adição de agentes de porosidade) excepto que o arejamento é forçado com o auxílio dum ventilador que insufla ar por uma grelha multiperfurada na base da pilha (Fig.s 11B e 14). A ventilação é contínua, mas o caudal de ar injectado é variável ao longo do processo de modo a manter a temperatura constante (controle de temperatura por rectroacção sobre o caudal de arejamento, Fig. 9B). Recordar que a função do arejamento é controlar duas variáveis importantes do processo: concentração de O2 e temperatura. A primeira não deve ser inferior a cerca de 17% O2 nos gases de saída e a segunda deve situar-se na gama 50-60ºC, dependendo do substrato.

Figura 14 - Configuração de pilha estática com arejamento forçado.

Entre o tipo de “windrow” e o de pilha com arejamento forçado há ainda um sistema intermédio chamado de arejamento passivo. Neste a pilha é montada sobre uma grelha de tubos perfurados (abertos ao ar nas duas extremidades). Fazendo-se o arejamento por efeito de túnel: a convexão continua a ser natural mas é mais eficiente. Neste caso não há revolvimento.

3.3-REACTORES FECHADOS

1-Verticais. Têm mais de 4 m de altura e são do tipo silo (Fig.s 11D e 15). O material é introduzido pelo topo, cai por gravidade e é recolhido no fundo. O ar é insuflado em contra-corrente com os sólidos. Devido ao longo trajecto que os gases têm de atravessar (altura elevada do silo) o controlo de temperatura e de concentração de O2

é mais difícil de realizar do que nas pilhas estáticas, visto que se originam gradientes apreciáveis daqueles parâmetros ao longo do reactor. Estes inconvenientes são minimizados invertendo periódicamente o sentido do fluxo de ar ou insuflando este horizontalmente. Estes reactores são usados mais frequentemente para lamas de ETAR do que para RSU.

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Figura 15 – Reactor de compostagem vertical

2-Horizontais. Nesta configuração a altura de resíduos é menor (cerca de 2-4 m), pelo que a trajectória do ar insuflado pela base origina menores gradientes de concentração e de temperatura do que nos reactores verticais (Figs. 11B e 16). O controlo destes dois parâmetros é feito pelo mesmo mecanismo de rectroacção usado nas pilhas estáticas. Por vezes estes reactores podem ter agitação mecânica e fluxo alternado do ar insuflado.

Figura 16 – Reactor de compostagem horizontal (com agitação)

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3-Tambor rotativo (tipo DANO). Os resíduos são introduzidos numa das extremidades do tambor (dimensões aproximadas: 2-4 m Æ, e até 45 m de comprido, rodando entre 0,5 e 2 rpm) e depois recolhidos no outro extremo; para permitir o deslocamento natural no interior por queda por gravidade o tambor é ligeiramente inclinado para a saída (Fig. 11C); a configuração é semelhante à de um forno de “clinker”. O ar é insuflado em contracorrente com os resíduos. A rotação também permite uma melhor homogeneização e trituração dos resíduos, e obviar os gradientes de concentração e de temperatura. Comparando os vários tipos equipamento verifica-se que os de sistema fechado têm maiores custos de investimento e de operação comparativamente com os abertos. Por essa razão o tempo de residência dos resíduos no interior dos primeiros é mantido no mínimo (cerca de 1 semana nos verticais e 2-3 dias nos de tambor) e restringido essencialmente à fase mais activa (termófila); daí que após a saída do reactor o produto tenha de sofrer ainda uma estilização em parque fechado e arejado por mais cerca de 3-4 semanas, para completar o processo de compostagem, em particular a cura ou maturação (fase em que se formam os compostos húmicos responsáveis pelas características de fertilização do composto). A compostagem em “windrow” tem custos relativamente baixos, mas pode tornar-se dispendiosa em termos de necessidade de terreno.

Para finalizar faz-se um resumo comparativo das características operacionais dos vários de equipamento (Tabela 5).

Tabela 5-Características operacionais típicas dos sistemas de compostagem

Tecnologia SubstratoTempo necessário

Compostagem activa MaturaçãoGama Típico

1-Pilha estática sem revolvimento(compostagem passiva)

-Resíduos verdes (jardim, parque, horta)

2 – 3anos

2anos

Não necessita

2-Pilha estática com revolvimentoinfrequente

-Resíduos verdes

1/2 – 1ano

6meses

4meses

-Estrumes 4 – 8meses

6meses

1 – 2meses

3-Pilha estática com revolvimento frequente

-Estrumes 1 – 4meses

2meses

1 – 2meses

4-Pilha estática com arejamento forçado

-Lamas 3 – 5semanas

4semanas

4 – 8semanas

5-Reactor de tambor

-Lamas-RSU

3 – 8dias

- 2meses

6-Reactor de silo vertical

-Lamas-RSU

1 – 2semanas

- 8 semanas

Indicam-se também, na Tabela 6, as gamas de condições operatórias típicas dos sistemas de compostagem (independentemente da tecnologia usada).

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Tabela 6-Condições operatórias dum processo de compostagem típicoParâmetro Gama genérica Gama preferidaRazão ponderal C/N 20-40 25-35Humidade (%) 40-65 50-60Concentração de O2 (%) >5 >12Granulometria (mm) 3-13 (1)pH 5,5-9 6,5-8,0Temperatura (ºC) 45-65 55-60 (1) Depende da natureza do substrato

4- IMPACTOS

Uma análise típica dum composto deve indicar pelo menos o teor em matéria orgânica, em humidade, e em inertes. Acessoriamente, em aplicações agrícolas mais específicas pode ser necessário analisar também os teores em metais pesados tóxicos, a biodisponibilidade em nutrientes (poder fertilizante), e a fitotoxicidade (ensaios de germinação, testando o desenvolvimento de certas sementes; é conhecido p.ex., que na fase final termófila, o composto é inibidor do crescimento vegetal).

A Tabela 7 dá uma ideia das características típicas dum composto.

Tabela 7 - Composição típica de um composto (% em peso)

a) GERAL: Humidade 30 - 50 % Orgânicos 10 - 30 % Inertes 30 - 70 % pH ( 1: 10 ) 6 - 9 Tamanho ( mm ) 2 - 10 Alcalinidade ( CaO ) 1 - 20 Sais totais ( KCl ) 0,5 - 2,0 b) ELEMENTAR (base seca): N 0,1 - 1,8% P ( P2O5 ) 0,1 - 1,7% (0,2-3,8%)

K ( K2O ) 0,1 - 2,3% (0,1-2,8%)

S 0,5 - 3,0% Fe 0,8 - 1,5% B 60 - 360 ppm Cd 15 - 40 ppm Cu 90 - 260 ppm Zn 800 - 1200 ppm Pb 200 - 400 ppm Hg 1 - 5 ppm

Mais do que o valor nutriente é o teor em matéria orgânica que interessa ao solo visto que é a matéria orgânica que:

(i) melhora as características físicas (porosidade, friabilidade) do terreno, tornando-o fácil de lavrar, e suporta os vermes (que mantêm a porosidade, facilitando o acesso do ar, a percolação das águas da chuva, reduzindo assim o escoamento superficial e erosão).

(ii) aumenta a capacidade de retenção de água do terreno (300 - 500% de água) facilitando a sobrevivência do coberto vegetal nos períodos de seca.

(iii) reduz o arraste dos fertilizantes pela água das chuvas, retendo estes; outra forma de retenção de N e P é conseguida à custa da conversão, pela matéria orgânica, das suas formas solúveis numa forma orgânica incorporada no tecido celular dos

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microorganismos, que após a sua morte, deixam aqueles dois nutrientes disponíveis no solo para as raízes.

(iv) acelera a actividade biológica essencial ao crescimento das raízes.(v) solubiliza sais minerais inorgânicos (p.ex. fosfatos), tornado-os acessíveis

às raízes.

Contudo, para além destes constituintes macroscópicos, também poderá potencialmente entrar na composição do composto uma série de elementos orgânicos e inorgânicos com carácter tóxico (Amlinger, 2004), dependendo da constituição do resíduo original a partir do qual o composto foi obtido, condicionando portanto a qualidade deste. Assim, a qualidade do composto pode constituir um impacto potencialmente negativo para o Ambiente e Saúde Pública, aquando da sua aplicação nos solos, através desta contaminação sucessiva.

Para além disso, não só durante o processo de compostagem como na posterior aplicação no terreno, podem libertar-se odores prejudiciais à Saúde Pública.

Analisaremos estes dois aspectos separadamente: Qualidade do composto (contaminação) e libertação de odores.

4.1-QUALIDADE DO COMPOSTO (CONTAMINAÇÃO)

A qualidade tem sido objecto de muita discussão a nível da EU e pode encarar-se em três contextos diferentes: (a) no do estabelecimento de parâmetros de qualidade física, química e microbiológica, (b) no da atribuição do Rótulo Ecológico (como “soil improver”, ou “growth medium”) e (c) na definição dos parâmetros operacionais da tecnologia de tratamento biológico.

Estabelecimento de parâmetros de qualidade física, química e microbiológicaA contaminação diz respeito a plásticos, metais, vidros, e patogénicos. O problema existe apenas quando há recolha indiferenciada de lixo. Actualmente, e para o evitar, há tendência para a recolha selectiva de fracção orgânica na origem (biosólidos).

Os metais pesados inicialmente presentes nos resíduos, e que após moagem ficam aderentes à matéria orgânica, podem aparecer no produto final e penetrar na cadeia alimentar através do terreno, se os seus teores não forem controlados. São eles:

a)Hg: proveniente de baterias de carros, e desperdícios hospitalares, fotográficos, rádios, etc.

b)Cd: proveniente de tintas (usado como pigmento) e plásticos (usado como estabilizador); ainda de películas protectoras anticorrosivas de metais.

c)Cu e Zn: provenientes da corrosão metálica, tintas (usados como pigmentos) e corantes.

d)Boratos: provenientes de adesivos em cartão de embalagem.

Embora o cobre e zinco sejam essenciais, em micro quantidades, ao desenvolvimento vegetal, são tóxicos em quantidades suficientemente elevadas. Não existem infelizmente normas de regulamentação do teor em metais dos compostos obtidos por fermentação dos resíduos urbanos, nem nacionais nem da União Europeia. Contudo

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praticamente todos os países europeus têm as suas próprias normas internas e que são bastante variáveis (Hogg et al., 2002). Normalmente verifica-se que o teor em metais das lamas domésticas é sistematicamente superior ao do dos compostos urbanos. Dado existir uma Directiva Comunitária para a aplicação daquelas lamas nos solos agrícolas (Directiva 86/278/CEE de 12 de Junho, transposta para a legislação nacional através do Dec-Lei Nº 118/2006, de 21 Junho, o qual veio actualizar o Dec-Lei Nº 446/91 de 22 de Novembro; este foi recentemente regulamentado pelo Despacho Nº 309-G/2005 de 19 Abril) deve, para efeitos comparativos utilizar-se esta Directiva, garantindo assim uma margem de segurança adicional. A Tabela 8 indica os níveis permitidos.

Tabela 8-Níveis de metais pesados permitidos em lamas domésticas para aplicação agrícola (Directiva 86/278/CEE de 12 de Junho)

Metal Cádmio Cobre Níquel Chumbo Zinco Mercúrio CrómioLimites (ppm)§

20-40 1000-1750 300-400 750-1200 2500-4000 16-25 1000-1750

§ O mesmo que [mg/kg]. Sempre referidos a base seca, e para uma gama de pH. Notar ainda que a taxa de aplicação no solo está também regulamentada na mesma Directiva, em função do teor do solo nos mesmos metais.

O Dec-Lei Nº 118/2006, de 21 de Junho, estabeleceu o regime a que obedece a utilização de lamas de depuração em solos agrícolas, transpondo para a ordem jurídica nacional a Directiva 86/278/CEE, do Conselho de 12 de Julho, relativa à valorização agrícola de lamas de depuração, de forma a evitar efeitos nocivos para o homem, para a água, para os solos, para a vegetação e para os animais e para promover a sua correcta utilização.

Por outro lado, vidros e plásticos que tenham acompanhado a matéria orgânica ao longo do processo, interferem na manipulação do composto e na alimentação animal.

Finalmente, do ponto de vista bacteriológico, a menos que as condições de operação não tenham sido adequadas, praticamente todos os patogénicos são destruídos (Tabela 9). As bactérias patogénicas e outros microorganismos perigosos encontram-se em

Tabela 9 - Condições ambientais para destruição dos patogénicos e parasitas mais comunsORGANISMO OBSERVAÇÕES _______________________________________________________________________________ Salmonelia typhosa Nenhum crescimento para além de 46oC; morte em 30 min a 55 -60oC

e em 20 min a 60oC; destruição em pouco tempo com o composto no meio ambiente.

Salmonelia sp. Morte em 1h a 55oC e em 15 -20 min a 60oC. S higella sp. Morte em 1h a 55oC. Escherichia coil A maioria morre em 1h a 55oC e em 15 -20 min a 60oC. Entamoeba histolytica, cisto Morte em poucos minutos a 45oC e em poucos segundos a 55oC. Taenia saginata Morte em poucos minutos a 55oC. Trichinella spiralis, larva Morte rápida a 55oC; morte instantânea a 60oC. Brucella abortus ou B. suis Morte em 3 min a 62 - 63oC e em 1h a 55oC. Micrococcus pyogenes var, aureus

Morte em 10 min a 50oC

Streptococcus pyogenes Morte em 10 min a 54oC. Mycobactyerium Tuberculosis var hominis

Morte em 15 -20 min a 66oC ou após aquecimento momentâneo a

67oC. Corynebacterium diphtheriae Morte em 45 min a 55oC. Necator americanus Morte em 50 min a 45oC. Ascaris lumbricoides, ovos Morte em menos de 1h a temperaturas superiores a 50oC.

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condições de competição biológica desfavorável, devido à intensa proliferação de espécies microbiológicas de biodegradação em meio aeróbio com temperatura e humidade elevadas e formação de antibióticos. Para os organismos patogénicos, o lento e progressivo aumento de temperatura, do início da fermentação, em meio húmido e rico em substâncias orgânicas nutritivas provoca a aceleração do metabolismo dos ovos de parasitas. Assim, a rápida eclosão e evolução dos ovos até às formas de vida mais vulneráveis, causa a própria exterminação dos parasitas devido à temperatura elevada então atingida.

O diagrama da Figura 17 mostra as condições ambientais necessárias para pasteurização da massa em compostagem. Notar contudo que a pasteurização completa pressupõe que toda a massa esteja nas condições indicadas; na prática, por

Figura 17-Condições ambientais necessárias para pasteurização durante o processo de compostagem (adaptado de Feachem et al., 1983)

razões que se prendem com dificuldades de homogeneização da mistura sólida não é fácil de garantir uma transferência de calor tão eficiente que promova uma temperatura tão uniforme, pelo que é necessário usar um factor de segurança.

Atribuição do Rótulo Ecológico como “soil improver” (ou “growth médium”) A qualidade do composto para efeito de atribuição do Rótulo Ecológico (baseado essencialmente na Análise de Ciclo de Vida) é regulamentada pela Decisão 98/488/EC (7 de Julho), que foi actualizada pela Decisão 2001/668/EC (28 de Agosto). Esta regulamentação ainda está a ser revista. Os limites de concentração de metais pesados exigidos são mais restritivos do que os constantes da antiga Directiva

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86/278/EC (12 de Junho) para lamas biológicas; eles estão indicados na Tabela 10, juntamente com outros regulamentos Comunitários.

Tabela 10-Limites de concentração e metais pesados em bioresíduos fermentados: comparação da legislação existente (i)para lamas como fertilizantes de solos, (ii)para o Rótulo Ecológico e

(iii)a emanada do Grupo de Trabalho da DGXI (EU)

Metal

Limite de concentração, mg/kg (bs)Directiva

86/278/CE(lamas) (1)(4)

Decisão2001/668/CE

(rótulo ecológico) (5)

Grupo de trabalho em bioresíduos, da EU/DGXI (2)

CompostoEstabilizado (3)Classe 1 Classe 2

Zn 2500-4000 300 200 400 1500Cu 1000-1750 100 100 150 600Ni 300-400 50 50 75 150Cd 20-40 1 0,7 1,5 5Pb 750-1200 100 100 150 500Hg 16-25 1 0,5 1 5Cr 1000-1750 100 100 150 600Mo (1) 2Se (1) 1,5As (1) 10F (1) 200(1) Só para composto a partir de resíduos industriais(2) EU (2001), Report DG ENV A2/LM/biowaste (2nd Draft)(3) Proveniente da biometanização (digestão anaeróbia)(4) Transposta pelo Dec-Lei Nº 446/91 (22 Nov); actualizado pelo Dec-Lei Nº 118/2006 (21 Junho)(5)Actualiza a Decisão 98/488/CE (7 Junho)

Também são impostos outros limites, como:

-Contaminantes físicos (metal, vidro, plástico): <0,5%-N org <2% e N inorg <20% do N total-Samonella: ausente em 50 g-E. Coli: <1000 MPN/g (MPN = most probable number)

Além disso a rotulagem do produto deve indicar os seguintes parâmetros: humidade, SV, razão C/N, pH, N total, P, K, teste de maturação, condutividade eléctrica.

Definição dos parâmetros operacionais da tecnologia de tratamento biológicoA optimização das condições operatórias das tecnologias de fermentação de bioresíduos, com vista a minimizar os impactos no Ambiente e Saúde Pública dos produtos dos respectivos processos, está actualmente em discussão na União Europeia (EU, 2000); especificamente serão normalizados os seguintes aspectos:

-no seu Anexo I, quais as substâncias no novo CER-Catálogo Europeu de Resíduos (Decisão 2000/532/CE, de 20 Dez) que podem ser consideradas como bioresíduos

-a obrigatoriedade de recolha separativa na origem dos bioresíduos; para os RSU residuais (i.e., que não foram separados selectivamente, ou que resultam de refugo de outros processos de tratamento) destinados a aterro sanitário deverão ter um Índice de

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Actividade Respiratória após 4 dias (IAR4) inferior a 10 mg O2/gSV ou, em alternativa, um Índice Dinâmico de Respiração (IDR) abaixo de 1000 mg O2/h.KgSV.

-que durante o processo de compostagem em pilha os resíduos devem ser expostos a temperaturas > 55ºC (2 semanas) ou > 65ºC (1 semana); para compostagem em reactor deverá ser > 60ºC (1 semana); para biometanização deverá ser > 55ºC (mínimo de 24 horas), com tempo de retenção hidráulico superior a 20 dias

-os limites de concentração em metais pesados não devem exceder os indicados na Tabela 10 atrás

-os parâmetros de qualidade do produto serão monitorizados mensalmente (em instalações de capacidade superior a 10000 t/a de produto), e incluir as seguintes análises: ST, SVT, densidade, condutividade eléctrica, pH, N, P, K, Ca, Mg, B, Mo, IAR4, IDR, Salmonella spp, Clostridium perfringens, índice de germinação, metais pesados (Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn, Hg), PAHs, PCBs, índice de odor.

4.2-ODORES

A emanação dos odores é inevitável, mas pode ser tecnicamente controlada entre limites aceitáveis, em particular nos processos mecanizados (confinados); o mesmo não acontece sempre, contudo, nos processos naturais, em que a dispersão pelo vento de papel, plástico, etc., pode originar um problema ambiental adicional.

Alguns dos compostos orgânicos responsáveis pela formação de odores durante a compostagem estão indicados na Tabela 11.

Tabela 11-Compostos orgânicos responsáveis pela formação de odores em compostagem (adaptado de Miller and Macauley, 1998)

Composto FórmulaLimite deDetecçãoolfactiva

(nl/l)Etanal CH3CHO 2Ácido butanóico CH3CH2CH2COOH 0,28Amoníaco NH3 37Trimeti-1-amina (CH3)2N 43-Metilindol (escatol) C6H5C(CH3)CHNH 7,5E-5Ácido sulfídrico H2S 1,1Sulfureto de carbonilo COS -Sulfureto de dimetilo CH3S CH3 20Dissulfureto de dimetilo CH3SSCH3 -Sulfureto de dietilo CH3CH2SCH2 CH3 0,25Sulfureto de metilo CH3SH 1,1Sulfureto de etilo CH3CH2SH 0,016

As soluções técnicas, reflectem-se necessariamente nos custos finais (Mills, 1995). A medida primária que deve tomar-se no sentido de minorar a formação de odores é a de prevenção, ou seja realizar a fermentação nas condições tecnológicas optimizadas, tal como de descreveu anteriormente. A emissão de odores pode ser tecnicamente controlada entre limites aceitáveis, em particular nos processos mecanizados (confinados). O mesmo nem sempre acontece nos processos naturais, em que a

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dispersão de papel, plástico, etc., podem originar um problema ambiental adicional. Actualmente o processo mais vulgarizado para tratar os gases do processo é por biofiltração, usando o próprio composto como meio de suporte para o desenvolvimento duma flora e fauna que assimilam o carbono orgânico desses vapores. O problema é agravado pela inexistência de legislação que regulamente os níveis de emissão e concentração aceitáveis. Nalguns países contudo, existem actualmente “valores-guia” recomendados, sendo o método analítico invariavelmente usado para a sua determinação o de olfactometria. Por exemplo na Alemanha (Frechen, 1989) considera-se que é razoável admitir um valor-guia para a concentração em que os percentis 95 a 97 não excedam 1 UO/m3 (UO = unidade de odor). Na Holanda (Van Harreveld, 1991) o percentil 98 aceite é também de 1 UO/m3 (médias horárias). Nos EUA os valores recomendados variam muito geograficamente (Haug, 1993): desde valores tão restritivos como percentis de 99,8 para 2 UO5 /m3, de 99,2 para 1 UO10 /m3 (médias horárias) a valores instantâneos ou de curta duração de 5 a 7 UO/m3. No quadro legislativo holandês (VROM, 21 de Março de 1995) são estabelecidos dois limites para as concentrações que se poderão verificar nas áreas envolventes de instalações geradoras de odores. Assim, relativamente ao P98 das concentrações médias horárias, tem-se como limite inferior a concentração de odor de 1 UO/m3 (a concentração de odor de 1 UO/m3 não pode ser excedida mais do que 2% do ano perto de zonas habitacionais), e como limite superior as 10 UO/m3 (a concentração de odor de 10 UO/m3 não pode ser excedida mais do que 2% do ano perto de zonas habitacionais), sendo estes limites aplicados para instalações já existentes.

5-AVALIAÇÃO DO CICLO DE VIDA

O processo de tomada de decisão entre opções de tecnologia ambiental é hoje bastante facilitado pela existência de várias ferramentas de gestão ambiental. De entre estas, a Avaliação de Ciclo de Vida (ACV) é das mais importantes. A ACV tem como ponto de partida um inventário de emissões de ciclo de vida, para no final se quantificarem os impactos ambientais (categorias de impacto).

Na Avaliação de Ciclo de Vida todos os fluxos (materiais, energia, emissões gasosas, líquidas, sólidas, etc.) que atravessam a fronteira do sistema em estudo são contabilizadas para todo o ciclo de vida do processo/produto (“from craddle-to-grave”). Deste inventário resulta uma quantidade muito grande de dados numéricos que, para serem manipuláveis e interpretáveis têm de ser agrupados, através de factores de equivalência adequados, em cargas ambientais globais, também designadas por categorias de impacto (aquecimento global, depleção da camada de ozono, eutrofização, depleção de energia, etc.). A especificação técnica desta metodologia está descrita nas normas ISO (ISO 14040:1997, ISO 14041:1998, ISO 14042:2000 e ISO 14043:2000). Para a execução de ACVs existem actualmente vários modelos matemáticos (Menke et al., 1996) e metodologias operacionais (Guinée et al., 2000; Heijungs et al., 1992; Van den Berg et al., 1995; Jensen et al., 1999). Uma das primeiras aplicações à gestão de resíduos, para ajudar à tomada de decisões ambientalmente mais correctas foi feita pela Procter & Gamble (White et al., 1996); depois disso foi apresentado um novo modelo dedicado (CSR, 2000). Outros estudos de ACV foram já publicados na área de gestão de RSU (Sonesson, 2000; Dalemo, 1999; Weitz et al., 1999; Denison, 1996; Camobreco et al., 1999; Tsiliyannis, 1999; US EPA, 2002, Smith et al., 2001, Grant et al., 2003).

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Numa ACV há que definir a “fronteira” do sistema em estudo, o que se mostra na Figura 18 para a compostagem.

Figura 18-Definição da fronteira do sistema para a Avaliação do Ciclo de Vida dos processos de tratamento biológico de resíduos sólidos por compostagem (OBS: ainda não está representada a

fase de utilização do composto final)

Na Tabela 12 resumem-se os dados de inventário referentes aos fluxos de materiais, energia e emissões.

Tabela 12-Inventário de emissões na ACV do processo de tratamento biológico de resíduos sólidos urbanos por compostagem. (White et al., 1996) Base: 1 ton resíduos (tal qual)

Fluxo ou EmissãoComposto produzido (kg) 500Consumo de energia eléctrica (kWh) 30Emissões atmosféricas (g):

· CO2 320000Águas residuais (g):

· BOD 81· COD 137· Amónia 14

Emissões gasosasA maior emissão (em volume) gasosa é a de CO2, que contribui fundamentalmente para a categoria de impacto de aquecimento global (efeito de estufa). Na compostagem o carbono orgânico biodegradável é praticamente todo convertido em CO2. Apenas nalguns casos, em que o processo é deficientemente conduzido, com formação de zonas anóxicas e anaeróbicas, uma pequena parte é convertido em CH4

(Notar que o efeito de aquecimento do CH4 é várias ordens de grandeza superior ao

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do CO2, pelo que a sua contribuição para o aquecimento global pode não ser desprezável; o CH4 também contribui adicionalmente para as categorias de impacto de formação de agentes fotoquímicos (p. ex. “smog”)).

Calculemos a quantidade total de gases libertados nos dois processos, assumindo que se parte dum RSU com tipicamente 50% de humidade: durante a compostagem cerca de 40% do peso seco (SVT) é gasificado, produzindo-se cerca de 200 kg de gases. Supondo que o que se decompõe é essencialmente celulose (que tem 44% de C), então a produção de CO2 é de 323 kg (CO2)/ton RSUbtq (44/12*200=332), ou seja, em termos volumétricos, é de aproximadamente164 m3

N (CO2)/ton RSUbtq. (Ver Tabela 18) Para além do CO2, CH4 e H2O também se forma uma pequena quantidade de uma gama muito grande de outros gases e vapores (odores, COV), como já foi referido anteriormente. De entre esses vapores destacam-se, pelo seu significado ao nível de saúde pública e de efeitos globais os seguintes: NH3, H2S, e hidrocarbonetos (COV). Tanto o NH3 como o H2S contribuem essencialmente para a categoria de impacto de acidificação; adicionalmente, o NH3 contribui também para a categoria de eutrofização. Os COV (compostos orgânicos voláteis) contribuem essencialmente para as categorias de depleção da camada de ozono (estratosférico) e formação de agentes fotoquímicos.

Efluentes líquidosA sua quantidade depende muito da natureza do resíduo e do processo tecnológico. Na compostagem há uma evaporação significativa de vapor de água para a atmosfera; o pouco lixiviado que se forma é recirculado nas pilhas. Na Tabela 13 resumem-se as características dos efluentes líquidos na compostagem. Tabela 13-Características físico-químicas dos lixiviados produzidos no tratamento biológico de

resíduos sólidos urbanos por compostagem (White et al., 1996)

Caixa Tambor rotativo

Túnel

Quantidade (l/ton) 300 - -Composição (mg/l):

CBO5 270-485 50-600 3300-7050

CQO 458-808 150-7000 6200-15100

N total 0-1 6-36 0-3

Resíduos sólidosO resíduo sólido mais importante produzido na compostagem é obviamente o produto final: composto. Dependendo do tipo de resíduos à entrada do processo, assim se originarão outros resíduos, consistindo essencialmente nos materiais inorgânicos e orgânicos não degradáveis separados no início do processo, e que por qualquer motivo não são recicláveis ou incineráveis. Por exemplo se a instalação tratar bioresíduos (ou seja, fracção biodegradável dos RSU recolhida separativamente, lamas de esgoto, resíduos de alimentação e de jardins, etc.), não se produzirão quantidades significativas de resíduos finais inertes para deposição em aterro.

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Consumo energéticoO consumo de energia nas instalações de compostagem depende do processo tecnológico usado e está relacionado com as seguintes actividades: operações mecânicas de manipulação de resíduos (transporte, moagem, crivagem), produção de energia para aquecimento do reactor, transporte de fluidos, etc. Verificam-se valores na gama 20-50 kWh (eléctricos), podendo considerar-se como valor típico o de 30 kWh /ton RSUbtq.

Os resultados duma ACV não são especificamente generalizáveis, pois dependem muito da região ou país onde o processo de compostagem tem lugar.

Algumas conclusões genéricas podem contudo tirar-se. Como exemplo duma ACV aplicada à compostagem, analisam-se a seguir resumidamente, os resultados dum estudo de compostagem em pilha com revolvimento frequente da fracção orgânica proveniente da recolha selectiva de RSUs numa região australiana; o estudo engloba, para além das fases de produção do composto, o seu transporte (até 100 km) e aplicação agrícola em culturas de vinha e algodão (ROU, 2003).

Numa ACV dum processo de compostagem, é feito o balanço entre as emissões geradas ao longo do ciclo e as evitadas (“avoided”) como resultado dos benefícios da aplicação no solo. Um exemplo característico é o balanço entre a geração de gases de estufa (que promovem o aquecimento global, principalmente o CO2 resultante da queima de combustíveis para a produção de energia necessária à produção e transporte do composto) e as emissões esses mesmos gases que são evitadas (“avoided”) como resultado da poupança de fertilizantes convencionais, biocidas e herbicidas, e água de irrigação (ver adiante Capítulo 6.APLICAÇÕES). O mesmo raciocínio se aplica ao consumo/produção de materiais e energia como recursos bióticos e abióticos.

Um dos impactos mais salientes do estudo referido acima (ROU, 2003) é o consumo energético (electricidade e “fuel diesel”) total ao longo do ciclo de vida, o que tem repercussões a nível das várias categorias de impacto ambiental.

Globalmente a Tabela 14 resume o balanço da avaliação do ciclo sob a perspectiva de quais as categorias de impacto que são mais afectadas (positivamente e negativamente).

Tabela 13 - Balanço global dos impactos do ciclo de vida da produção e utilização do composto (ROU, 2003)

Categorias de impacto afectadas positivamente (Benefícios)

Categorias de impacto afectadas negativamente

(Custos)· Aquecimento Global · Formação de Agentes

Fotoquímicos (1)

· Toxicidade Humana · Depleção de Recursos Abióticos

· Ecotoxicidade (terrestre, e aquática de águas interiores)

· Ecotoxicidade (aquática marinha) (2)

· Eutrofização(1) Devido às emissões de CO, COVs, HC e NOx (combustão para produção de energia e transporte)

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(2) Devido ao facto de que (no caso em estudo), os combustíveis (“fuel diesel) serem produzidos e consumidos na região costeira marítima

Em termos globais conclui-se que as emissões de gases de estufa, de nutrientes orgânicos (N, P, e K) (eutrofização) e de produtos tóxicos (ecotoxicidade e toxicidade humana) resultantes da produção e distribuição do composto (custos), são mais do que compensadas favoravelmente pelas mesmas emissões que foram evitadas (“avoided”) como resultado da aplicação e uso do composto (benefícios); essas emissões foram evitadas em consequência da correspondente redução potencial das culturas em necessidades de água, fertilizantes, herbicidas, biocidas, e electricidade (ver adiante Capítulo 6.APLICAÇÕES).

A situação inversa ocorre nas categorias de impacto de formação de agentes fotoquímicos, de ecotoxicidade aquática (marinha) e de depleção de recursos, em que os custos ambientais da produção e utilização do combustível para produção de energia, excedem os benefícios virtuais resultantes da redução potencial das culturas em necessidades de água, fertilizantes, herbicidas, biocidas, e electricidade.

A análise deste balanço de impactos fornece indicações úteis sobre quais os processos e fases do ciclo de vida em que poderá haver modificações para diminuir os impactos negativos.

6-APLICAÇÕES

Para finalizar faz-se uma breve referência às aplicações dum composto. O composto pode ser utilizado como:

· Fertilizante orgânico natural· Corrector de solos· Meio de cultura (em espaços verdes)· Material de cobertura (“mulching”)· Meio (suporte) para bioremediação (p.ex. de gases e vapores poluentes)

A aplicação do composto faz genericamente uso das suas características biocidas, herbicidas, fertilizante orgânico natural e de condicionador físico e químico dos solos (intercepção e captação de águas pluviais, melhoramento da estrutura, porosidade e oxigenação das zonas radiculares, etc).

Os objectivos principais da aplicação de composto são portanto, naturalmente, de redução de:

· Erosão do solo (melhora a intercepção e captação de água, bem como a estrutura do solo)· Consumo de água (retenção de água)· Consumo de biocidas e herbicidas (evita a proliferação de ervas daninhas e pestes)· Consumo de fertilizantes

Além disso, o carbono do composto fica retido (“sequestrado”) no solo, em maior ou menor grau de interacção física e química, em benefício da mitigação do aquecimento global.

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Notar no entanto que, depois de maturado e antes de aplicado no solo, o composto deve ficar em repouso (em ambiente aeróbio) durante várias semanas até deixar de diminuir de volume. Antes da aplicação ou armazenamento em local protegido poderá ainda ser necessária a crivagem de forma a remover contaminantes (vidro, plástico, etc.) ou material ainda não completamente transformado. A granulometria pode variar consoante a aplicação: grânulos grandes para a agricultura e finos para a horticultura. Das principais aplicações destacam-se portanto:

Cobertura (“mulching”) - O composto (pronto ou imaturo) pode ser espalhado pela superfície do solo para fertilizar, reter a humidade e impedir o crescimento de ervas daninhas. A camada de composto deve ter pelo menos 5 cm de altura e deve ser aplicada, idealmente, algumas semanas antes das sementeiras.

Vasos e sementeiras - Para vasos e sementeiras não se deve empregar composto imaturo visto que grande parte das plantas é sensível a substâncias fitotóxicas. O composto deve ser misturado com terra numa proporção de 1:2 (uma parte de composto para duas partes de terra).

Hortas e agricultura - O composto pode ser empregue como cobertura ou incorporado no solo antes da sementeira ou plantação. A proporção de composto a aplicar depende das necessidades das culturas e das características do solo.

Para além de ser aplicado como correctivo orgânico e na bioremediação, o composto pode ser utilizado como material de enchimento na recuperação da paisagem de antigas minas e pedreiras, na cobertura de aterros, na cobertura de valas e taludes, na silvicultura, na floricultura e em campos de futebol e de golfe.

Um composto instável (não maturado) aplicado no solo vai continuar a decompor-se rapidamente e cria limitações ao crescimento vegetal. Se assim for, é preferível utilizar este composto como cobertura do solo (“mulching”).

BIBLIOGRAFIA

Amlinger, F. “2004). “Heavy metals and organic compounds from wastes used as organic fertilizers”. Final report, ENVA 2/ETU/2001/0024

AGHTM (1985). “Le tri-compostage des ordures ménagères”. Cahiers techniques de la Direction de l'Eau et de la Prévention des Pollutions et des Risques. Agence Nationale pour la Récupération et l'Elimination des Déchets.

Camobreco, V., Ham, R., Barlaz, M., Repa, E., Felker, M., Rousseau, C. and Rathle, J. (1999). “Life cycle inventory of a modern MSW landfill”. Waste Manage. Res., 17, 394:408.

CSR (2000).”Integrated solid waste management tools: measuring the environmental performance of waste management systems”. CSR (Corporations Supporting Recycling) and EPIC (Environment and Plastics Industry Council). http://www.iwm-model.uwaterloo.ca/

Dalemo, M. (1999). “Environmental systems analysis of organic waste management. The ORWARE model”. Ph.D. thesis, Swedish University of Agricultural Sciences, Uppsala.

Decisão 2000/532/EC (2000).[Novo Catálogo Europeu de Resíduos-CER]. JOL 226, pág. De 20 Dezembro. Actualizado pelas Decisões 2001/118/EC, JOL 47, pág.1, de 16 de Fevereiro, e 2001/119/CE, JOL 47, pág. 32, de 16 de Fevereiro. Vieram revogar as Decisões 94/3/CE e

33

94/904/CE.

Decisão 2001/688/EC (2001). “Amendment to Decision 2001/157/EC (2001). Commission decision: establishing the ecological criteria for the award of the Community ecolabel to soil improvers” . EU (2001), JOCE, L242/17, 12 September. Eco-label of soil improvers. (Estabelece os critérios para atribuição do rótulo ecológico comunitário aos correctivos de solos e aos suportes de culturas).http://europa.eu.int/comm/environment/ecolabel/soil_improvers_revision.htm, http://europa.eu.int/comm/environment/ecolabel/soil_improvers.htm

Decisão 98/488/EC (1998). “Commission decision: establishing the ecological criteria for the award of the Community ecolabel to soil improvers”. JOL 219, pág. 59, de 7 de Agosto.

Decreto-Lei Nº 118/2006 (Diário da República Nº 118/2006, 21 Junho) actualiza o Dec.-Lei Nº 446/91 (22 Novembro)

Decreto-Lei Nº 446/91 (22 Novembro), estabelece o regime jurídico da utilização das lamas de depuração e transcreve para a ordem jurídica nacional a Directiva 86/278/CE (12 Junho)

Denison, R. (1996). “Environmental life cycle comparisons of recycling, landfilling and incineration: a review of recent studies”. Annu. Rev. Energy Environ., 21, 191:237.

Despacho Nº 309-G/2005 (Diário da República Nº 76/, 19 Abril), regulamente aspectos do Decreto-Lei Nº 446/91 (22 Novembro)

Directiva 1999/31/CE de 16 de Julho. JOL #182 (16/7/99)

Directiva 86/278/CE (12 Junho), relative à protecção dão ambiente e em especial dos solos na utilização agrícola de lamas.

EU (2001). “Working Document: Biological treatment of biowaste”. Report DG ENV A2/LM/biowaste. http://europa.eu.int/comm/environment/waste/report11.htm.

Feachem, R., Bradley, D., Gavelic, H. and Mara, D. (1983). “Sanitation and disease health aspects of excreta and wastewater treatment ”. World Bank Studies in Water Supply and Sanitation, Washington.

Frechen, F. (1989). “Odorous emissions and immissions of domestic and hazardous waste landfills”. II Intern. Landfill Symp, paper VII-1.

Gotaas N. (1956). “Composting-Sanitary Disposal and Reclamation of Organic Wastes”. World Health organisation, Geneva

Grant, T, Karli, L. J. and Partl, H. (2003). “Life Cycle Assessment of Waste and Resource Recovery Options (including energy from waste)”. Report to EcoRecycle Victoria, RMIT, Victoria, Australia

Guinée, J.B, Huppes, G., Udo de Haes, H.A, R., Heijungs, R., Gorree, M., Kleijn, R., van der Voet, E. and Wrisbergt, M.N. (2000). “Life cycle assessment. An operational guide to the ISO standard (3 vols)”. CML centre of Environmental Science, Leiden University. (http://www.leidenuniv.nl/interfac/cml/lca2/index.html).

Haug, R. T. (1993). “The practical handbook of compost engineering”. Lewis Publishers Corp.

Heijungs, R., Guinée, J.B, Huppes, G., Lankreijer, R.M., Udo de Haes, H.A, Sleeswijk, A.W., Ansems, A.M., Eggels, P.G., van Duin, R. and de Goede, H.P.(1992). “Environmental life cycle assessment of products. Vol 1-Guide, Vol 2- Backgrounds”. CML centre of Environmental Science, Leiden University.

Hogg, D., Barth, J., Favoino, E.,Centemero, M., Caimi, V., Amlinger, F., Devliegher, W., Brinton, W. and Antler, S. (22002). “Comparison of compost standards with the EU, USA and Australia”. WRAP (Waste and Resources Action Programm), U.K. http://www.wrao.org.uk

34

ISO 14040:1997. “Environmental management. Life cycle assessment. Principles and framework”. ISO International Organization for Standardization.

ISO 14041:1998E. “Environmental management. Life cycle assessment. Goal and scope definition and inventory analysis”. ISO International Organization for Standardization.

ISO 14042:2000E. “Environmental management. Life cycle assessment. Life cycle impact assessment”. ISO International Organization for Standardization.

ISO 14043:2000E. “Environmental management. Life cycle assessment. Life cycle interpretation”. ISO International Organization for Standardization.

Jensen, A.A, Elkington, J., Christiansen, K., Hoffmann, L.T., Møller, B., Schmidt, A. and van Dijk; F. (1999). “Life Cycle Assessment LCA-A guide to approaches, experiences and information sources”. dk-Teknik Energy & Environment. (http://themes.eea.eu.int/improvement/management)

Martin, A. M. (Ed.) (1991 ). “Biological degradation of wastes”. Elsevier Applied Science.

Menke, D., Davis, G. and Vigon, B.W. (1996). “Evaluation of life cycle assessment tools”. Environment Canada, Ottawa (http://www.ec.gc.ca/ecocycle)

Miller, F.C. and Macauley, B.J. (1998). “Odours arising from mushroom composting”. Austr. J. Experimental Agriculture, 28:553

Mills, B. (1995). ”Review of methods of odour control”. Filtration & Separation, Fevereiro, p.147-152.

Mustin, Michel (1987). “Le compost : gestion de la matière organique”. François Dubuse.

ROU-Recycled Organics Unit (2003). “Life Cycle Inventory and Life Cycle Assessment for Windrow Composting Systems. Report prepared for NSW Department of Environment and Conservation (Sustainability Programs Division)”, Published by Recycled Organics Unit, The University of New South Wales, Sydney.

Satriana, M. T. (1974). “Large Scale Composting”. Noyes Data Corporation.

Smith, A., K. Brown, J. Bates, S. Ogilvie and K. Rushton (2001). “Waste Management Options and Climate Change. Final report to the European Commission, DG Environment”. Abingdon UK, AEA Technology.

Sonesson, U., Bjorklund, A., Carlsson, M. and Dalemo, M. (2000). “Environmental and economic analysis of management systems for biodegradable waste”. Resources, Conservation and Recycling, 28, pp. 29-53

Tchobanoglous, G., Theisen, H. and Vigil, S. (1993). “Integrated solid waste management: engineering principles and management issues ”. McGraw-Hill.

Tsiliyannis, C. (1999). “Report: Comparison of environmental impacts from solid waste treatment and disposal facilities”. Waste Manage. Res., 17, 231:241.

US EPA (2002). “Solid Waste Management and Greenhouse Gases. A Life-Cycle Assessment of Emissions and Sinks”, US EPA (EPA 530-R-02-006).

van Harreveld, A. (1991). “Introduction and related practical aspects of odour regulations in the Netherlands”. In: “TR-18:Recent developments in odour regulations, controls and technology “. Pittsburgh, PA:Air & Waste Man.Assoc.

Van den Berg, N.W., Dutilh, C.E. and Huppes, G. (1995). “Beginning LCA: a guide into environmental LCA”. CML centre of Environmental Science, Leiden University

35

Weitz, K., Barlaz, M., Ranjithan, R., Brill, D., Thorneloe, S. and Ham, R. (1999). “Life cycle management of MSW”. Int. J. LCA, 4, 195:201.

White, P., Franke, M. and Hindle, P. (1996). “Integrated solid waste management. A Life Cycle Inventory”. Blackie Academic & Professional.

36